Epurarea Apelor Gri cu Ajutorul Unui Reactor de Tip Pat Fluidizat Si Pericolele Asociate Utilizarii Acestuia Pentru Irigarea Spațtilor Verzi Urbane
CUPRINS:
Listă figuri
Figura I – 1 Circuitul apei în natură (2014) www.usgs.gov 10
Figura I – 2 Distribuția rezervei de apă ale Pământului (2014) www.usgs.gov 11
Figura I – 3 Distribuția utillizăriii apei în 28 de țări europene (AEE, 1999) 12
Figura I – 4 Utilizările posibile la scară internă pentru reutilizarea apelor gri 44
Figura I – 5 Reprezentarea schematică a riscului 47
Figura I – 6 Definirea analizei de risc în conformitate cu ISO 31000. 48
Figura I – 7 Pat de nisip utilizat pentru tratarea apelor gri 52
Figura I – 8 Principiul de separare al membranelor 57
Figura I – 9 Exploatarea unui reactor discontinuu (stânga) și un reactor cu pat de nămol (dreapta) 59
Figura I – 10 Diagrama a unui reactor biologic rotativ (după Mba, 2003) 64
Figura I – 11 Metodă de tratare a apei gri cu o lagună cu două etaje 65
Figura I – 12 Fluidizare trifazică (Muroyama și Fan (1985)) 69
Listă tabele
Tabel I – 1 Utilizarea apei potabile în secolul al XX – lea km3/an (Shiklomanov 1999) 10
Tabel I – 2 Criteriile și valorile limită din diferite țări / organizații ale apei uzate tratate în funcție de modul de reutilizare 21
Tabel I – 3 Valori limită de încărcare cu poluanți a apelor uzate urbane și industriale evacuate în receptori naturali 26
Talel I – 4 Compoziția medie a apelor uzate menajere în g/loc*zi 29
Tabel I – 5 Caracteristicile apelor uzate menajere (EUD), comparative cu apa uzată gri de la mașina de spălat (MAL), baie (SDB) și un amestec din cele două. 33
Tabel I – 6 Amestecuri caracteristice apei gri 35
Tabel I – 7 Caracterizarea apelor gri provenite de la mașina de spălat 39
Tabel I – 8 Caracteristicile aperlor uzate provenite de la baie 40
Tabel I – 9 Principalele infecții la om cu apă, în conformitate cu Leclerc și colab.(1982) 44
Tabel I – 10 Compoziția apei gri burte (intrate) și tratate (ieșite) obținuta cu ajutorul unui proces chimic 49
Tabel I – 11 Compoziția apei gri burte (intrate) și tratate (ieșite) obținută cu ajutorul unui proces chimic 50
Tabel I – 12 Compoziția apei brute (intrate) și tratate (ieșite) obținute printr-un proces fizic 53
Tabel I – 13 Compoziția apei brute (intrate) și prelucrate (ieșire) obținută cu ajutorul unui proces biologic 59
Tabel I – 14 Compoziția apei gri brute (intrare) și prelucrate (de ieșire) obținute printr-un proces hibrid. 64
Tabel I – 15 Compoziția apei gri brut (intrare) și prelucrate (de ieșire) obținut printr-un proces hibrid 65
Nomenclatură și abrevieri
Ab. – reducerea
ANOVA – Analiza de variație
CF – bacterii coliforme fecale
Cl – clor
CT – bacterii coliforme totale
COD – carbon organic dizolvat
COT – carbon organic total
CBO5 – consumul biochimic de oxigen pentru 5 zile;
CBO – consumul biochimic de oxigen;
CBOt – consumul chimic de oxigen total;
CODd – consumul chimic de oxigen disociat;
DTS – timp de distribuție;
E. coli – Escherichia coli
ENT – enterococci intestinali;
ETM – urme de elemente metalice;
EUD – apă menajeră;
H2O2 – peroxid de oxigen;
L.D. – limita de detecție;
MAL – mașină de spălat;
Max. – maxim;
MS – materii în suspensie;
Min. – minim;
Ntot – azot total;
NH4+ – amoniac;
NO3- – nitrați;
NO2- – nitriți;
N.D. – nedetectat;
NCP – numărul cel mai probabil;
N.R. – nu a fost realizată;
Ptot – fosfor total;
pH – potențialul hidrogenului;
PVC – policlorura de vinil;
RBC – contactor biologic rotativ;
SDB – baie;
SBR – secvențiere lot reactor;
STR – streptococci fecali;
Turb. – turbiditate;
τ – timpul de trecere al efluentului;
ṫ – timp mediu de ședere;
θ – timp redus;
UFC – unitate formatoare de colonii;
UVC – Ultra Violet C.
INTRODUCERE GENERALĂ
Creșterea populației și dezvoltarea economică exercită o presiune puternică asupra resurselor de apă. Conservarea resurselor de apă a devenit o provocare a secolului XXI, tehnicile și reciclarea apelor uzate sunt dezvoltate pentru a reduce consumul de apă de bună calitate. Apariția practicilor legate de reutilizarea apelor uzate la început a explodat în regiunile din zonele aride, cum ar fi Australia, California sau Israel. Din cauza climatului schimbător și densificării urbane, această problemă a devenit globală.
Reutilizarea apelor reziduale sau a apei de proces este comună în industrie, dezvoltarea industrială și tehnologică permite obținerea descărcărcării la zero. Cu toate acestea, costul de producție de apă reciclată poate fi ridicat din punct de vedere economic. Cu toate acestea, această practică poate fi folosită pentru a reduce amprenta asupra mediului producției industriale. Pe de altă parte, în zonele foarte urbanizate, reciclarea apelor uzate s-a extins la scară internă în cazul în care se consideră că sunt din ce în ce mai reutilizabile apele uzate de la baie, de la mașina de spălat rufe sau apă de gătit pentru utilizări în cazul în care apa de calitate inferioară ar trebui să fie suficientă. Aceste trei tipuri de ape uzate sunt numite în mod obișnuit "apă gri ''.
Apa gri de la baie și de la mașină de spălat poate fi folosită atât pentru mașinile de spălat sau pentru spălarea interioarelor în timp ce acestea sunt destinate protecție interne, sau pentru irigații agricole, incendiu, vehicule de spălat drumurile destinate protecției exterioare. Unele țări folosesc apă gri fără tratament. Cu toate acestea, utilizarea apei gri netratată poate duce la contaminarea cutanată la contactul cu o rană deschisă sau prin contact cu mână / gură. Contaminarea prin inhalare poate fi de asemenea periculoasă, se pot inhala aerosoli creați în timpul utilizării apei gri pentru irigare sau de la mașinile de spălat drumuri. În cele din urmă, calitatea apei gri brute poate provoca, de asemenea coroziune, scalarea și ancrasarea conductelor. Prin urmare, este necesar să se trateze apa gri înainte de reutilizare.
Starea de sănătate a utilizatorului este de fapt în centrul preocupărilor privind managementul riscului. În unele țări, oamenii sunt foarte conștienți de evaluăriile apelor gri, în special în zonele de stres ridicat de apă. Percepția și acceptarea este, totuși foarte fragilă, sau o problemă care poate provoca o respingere definitivă. În alte țări lipsa unor cunoștințe sau informații induce imediat o percepție negativă a valorii apei gri, indiferent de utilizarea preconizată. Cunoștințele noi cu privire la pericolele asociate este necesară deoarece utilizarea apei gri distinge riscul perceput și riscul real, în scopul de a schimba percepția spre o mai bună proprietate.
Într-adevăr, utilizarea apei gri pot fi periculoasă din cauza compoziției acestor ape. Acesta este motivul pentru care multe studii s-au concentrat pe identificarea diferitelor procese, performanța de procesare (chimică, biologică, fizică sau hibrid), pentru a caracteriza fizico-chimic și microbiologic compoziția de apă tratată astfel produsă. Cu toate acestea, câteva studii caută să caracterizeze efectele asociate cu utilizarea acestei ape tratate asupra mediului și asupra oamenilor.
Aceasta este scopul de a spori nivelul de cunoștințe cu privire la riscurile asociate pentru reutilizarea apei gri, în special pentru irigare a spațiilor verzi urbane.
Capitolul I este dedicat apei menajere reciclate și mai ales a apei gri. Mai întâi de toate caracteristicile apei gri sunt prezentate. Procesele de tratare a apei menționate în literatura de specialitate sunt apoi detaliate și o parte specifică este dedicată prezentării reactorului cu pat fluidizat.
Capitolul II este dedicat optimizării procesului de tratare selectat, reactorul cu pat fluidizat, care nu a fost dezvoltat pentru tratarea apei gri. Astfel, comportamentul hidrodinamic al reactorului a fost caracterizat să fie comparat cu cea a unui reactor ideal sau o cascadă de reactoare ideale. Într-o a doua etapă, cinetica studiilor de biodegradare a apei gri sunt dezvoltate. În fine, combinația de studii hidrodinamice și cinetice a fost folosită pentru a modela degradarea apei gri care este descrisă în cadrul reactorului.
Capitolul III prezintă performanțele de purificare a reactorului cu pat fluidizat obținut în monitorizarea pe termen mediu. Este prezentată configurația reactorului de a trata apa gri de la baie și duș într-o gospodărie medie. Studiul industriei și protocolului de monitorizare a apei gri sunt detaliate. Ulterior, caracteristicile apei gri brute și apei gri tratată obținută din reactorul cu pat fluidizat sunt discutate.
În cele din urmă, Capitolul IV descrie o analiză a riscurilor legate de reutilizarea apei gri tratate pentru irigarea spațiilor verzi urbane. În primul rând, designul de loturi experimentale și un curs de studiu sunt descrise. În a doua etapă, sunt prezentate identificarea pericolelor legate de reutilizarea apei gri tratate și mijloacele folosite pentru a stabili specificațiile. În final, rezultatele analizei de risc sunt explicate.
Capitolul I – Studiul bibliografic
Introducere
Scopul acestui capitol este de a defini importanța reciclării apei gri și de a determina ce proces de tratare permite obținerea unei calitati satisfăcătoare a apei gri tratate în conformitate cu reglementările în scopul de a o utiliza pentru irigarea spațiilor verzi urbane. Pentru a realiza acest lucru, am studiat mai mult de 200 de publicații, articole de ziar, referințe normative sau de reglementare, cărți științifice.
Prima parte a acestui capitol este de a stabili o documentație cu privire la reciclarea apelor uzate menajere. Inițial, ciclul de apă, consumul de apă potabilă și utilizările sale vor fi prezentate. Într-o a doua etapă, reutilizarea apelor uzate vor fi abordate din ceea ce privește sectorul industrial, reglementarea și percepția utilizatorilor. În al treilea rând, caracteristicile apei gri vor fi expuse. În cele din urmă, metodologiile existente pentru a descrie riscul de reutilizare a apei vor fi studiate.
A doua parte este dedicată diferitelor procese de tratare a apei gri în literatura de specialitate. Performanța de purificare și diferitele caracteristicile chimice, fizice, biologice vor fi detaliate pentru a studia performanța diferitelor procese de tratare, pentru a determina ceea ce este cel mai potrivit pentru a atinge tratamentul de calitate dorit al apelor reziduale.
În cele din urmă, a treia parte este dedicată procesului selectat utilizând un reactor cu pat fluidizat, care este frecvent utilizat pentru tratarea apelor reziduale.
Reciclarea apei
Circuitul apei în natură
Circuitul apei în natură este procesul de circulație continuă a apei în cadrul hidrosferei Pământului. Acest proces de circulație continuă este pus în mișcare de radiația solară și de gravitație. În timpul parcurgerii circuitului, apa își schimbă starea de agregare fiind lichidă, solidă sau gazoasă. Apa se mișcă dintr-un element component în altul al circuitului prin diferite procese fizice, dintre care cele mai importante sunt evaporația, transpirația, infiltrația și scurgerea.
Pământul are o rezervă mondială de apă de 1.386 milioane de km3 de apă, 96 % fiind reprezentată de către apa sărată. Din totalul de apă dulce, peste 68% este blocată în gheață și ghețari, iar 30% din apa dulce este prezentă în subteran. Sursele de apă dulce de suprafață (râuri, lacuri) însumează doar 93.100 km3, care reprezintă aproximativ 1/150 dintr-un procent din totalul de apă. În urma acestui fapt, râurile și lacurile reprezintă sursele principale pentru apa folosită zilnic de oameni.
Figura I – 1 Circuitul apei în natură (2014)
Figura I – 2 Distribuția rezervei de apă ale Pământului (2014)
Creșterea populației și urbanizarea au dus la o creștere a cererii de apă potabilă la începutul secolului al XX – lea, agricultura și industriile fiind principalii consumatori cu aproximativ 90% din utilizarea resurselor în timp ce pentru uzul casnic doar 10%.
Tabel I – 1 Utilizarea apei potabile în secolul al XX – lea km3/an
Apa și conservarea ei sunt provocările secolului XXI. Normele calitative pentru apa potabilă există de mult timp. Pe măsură ce a progresat știința, poluarea s-a intensificat și diversificat, a crescut exigența și complexitatea standardelor, metodelor de analiză și control. Putem afirmă că astăzi apa este cel mai bine cunoscut și monitorizat factor de mediu. Dar chiar în țările dezvoltate s-a dovedit că nu s-a făcut încă destul și că standardele și reglementările trebuie periodic reconsiderate și actualizate, pentru a asigura sănătatea populației.
Fiecare țară sau regiune dintr-o țară are propriile norme de calitate. Totuși pe plan mondial se tinde spre o bază comună, rezultată din experiența și necesitățile tuturor. În acest sens Organizația Mondială a Sănătății a emis și reeditează periodic "Directivele pentru calitatea apei potabile" iar organisme internaționale precum Uniunea Europeană promovează și ele norme comune detaliat sau cel puțin orientative, cum sunt Regulamentul (CE) nr. 596/2009 privind calitatea apei destinate consumului uman.
Consumul de apă în Europa
Utilizarea resurselor de apă de suprafață sau subterană poate fi clasificată în patru categorii: producție urbană, agricultură, industrie și producere de energie. Figura I – 3 arată distribuția acestor utilizări pentru 28 de țări europene. Sunt observate variații foarte mari, de exemplu țările mediteraneene, Spania, Italia, Grecia, au un procent foarte mare pentru consumul apei în agricultură comparative cu alte utilizări, în timp ce pentru țările din Europa de Nord, Germania, Belgia, Franța, utilizarea apei este foarte importantă pentru producerea de energie.
Figura I – 3 Distribuția utillizăriii apei în 28 de țări europene
În ansamblul Europei, 44% din apa captată se utilizează pentru producția de energie, 24% pentru agricultură, 21% pentru aprovizionarea cu apă a populației și 11% în industrie. Totuși, în spatele acestor cifre se ascund diferențe semnificative în ceea ce privește consumul de apă în diverse sectoare pe teritoriul continentului.
În Europa, apele de suprafață, respectiv lacurile și râurile, furnizează 81 % din totalul apei dulci captate și reprezintă sursa predominantă de apă pentru industrie, energie și agricultură. In schimb, alimentarea cu apă a populației se bazează în principal pe apa subterană datorită calității în general mai bune a acesteia. Aproape toată apa utilizată în producția de energie se întoarce într-un corp de apă, în timp ce cu apa captată pentru agricultură nu se întâmplă același lucru.
Desalinizarea a devenit o alternativă din ce în ce mai des folosită la sursele convenționale de apă, în special în zonele Europei cu stres hidric accentuat. Cu toate acestea, la evaluarea impactului general al desalinizării asupra mediului, trebuie să se ia în considerare necesarul ridicat de energie al acestei metode, precum și volumul de apa sărată rezultat.
Poluarea apei
Poluarea reprezintă un fenomen complex de modificare a proprietăților și caracteristicilor naturale ale apei curate prin introducerea unor substanțe sau forme de energie. Poluarea poate fi caracteristică prin prezența oricărei substanțe străine (organice, anorganice,biologice sau radiologice) care tinde să degradeze calitatea apei și să o facă improprie folosințelor. În timpul parcursului pe suprafața solului sau în sol, apele se impurifică prin dizolvarea sau încărcarea cu suspensii din rocile care alcătuiesc terenul sau din murdăriile depozitate în mod natural sau artificial.
Apele de canalizare care se deversează în emisar provin din apele restituite din locuințe, centre populate, unități industriale agrozootehnice etc. și de pe teritoriile aferenților lor. Ele se clasifică în raport cu proveniența în: ape uzate menajere publice și ape industriale.
Apele uzate menajere se formează în locuințe prin folosirea apei potabile la prepararea hranei, la spălatul vaselor, al rufelor sau la întreținerea curentă a clădirilor. În aceste ape de scurgere există substanțe care se formează prin descompunerea substanțelor albumenoide, avuide, aruine, hidrogen sulfurat.
Apele uzate publice se formează în băi publice piscine, ape rezultate de la spălatul străzilor a autovehiculelor. Industria folosește cantități importante de apă pentru diferite procese tehnologice deversând în emisar ape puternic impurificate. Felul și gradul de impurificare sunt specifice fiecărei ramuri de activitate industrială dar caracteristica lor comună este prezența impurităților în concentrație mare și aproape totdeauna a unor substanțe dăunătoare atât florei și faunei acvatice cât și omului .
Poluarea industrială are diverse aspecte legate de procesul tehnologic de producție astfel încât în emisar pot fi deversate ape uzate încărcate cu diverși compuși chimici, ape cu temperaturi mai ridicate decât cea a mediului, ape încărcate cu diverse substanțe organice sau suspensii.
Apele uzate în agricultură apar datorită procedeelor moderne de îngrășare a soluțiilor de combatere a dăunătorilor și din complexele agrozootehnice. Poluarea cu substanțe chimice folosite în agricultură devine îngrijorătoare pe de o parte datorită suprafețelor intense pe care se folosesc aceste substanțe iar pe de altă parte datorită marii stabilități în timp a acestora.
Poluanți caracteristici
Apele uzate cu cea mai mare încărcătură de poluanti sunt apele uzate menajere și cele industriale. Principalele categorii de poluanți care conferă apelor ce îi conțin caracteristici de ape uzate, prin alterarea caracteristicilor fizice, chimice și biologice ale acestora sunt:
reziduri organice provenind din apele uzate menajere, industriale și complexe de creștere a animalelor. Cele mai încarcate sunt cele din industria alimentară, cea organică de sinteză și de hârtie. Impactul acestor compuși constă în reducerea concentrației de oxigen dizolvat cu repercursiuni asupra florei, faunei. Prezența acestor compuși este indicată de CBO5.
nutrienții includ: azotul, fosforul, compușii cu azot și fosfor, siliciul și sulfații. Principalele surse de generare le constituie apele uzate menajere și efluenții din industria îngrășămintelor chimice. Azotul și fosforul stimulează creșterea algelor provocând fenomenul de eutrofizare.
Substanțe toxice (poluanți prioritari) respectiv metale grele, cianuri, compuși organici clorurați , lignină, proveniți din industria chimică, celulozei și hârtiei, petrochimică. Poluanții prioritari sunt compuși organici sau anorganici selectați pe baza toxicității foarte mari, efectelor cancerigene sau mutagene.Acești poluanți sunt denumiți și compuși toxici (refractari) și se găsesc în majoritatea cazurilor în apele uzate industriale, fiind însă uneori depistați în cantități foarte mici în apele alimentare fie datorită unor infiltrații, fie epurării necorespunzătoare a apelor din amonte. O clasificare a compușilor organici nebiodegradabili care reprezintă majoritatea poluanților organici prioritari s-a realizat pe clase de compuși astfel:
compuși halogenați ai hidrocarburilor saturate și nesaturate;
compuși aromatici monociclici;
compuși fenolici;
compuși policiclici;
eteri și esteri ai acidului ftalic;
compuși cu azot;
pesticide;
compuși policlorurați ai fenil benzenului.
Impactul este deosebit asupra cursurilor de apă, asupra oamenilor și asupra organismelor acvatice. Încetinesc sau stopează procesele de autoepurare sau epurare biologică și pot da produși de dezinfecție:
suspensii inerte ,materii coloidale sau materiale fin divizate rezultate ca urmare a proceselorde spălare din diverse industrii. Prin depunerea solidelor în suspensie se perturbă viața acvatică normală (înfundarea branhiilor peștilor) în emisarul în care a fost deversată apa uzată.
alți compuși cum ar fi: sărurile sau agenții reducători (sulfiți sau săruri feroae) acizi, baze, uleiuri, care apar în efluenții rezultați din diverse industrii. În cantități mici, sărurile nu au efecte negative asupra mediului înconjurător, dar compușii reducători, prin consumarea oxigenului dizolvat micșorează capacitatea de autoepurare a emisarului.
apa caldă produsă de mai multe industrii care utilizează apa ca agent de răcire. Deversarea ca atare a apei calde în emisar perturbă desfășurarea proceselor biologice de autoepurare (temperature maximă admisă 30°C).
contaminarea bacteriologică poate fi produsă de către industriile alimentare, crescătoriile de animale sau canalizarea apelor menajere și industriale în sistem combinat.
Impactul poluanților asupra mediului
Odată cu creșterea numărului populației și necesității ei se înregistrează o creștere considerabilă a producerii diferitor substanțe și articole sintetice în compoziția cărora intră compuși chimici care în timpul fabricării și utilizării prezintă un pericol mare pentru sănătatea oamenilor și mediul ambient. A sporit considerabil și utilizarea pesticidelor în agricultură, aplicarea intensivă a acestora provoacă efecte toxice asupra tuturor ființelor vii.
O categorie deosebit de periculoasă a compușilor menționați o prezintă poluanții organici persistenți care se utilizează în industrie și agriculură și în unele cazuri se generează în cadrul proceselor industriale.
În majoritatea bazinelor acvatice, cursurilor de apă, mărilor sunt depistate diferite concentrațiide pesticide și alte substanțe organice persistente. În cazul unor cantități mai mari de pesticide apa capătă un miros specific, caracteristic acestor tipuri de substanțe. Datorită proceselor de migrare,pesticidele impreună cu apa de ploaie se infiltrează în straturile freatice și chir în cele arteziene.
Sursa cu cel mai mare număr potențial de poluare este agricultura. Reziduurile netratate de laformele zootehnice sunt împrăștiate pe terenuri și o parte își croiesc drum până la cursul de apă.
Necesitatea epurării apelor uzate
Pentru asigurarea cantitativă și calitativă a apei necesară tuturor folosințelor (industrii, irigații,orașe) este necesar, ca pe lângă alte lucrări și măsuri de gospodărire a apelor, să se asigure utilizarea cu randament maxim a instalațiilor de epurare existente și să se dezvolte noi tehnologii de epurare capabile să asigure din apa epurată o nouă sursă de apă pentru alimentarea sistemelor de irigații sau pentru industrii.
Procesul de epurare constă în îndepărtarea din apele uzate a substanțelor poluante, în scopul protecției calității apelor și a mediului înconjurător.Epurarea constitue unul din aspectele poluării apei. Stabilirea comportării multiplelor substanțe care poluează apele de suprafață, precum și efectelor asupra organismelor vii fac obiectivul epurării apelor.
Epurarea apelor uzate se efectuează în construcții și instalații grupate într-o anumită succesiune tehnologică în cadrul unei stații de epurare. Mărimea stației de epurare va depinde de cantitatea și calitatea apelor uzate ale receptorului, de condițiile tehnice de calitate, care trebuie să leîndeplinească amestecul dintre apa uzată și a receptorului în aval de punctual de deversare a apelor uzate, astfel încât folosințele din aval să nu fie afectate.
O caracteristică a stațiilor de epurare o reprezintă materia primă care este apa uzată. Randamentul impus la eliminarea poluanților din apă (gradul de epurare) este adesea la ordinul a 80% și chiar peste 95%, valori superioare celor obișnuite în prelucrărle industriale. Una din metodele de bază aplicate pentru eliminarea poluanților organici din apele uzate,epurarea biologicăoperează cu populații de microorganisme,cu evoluție deosebit de greu de dirijat.
Stațiile de epurare se realizează cu costuri de investigații mari și cu cheltuieli de exploatare ridicate, care, numai parțial pot fi recuperate. Se impun studii tehnico-economice aprofundate învederea găsirii soluțiilor care să contribuie la reducerea diferitelor costuri.În acest scop se are învedere aplicarea unor măsuri preliminare de prevenire a poluării apelor, respectiv ușurarea epurării apelor uzate.
Recuperarea și utilizarea apei pluviale
O problemă tot mai astringentă a societății actuale este apa potabilă a căror rezerve trebuiesc folosite cu chibzuință, risipirea ei trebuind evitată. Un punct de vedere de luat în considerare este necesitatea irigării spațiilor verzi și grădinilor datorită încălzirii globale cu veri tot mai lungi și mai uscate . Această irigare se poate face cu apă recuperată din precipitații protejând astfel resursele de apă potabilă existentă. Un alt punct de vedere de luat în considerare este prețul plătit pentru aceasta apă recuperată în comparație cu cel al apei potabile și economia facută folosind aceste sisteme. Un alt punct de vedere demn de luat în considerare este ca pe un teren viran apa de ploaie se infiltrează natural în pământ și urmează cursul ei natural, construind cât mai mult pe acest teren, apa de ploaie nu mai are unde se infiltra deci nu își mai poate relua circuitul ei natural, apărând probleme de acumulare de apă în exces. Aceste sisteme complete de recuperare a apei de ploaie împiedică acumulările de apă, viiturile care se pot crea în condițiile de ploaie torențială, pot stoca apa pentru refolosire, iar surplusul se infiltrează în pământ prin sisteme speciale, redând-o in circuitul natural.
Rezervele suplimentare de apă de ploaie se pot utiliza la irigat spațiile verzi, grădinile, spălarea mașinii și alte activități casnice. Astfel consumul de apa potabilă se poate reduce cu până la 50%.
Utilizarea apei de ploaie are diverse avantaje la nivel ecologic. Aceasta ajută la menținerea utilizării a acviferelor, care sunt deja la un nivel critic în perioadele de vară.
Sistemele de canalizare pluviale colectează și evacuează apele provenite din precipitații atmosferice de pe suprafața acoperișului și a platformelor amenajate, aferente sau adiacente clădirii. Aceste sisteme cuprind următoarele elemente funcționale: receptori de siguranță/prea plin, coloane, conducte și elemente de evacuare, rigole, șanțuri, separatoare de impurități, stații de pompare, construcții de descărcare în medii receptoare.
Epurarea apelor uzate
În secolul al XIX – lea au apărut în Anglia primele stații de epurare, chiar dacă inițial s-au realizat doar canalizări care au rezolvat problema epidemiilor hidrice, dar au făcut din Tamisa un râu mort ce degaja miros pestilential, încât de geamurile parlamentului au trebuit atârnate cârpe îmbibate cu clorură de calciu. Bazele monitoringului s-au pus tot în Anglia, parametrul “consum biochimic de oxigen” (CBO5) introducându-se în 1898, când a fost conceput în concordanță cu realitățile englezești: temperatura 20° C, timp de rezistență în râu 5 zile, tip de poluare fiind cea fecaloid – menajeră.
În Statele Unite ale Americii, în anul 1984 existau 15438 de stații de epurare care deversau o populație de 17220500 locuitori, adică 73.1%. Din punct de vedere al încărcăturii organice măsurate prin CBO5 a fost de 84%, iar din punct de vedere al suspensiilor de 86.3%. După 21 de ani s-a atins un număr de 16980 de stații de epurare care deservea aproximativ 86.6% din populație, procentul de epurare a apelor din punct de vedere al încărcăturii organice măsurat prin CBO5 fiind planificat să atingă 89.9% iar din punct de vedere al suspensiilor de 88.9%. Tot mai puține ape uzate după epurare se descarcă din nou în emisar, se infiltrează în sol sau se utilizează pentru irigatții, în industrie, pentru recreere, pentru piscicultură.
Cea mai mare parte a stațiilor de epurare a apelor uzate diferă prin dimensiuni și tehnologii folosite și au o schemă constructivă diferită. Majoritatea sunt pe verticală, dar există și unele pe orizontală. Ocupă foarte mult teren, dar o parte din instalații se pot realiza în subteran cu spații verzi deasupra.
La stațiile de epurare distingem o treaptă primară, mecanică, o treaptă secundară, biologică, și doar la unele stații o treaptă terțiară, biologică, mecanică sau chimică.
Treapta primară constă din mai multe elemente successive, cum ar fi: grătarele, sitele, deznisipatoarele și decantoarele primare.
Grătarele rețin corpurile plutitoare și suspensiile grosiere (bucăți de lemn, textile, plastic, pietre etc.). Grătarele sunt succesive cu spații tot mai dese între lamele, curățarea materiilor reținute realizându-se mecanic. Acestea se gestionează precum și gunoiul menajer, luând drumul rampei de gunoi sau a incinatorului.
Sitele au rol identic grătarelor, dar au ochiuri dese reținând solide cu diametru mai mic.
Deznisipatoarele asigură depunerea pe fundul bazinelor a nisipului și pietrișului fin și altor particule ce au trecut de site dar care nu se mențin în ape liniștite mai mult de câteva minute. Nisipul depus se colectează mecanic de pe fundul bazinelor și se gestionează ca deșeu împreună cu celelalte rezultate din etapele anterioare, deoarece conțin mai multe impurități organice.
Decantoarele primare sunt longitudinale sau circulare și asigură staționarea apei timp mai îndelungat, astfel că se depun și suspensiile fine. Se pot adăuga în ape și diverse substanțe chimice cu rol de agent de coagulare sau floculare, uneori se interpun și filtre. Spumele și alte substanțe flotante adunate la suprafață cum ar fi grăsimi , substanțe petroliere, se rețin și se înlătură iar nămolul depus pe fund se colectează și înlătură din bazin cu ajutorul lamelor racloare susținute pe pod rulant și se trimite la metantancuri.
Treapta secundară constă în mai multe etape cum ar fi: aerotancurile și decantoarele secundare. Aerotancurile sunt bazine unde apa este amestecată cu nămol activ ce conține microorganisme ce descompun aerob substanțe organice. Se introduce continuu aer pentru a accelera procesele biochimice. Decantoarele secundare sunt bazine în care se sedimentează materialele de suspensie formate în urma proceselor complexe din aerotancuri. Acest nămol este trimis la metantancuri iar gazele se folosesc ca și combustibil.
Treapta terțiară nu există la toate stațiile de epurare. Are de regulă rolul de a înlătura compuși cum ar fi nutrienți azot și fosfor, în exces și a asigura dezinfecția apelor. Treapta aceasta poate fi biologică, mecanică, chimică sau combinată, utilizând tehnologii clasice precum filtrarea sau cum este absorbția pe cărbune activat, precipitare chimică, etc.
Apa trecută prin această etapă trebuie să aibă o calitate acceptabilă, care să corespundă standardelor pentru ape uzate epurate. Utilizarea pentru irigații a apelor uzate este indicată după tratamentul secundar deoarece au un conținut scăzut de nutrienți. Acest procedeu este aplicabil dacă acele ape nu conțin substanțe toxice specifice peste limitele admise și produsele agricole rezultate nu se consumă direct. În acest caz nu mai este necesară treapta a III –a și nu se mai introduc ape în emisar.
Reutilizarea apelor uzate
Asanarea stării apelor și reutilizarea acesteia se dezvoltă rapid în întreaga lume. Comparată cu desalinizarea, este o opțiune eficientă din punct de vedere al costurilor și de economisire a energiei pentru creșterea rezervelor de apă și diminuarea impactului variabilității climatice și schimbărilor climatice. Există oportunități diferite de reutilizare cu valori sociale, economice și de mediu diferite: irigare agricolă, acvacultură, utilizări urbane nepotabile, restaurarea corpurilor de apă și zonelor umede și în industrie pentru răcire, boiler de alimentare sau apă de proces.
Reutilizarea apei în agricultură
Reutilizarea apei uzate în agricultură este un element de dezvoltare și management al resurselor de apă care furnizează opțiuni inovative și alternative pentru agricultură. Reutilizarea apei asanate pentru irigare intensifică productivitatea agricolă: furnizează apă și nutrient, și îmbunătățește productivitatea recoltelor.
Reutilizarea apei uzate prin irigare și acvacultură poate servi funcției proprii de producere a hranei ca și procesele din timpul reciclării produselor nutritive din deșeurile urbane. Reutilizarea apei uzate înseamnă obținerea unui bun productiv dincolo de produsele din deșeuri, în timpul contribuției purificării naturale către schemele de management sustenabil al resurselor naturale.
Transformarea apei uzate într-un bun cu valoare, precum și eliminarea obstacolelor dintre apă și nutrienți pentru susținerea și promovarea producției hranei. Sectorul agricol poate furniza atunci sectorului urban o funcție de mediu care poate fi evaluată ca un serviciu de mediu. Agricultura urbană și periurbană poate, în același timp, să furnizeze hrană zonelor urbane și să acționeze ca „manager de mediu” (Thiébaut, 1995).
În cele mai multe țări aflate în curs de dezvoltare, apa uzată urbană este larg utilizată, tratată parțial sau netratată, pentru a iriga legumele, orezul și nutrețul pentru vite. Datorită lipsei transportului refrigerat, 70-90% din legumele consumate în multe orașe sunt crescute, de asemenea, în cadrul graniței orașului și aceasta implică utilizarea unei surse generale de apă puternic poluată, de cele mai multe ori de origine menajeră (apă uzată menajeră).
Irigarea cu apă uzată poate fi atât un risc major pentru sănătatea fermierilor și a consumatorilor cât și o contribuție economică majoră în termenii locurilor de muncă și furnizării alimentelor.
Reutilizarea apei în industrii
Poluarea industrială de la industriile mari este de interes în unele orașe. Descărcările necontrolate ale contaminanților periculoși de la aceste industrii au drept rezultat dezvoltarea constituienților toxici în apele de suprafață și contaminarea apei subterane.
Totuși, nu există în mod obișnuit alegerea fermierilor de a utiliza apă uzată ci mai degrabă o necesitate, așa cum deseori este dificil să găsești surse de apă curate în și în jurul majoritatea orașelor. Apa uzată are multe avantaje pentru fermieri și poate conține – în funcție de gradul de diluție – cantități semnificative de nutrienți pentru producția de culturi care reduce necesarul de fertilizatori chimici. Conținutul apei uzate în materie organică, azot, fosfor și potasiu poate îmbunătății fertilitatea solului, intensifica dezvoltarea plantelor și poate crește productivitatea agricolă.
Reutilizare apei în alte scopuri
Apa uzată poate fi reutilizată pentru scopuri municipale, precum irigarea terenurilor (parcuri, zone verzi, terenuri de golf, etc.), încărcare suplimentară a apelor subterane, utilizări recreaționale și de mediu (restaurarea corpurilor de apă și zonelor umede), utilizări industriale, apă de toaletă și reutilizare potabilă. Pentru siguranța microbiologică și pentru unele opțiuni de reutilizare, au fost necesare tehnologii avansate, precum sterilizarea cu UV și procesele de izolare cu membrane (Mujeriego și Asano, 1998). Reglementările vor varia cu aplicarea tipului de reutilizare, cele mai stringente fiind pentru reutilizarea potabilă.
Reglementările internaționale cu privire la reutilizarea apelor uzate tratate
Este necesar să se cunoască toate reglementările în vigoare din România și din alte țări, pentru a stabili obiectivele de calitate a apelor tratate. Diferitele reglementări deja în vigoare sunt adaptabile și utilizarea apelor uzate menajere tratate varaiază în funcție de performanțele tratamentului.
Tabelul I – 2 prezintă tipul de apă și valorile normative sau reglementare necesare în funcție de tipul de utilizare prevăzut pentru reutilizarea acestora în diferite țări. În țări cum ar fi Spania, Iordania, Marea Britanie și Japonia există valori fixe pentru anumite criterii fizico – chimice și microbiologice în vederea reutilizării apelor uzate menajere pentru irigații agricole. În alte țări, cum ar fi Japonia și Statele Unite ale Americii, preferă să se limiteze la o utilizarea a apelor uzate menajere pentru irigațiile interne, la protecția împotriva incendiilor sau spălatul mașinilor.
Țările cu reglementările bine stabilite sau cu acte normative cu privire la reutilizarea apelor uzate menajere tratate sau mai precis a apelor gri, prezintă criterii foarte bine stabilite pentru calitatea apei în scopul reutilizării acesteia. Aceste criterii se bazează în principal pe următorii parametrii: consumul biochimic de oxigen timp de 5 zile (CBO5), materii in suspensie (MES), pH și turbiditatatea pentru calitatea fizico – chimică, coliformi totali (CT) și Escherichia coli (E. coli) pentru calitatea microbiologică.
Este important să subliniem faptul că alegerea parametrilor, precum și a valorilor limită, variază foarte mult în funcție de țară. De exemplu, în Iordania, unde apa epurată poate fi utilizată pentru irigarea culturilor agricole destinate consumului în stare proaspătă, criteriile sunt foarte stricte. CBO5, MS și E. coli sunt stabilite la 30 mg O2/L, 150 mg/L și 1000 UFC pe 100 m/L. Această tendință este inversată pentru Spania, care nu susține limite pentru turbiditate și 35 mg/L pentru MES când apele uzate tratate se folosesc pentru irigarea culturilor care urmează să fie consummate proaspăt, în timp ce pentru irigarea internă valorile stabilite sunt până la 10 mg/L.
Diferențele au fost observate, de asemenea, în diferite țări pentru același tip de utilizare. Spania se bazează în esență pe parametrii microbiologici ( E. coli și Legionella) și a păstrat doar MES și turbiditatea ca parametrii fizico – chimici. Tunisia, a procedat în mod contrar, a păstrat câțiva parametrii microbiologici și s-a fixat pe pH, CBO5, CBO, MS, conținutul de bor și fluor ca parametrii fizico – chimici.
Cu toate acestea, este posibil să vedem unele asemănări între criteriile de selecție a valorilor și cele de utilizare. De exemplu, valorile utilizabile pentru CBO5 și pH în Japonia, Statele Unite ale Americii și Tunisia sunt foarte appropriate pentru irigarea internă. PH – ul este cuprins între valorile 5,8 și 9, în timp ce CBO5 are o valoare de 10 mg O2/L pentru primele două țări și 30 mg O2/L pentru Tunisia.
Țări precum Marea Britanie și unele state din Australia au stabilit un regulament care să permit utilizarea apelor menajere tratate (ape gri) pentru irigare, toaletă, spălătorii de mașini în cazul Angliei. Multe țări au reglementat utilizarea apei uzate tratate în diverse scopuri, de obicei cu scopul de a conserva resursele de apă asigurând în același timp siguranța utilizatorilor.
Tabel I – 2 Criteriile și valorile limită din diferite țări / organizații ale apei uzate tratate în funcție de modul de reutilizare
(G) : Ghid; (R): Regulament; ND: Nu a fost detectat; CT: Bacterii coliforme totale; ENT: Enterococi intestinali.
Percepția utilizatorilor cu privire la utilizarea apei uzate tratate
Multe studii se concentreze pe percepțiile utilizatorilor în legătură cu utilizarea apei uzate tratate și unele se referă la utilizarea apei gri. În regiunile aride în care deficitul de apă este periodic, reutilizarea apei uzate este o practică comună, de exemplu în Iordania, Israel, Spania și Australia.
O primă observație se referă la utilizarea termenilor apă uzată/ apă gri / apă purificată. Autorii folosesc adesea cei trei termeni fără diferențiere și poate juca un rol în percepția utilizatorilor și în interpretarea lor. Într-adevăr, Carr și Menegaki au remarcat că expresia aleasă pentru a descrie apa tratată este importantă. Astfel, utilizatorii acceptă mai ușor utilizarea apei reciclate, mai degrabă decât a apelor reziduale tratate, chiar dacă aceasta înseamnă aceeași apă.
Studiile arată că percepția negativă a valorii apei uzate tratate se datorează lipsei de informații. Schimbarea percepțiilor utilizatorilor în legătură cu potențialul de creștere ar putea contribui la schimbarea mentalității față de acceptarea de a folosi apele uzate tratate pentru cazul în care utilizatorii resping utilizarea acestora, acest lucru se datorează capacității apei de a absorbi și de a fi contaminată.
Baggett și colab. (2006) au studiat percepția riscului de reutilizarea apei uzate conform grupurilor de populație (cercetători, familii, antreprenori). În toate cazurile, riscul cel mai perceput pentru public este deteriorarea și contaminarea mediului. Hartley (2006) prevede că informațiile, contextului local și educația sunt puncte importante în percepția reutilizării apelor uzate tratate. Astfel, dacă o țară sau un oraș suferă de o lipsă de acces la apă curată, utilizatorii vor avea tendința să le apreciaze. Cu toate acestea, percepția publică este foarte vulnerabilă și în cazul în care apare o problemă, viziunea utilizatorilor se schimbă rapid și ei nu mai doresc să folosească aceste ape (Domenech și Sauri 2010).
Utilizatorii tind să fie mai puțin favorabili la îmbunătățirea apelor uzate atunci când utilizarea devine aproape fizică (Tozé, 2006). Astfel, respondenții au indicat că le-ar folosi pentru irigarea grădinei, pentru toalete, spălatul mașinilor, și în cele din urmă pentru spălarea hainelor (Muthukumaran și al., 2011). Această tendință indică dorința de a reutiliza apa tratată, dar de asemenea, și o lipsă de cunoaștere în legătură cu riscurile de mediu și sănătate . Boyjoo și colab. (2013) sugerează că mass-media ar trebui să joace un rol în informarea publicului cu privire la beneficiile reutilizarii apelor uzate. În plus, instalațiile pilot, deschise publicului ar putea fi făcute pentru a arăta interesul de reciclare a apei (Po și al., 2003).
Carr și al. (2011) a constatat că utilizatorii care folosesc apele uzate tratate încercă să evite contactul direct și dacă într-adevăr a existat un contact au spălat imediat hainele lor. În timp ce acestă din urmă observația pare disproporționată, arată o lipsă de informații cu privire la riscurile de sănătate cauzate de utilizarea apelor reziduale tratate.
Un alt factor decisiv în utilizarea apelor uzate epurate este costul. Astfel, studiile cu utilizatorii, cum ar fi agricultorii, arată că ei folosesc apele uzate tratate pentru a iriga câmpurile lor, în scopul de a economisi apă (Mojid și al., 2010). Aceiași utilizatori afirmă că ar prefera să utilizeze apă potabilă în loc de apele uzate tratate, dar costurile îi forțează să se întoarcă la evaluarea apele uzate.
Condiții de calitate a factorilor de mediu și normativele
Condiții privind evacuarea în apele de suprafață
În vederea protecției apelor ca factor natural al mediului înconjurător,ca element de bază pentru viață și desfășurarea activităților social economice, evacuarea apelor uzate în apele de suprafață se face numai în condițiile prevăzute de Legea Apelor nr.8/1996 (modificată 7.02.2014). Pentru respectarea acestor condiții, sunt necasare numeroase studii și cercetări în vederea stabilirii schemei optime a stației de epurare.
Codițiile tehnice de calitate pe care trebuie să le îndeplinească apele de suprafată, după amestecul lor cu apele uzate brute sau epurate sunt specificate de către Legea “Apelor Române”, în grija cărora se află bazinele hidrografice.Se recomandă ca evacuarea în emisar a apelor uzate ale căror grade de diluție sunt cuprinse între 50-100 să se realizeze prin guri de vărsare speciale de difuzie în vederea obținerii de valori limită admise [Dima M.-1981].
Obiectivul acestei Directive este reducerea poluării cu substanțe din Lista II în toată Uniunea Europeană și eliminarea polurii cu cele mai periculoase substanțe (prevăzute pe Lista I a Directivei). Directiva aceasta este asimilată acum cu Directiva Cadru privind Apa, dar majoritatea prevederilor, cu exceptia Listei I și Listei II înlocuite de Lista de substanțe prioritare/prioritar periculoase, rămân în vigoare până în 2013.
În legislatia din Romania aferentă acestei directive, respectiv HG nr. 118/2002(consolidat 1.01.2014), termenul de “substanțe din Lista I si Lista II” a fost înlocuit cu termenul “substanțe prioritare/prioritar periculoase din Lista de substanțe prioritare în domeniul politiciii apelor, prezentă și în Legea Apelor nr. 310/2004 Hotărâre nr. 188/2002 din 28/02/2002 pentru aprobarea unor norme privind condițiile de descărcare în mediul acvatic a apelor uzate.Actualizat în 2005 Normativa din 28/02/2002- privind stabilirea limitelor de încărcare cu poluanți a apelor uzate industriale și orășenești la evacuarea în receptorii naturali, NTPA-001/2005.
Tabel I – 3 Valori limită de încărcare cu poluanți a apelor uzate urbane și industriale evacuate în receptori naturali
Caracteristicile apelor uzate
Cunoașterea naturii apelor uzate este absolut necesară pentru proiectarea și operarea sistemelor de colectare. Compoziția apelor de suprafață și a apelor uzate se determină prin analize de laborator: gravimetrice, volumetrice sau fizico-chimice, conform standardelor în vigoare pentrufiecare țară.
Caracteristicile fizice, chimice, biologice și bacteriologice reflectă compoziția și respectiv, gradul de poluare al apei uzate.
Caracteristici fizice
1.Temperatura apelor uzate influențează majoritatea reacțiilor fizice și biochimice, care au loc în procesul de epurare. Apele uzate menajere au o temperatură cu 2-3°C mai ridicată decât temperature apelor de alimentare cu excepția cazului de deversări de ape calde tehnologice sau când în rețea se infiltrează ape subterane.
Determinarea temperaturii se efectuează numai la locul de recoltare prin introducerea termometrului în apa de cercetat, iar citirea temperaturii se face după 10 minute de la introducerea termometrului fără a-l scoate din apă.
2.Turbiditatea apelor uzate este dată de particulele foarte fine aflate în suspensie, care nu sedimentează în timp. Turbiditatea nu constituie determinare curentă a apelor uzate, deoarece nu există o proporționalitate directă între turbiditate și conținutul lor în suspenii. Analizele de laboratorse exprimă în grade de turbiditate, 1 grad de turbiditate corespund la 1 mg SiO2/dm3. Orientativ, apele uzate menajere prezintă valori ale gradului de turbiditate în limitele de 400 – 500° în scara silicei.
3.Culoarea apelor uzate menajere proaspete este gri deschis, iar culoarea gri-închis indică începutul procesului de fermentare a materiilor organice existente în aceste ape. Pentru apele uzate care reprezintă alte culori, rezultă că amestecul acestora cu apele uzate industriale care pătrund în rețeaua de canalizare este dominat de acestea din urmă (apele verzi de la industriile de legume, ape galbene de la industriile prelucrătoare de clor, ape roșii de la uzinele de metalurgie).
4.Mirosul apelor uzate menajere proaspete este aproape imperceptibil. Intrarea în fermentație a materiilor organice este indicată de mirosuri de hidrogen sulfurat, de putregai, sau alte mirosuri de produse de descompunere. Apele uzate orășenești pot avea mirosuri diferite imprimate de natura și de proveniența apelor uzate industriale.
5.Materiile solide totale (MST)care se găsesc în apa uzată pot fi în stare de suspensie (organiceși minerale) și materii solide dizolvate.Materiile solide în suspensie, la rândul lor,pot fi separabile prin decantare și materii coloidale. În funcție de dimensiunile diferitelor particule (gradul de dispersie) și greutatea specifică a acestor particule, materiile solide în suspensie se pot depune sub formă de sediment, pot pluti la suprafața apei sau pot pluti în masa apei (materii coloidale).
Prin termenul general de solide se definesc materiile care rămân ca reziduu după evaporarea apei la 103-105°C și au în componența atât materii solide nefiltrabile prin filtru de 1,2µm (solide în suspensie) cât și materii solide filtrabile (coloizi și compuși dizolvați).
6.Conductivitatea aduce informații asupra cantității de săruri dizolvate.
Caracteristici chimice se pot grupa în două categorii principale:
organice: carbohidrații,grăsimi și uleiuri, proteine, fenoli, pesticide, poluanți prioritari, agenți de suprafață, compuși organici volatili.
Substanțele organice din apele uzate menajere provin din dejecțiile umane și animale, din resturile de alimente,legume și fructe, precum și din alte materii organice evacuate în rețeaua de canalizare. Prezența substanțelor organice in apă poate reduce oxigenul din apă poate reduce oxigenul din apă până la zero, iar în lipsă de oxigen, substanțele organice se descompun prin procese anaerobe care au loc concomitent cu producerea H2S și a altor gaze rău mirositoare și toxice.
1.Oxigenul dizolvat este un indicator care arată în mod global gradul de poluare al apelor cu substanțe organice.Cantitatea de oxigen care se poate dizolva în apa curată –așa numita limit satutație – depinde de temperatură și variază de la 7,63 mg/dm3 la 30°C la 9,17 mg/dm3 la 20°C și la 14,23 mg/dm3 la 0°C. Solubilitatea oxigenului în apă mai depinde și de turbulența la suprafața apei de presiunea atmosferică , mărimea suprafeței de contact, cantitatea de oxigen din apă sau din atmosferă etc.
Oxigenarea apei poate poate avea loc prin dizolvarea oxigenului din aer sau în anumite condiții speciale,prin degajarea oxigenului în procesul de fotosinteză al vegetației acatice.
Cantitatea de oxigen care lipsește unei ape pentru a atinge limita de saturație se numește deficit de oxigen și indică o impurificare anterioară cu substanțe organice, care a condus la consumarea totală sau parțială a oxigenului dizolvat.
Conținutul de oxigen din apa uzată indică gradul de prospețime al apei brute, precum și stadiul decsompunerii substanțelor organice în instalații biologice și în apele naturale.
Fiind un factor global care pune în evidență starea de impurificare organică a apelor uzate, se recomandă ca acest indicator privind oxigenul dizolvat să fie analizat în asociație cu consumul biochimic de oxigen, consumul chimic de oxigen și stabilitatea relativă a apelor uzate.
2.Consumul biochimic de oxygen (CBO) exprimat in mg/dm3 reprezintă cantitatea de oxigen consumat de către bacterii și alte microorganisme pentru descompunerea biochimică,în condiții aerobe,a substanțelor organice biodegradabile la temperatura și în timpul standard, de obicei la 20°C și 5 zile.
Determinarea mărimii CBO5 se face în funcție de destinația analizei probei atât pentru apele uzate căt și pentru apele epurate mecanic.
În apele uzate menajere,precum și în apele uzate industriale care au o compoziție apropiată cu cea a apelor uzate menajere, mărimea CBO5 variază în limitele foarte largi în funcție de proveniența lor.
Talel I – 4 Compoziția medie a apelor uzate menajere în g/loc*zi
Mineralizarea biochimică a substanțelor organice,respective consumul biochimic de oxigen, este un process complex,care în apele bogate în oxigen se produce în doua faze:
faza primară (a carbonului), în care oxigenul se consumă pentru oxidarea substanțelororanice care conțin carbon și producerea de bioxid de carbon care rămâne în soluție sau se degajă. Această fază are o durată la apele uzate menajere de aproximativ 20 zile la temperature de 20°C.
faza secundară (a azotului) în care oxigenul se consumă pentru oxidarea substanțel ororganice, care conțin azot, producându-se oxidarea până la stratul de nitriți și apoi până la stadiul denitrați.
Această fază începe după aproximativ 10 zile, la temperatura de 20°C și se desfășoară pe o perioadă mai îndelungată,de circa 100 de zile, poartă denumirea de nitrificarea substanțelor organice.
3.Consumul chimic de oxygen (CCO) sau oxidabilitatea apei, care reprezintă cantitatea de oxigen în mg/dm3, necesară pentru oxidarea tuturor substanțelor organice sau minerale oxidabile,fără ajutorul bacteriilor. Oxidabilitatea reprezintă cantitatea de oxigen echivalentă cu consumul de oxidat. Pentru apele uzate industriale, care conțin substanțe toxice se distrug microorganismele dinapă și deci nu se poate determina CBO, în schimb nu oferă posibilitatea de a diferenția material organică stabilă și instabilă din apa uzată.Determinarea consumului chimic de oxigen după metoda standard se efectuează prinmetoda cu KMnO4, iar pentru cele intens poluate, prim metoda cu bicromat de potasiu. Prima metodă evidențiază cantitatea de substanțe organice și anorganice oxidabile prin oxidarea acestoracu KMnO4 în mediu acid și la cald, iar KMnO4 rămas în exces se determină cu acid oxalic. La a-II-a metodă, substanțele organice din apa uzată sunt oxidate cu bicromat de potasiu în mediu de acid sulfuric , la cald în prezența sulfatului de argint.
4.Carbon organic total (COT) constituie o metodă de determinare a nivelului de oluare organică a apelor uzate, care spre deosebire de determinările prin CBO și CCO rezultatele sunt maiexacte datorită eliminării variabilelor care intervin în analizele CBO și CCO.
În esență, metoda constă în oxidarea materiilor organice cu carbon și conversia lor în CO2 și apă. Gazul generat se captează printr-o soluție caustică de concentrație standard și cu ajutorul unui analizor de carbon se determină concentrația materiilor organice din apă.
Principiul metodei constă în oxidarea completă a unei probe de apă uzată, iar CO2 rezultat esteinjectat într-o coloană cu un suport ce formează faza staționară și care se încălzește la o anumitătemperatură.
5.Consumul total de oxygen (CTO) este aplicat în general pentru concentrații mici de compușiorganici. Testul este realizat prin introducerea unei cantități cunoscute de probă într-un dispozitiv de oxidare chimică sau un cuptor cu temperatură înaltă. Înaintea analizei se realizează acidifierea și aerarea probei pentru a elimina erorile datorate carbonului organic.
6.Tratabilitatea unei ape uzate reprezintă capacitatea acesteia de a își micșora complexitatea și numărul compușilor organici, datorită acțiunii microorganismelor în procesul de epurare biologică.
7. Azotul sub formă de amoniac liber, azotul organic, nitriții și nitrații constituie azotul total din apa uzată brută. Amoniacul liber constituie rezultatul descompunerii bacteriene a materiilor organice. În apele uzate menajere amoniacul poate varia în limitele 15-50 mg/dm3. Azotul organic și amoniacul liber reprezintă indicatori de baze pun în evidență gradul de poluare organică azotoasă ale apelor uzate. În general apele uzate menajere au un conținut ridicat de azot organic și scăzut de amoniac liber.
anorganice:
Aciditatea apelor uzate este determinată de prezența CO2 liber, a acizilor minerali și a sărurilor acizilor tari cu bazele slabe.Se exprimă în ml substanță alcalină normală pentru
neutralizarea unui dm3 de apă.
Alcalinitatea apelor uzate este dată de prezența bicarbonaților și carbonaților alcalini și ahidroxizilor. Apele uzate menajere sunt ușor alcaline cu pH 7,2 -7,6. Se determină prin neutralizarea unui dm3 de apă de analizat cu o soluție de NCl 0,1 N exprimată în ml.
pH-ul apelor uzate poate fi acid sau alcalin și constituie o cauză importantă perturbatoare a proceselor biologice din cadrul unei stații de epurare.
Compoziția fizico – chimică și microbiologică a apelor uzate gri
Printre studiile despre apa uzată gri, unele au fost efectuate pentru a estima cantitatea de apă potabilă care poate fi salvată dacă apa gri este evaluată. Alte studii s-au concentrat pe calitatea obținută în timpul depozitării, înainte sau după prelucrare sau în timpul utilizării. Calitățile fizico – chimice și microbiologice ale apelor gri care au fost sau nu tratate, sunt importante pentru că ele determină posibilile valori ale acestora. Într-adevăr, ele trebuie să permită utilizatorilor să le folosească în condiții de siguranță, acesta fiind motivul pentru care o cunoaștere aprofundată a calității lor este esențială înainte de reutilizare.
Comparație cu compoziția apelor uzate menajere
Pentru a evalua sarcina de poluare a apei gri, tabelul ne prezintă valorile medii, minime și maxime, precum și caracteristicile apelor menajere din literatura de specialitate (Atasoy și alt, 2007; Birks și al, 2004; Mahmoud și alt, 2003; Metcalf și Eddy, 2002; Coleman și alt, 2001; Almeida și colab, 1999). Aceste caracteristici sunt comparate cu cele găsite pentru apele uzate de la mașina de spălat, baie și combinația a celor două. Datele referitoare la apa uzată gri folosite pentru realizarea acestui table sunt prezentate mai târziu în detaliu.
Pentru toți parametrii fizico – chimici, media pentru amestecul de apă uzată gri este mai mică decât cea a apei uzate menajere, cu excepția fosforului total. Această diferență observată se datorează probabil detergenților care conțin fosfați, în special în țările în care utilizarea lor nu este interzisă. Faptul că acest parametru este mai mic în apa uzată poate fi cauzată de diluarea apei gri din apele uzate. Luate separat, apa gri de la mașina de spălat conține o concentrație mai mare de fosfor decât apa uzată menajeră. Când calitatea apelor diferă acestea sunt amestecate, diluarea provocând variații ale compoziției.
Același fenomen este observabil pentru unii parametrii (pH, CCO, CBO5), în care valoarea maximă găsită pentru apele uzate menajere este mai mică decât apele uzate tratate.
Compoziția fizico – chimică a apelor gri
Rezultatul măsurării pH-ului apei este mai alcalin. Acesta este mai mare în apele grei ale mașinei de spălat decât într-o baie din cauza detergenților prezenți în prima apă. Christova Boal și colab. (1996) și Eriksson și colab. (2002) au descoperit un pH maxim de 10 pentru apa din mașina de spălat în timp ce aceasta este de 8,6 pentru apa din baie (Donner și colab, 2010). În amestecul de două ape gri, pH-ul este mai mic și poate scădea până la 5 (Donner și colab., 2010).
Conductivitatea este foarte variabilă și valorile sale extreme sunt 29 și 3000 μS.cm-1.
Numai Antonopoulou și colab. (2013), Alfiya și colab. (2012) și Gual și colab. (2008) a observat o înaltă conductivitate (respectiv 939, 1044 și 921 de μS.cm-1). Cu toate acestea, conductivitatea apei gri din mașina de spălat poate ajunge la 3000 μS.cm-1 (Ciabattia et al., 2009). Numai Christova Boal și colab. (1996) a observat un minim de 190 μS.cm-1. Această conductivitate mare poate fi un obstacol pentru reutilizare, în special pentru irigarea spațiilor verzi. Înalta conductivitate este semnul prezenței multor minerale și irigarea cu apă poate duce la supramineralizarea solului și de a avea un impact negativ asupra plantelor.
Turbiditatea și MS sunt doi parametrii care de multe ori au legătură, turbiditatea nu este mereu măsurată. În medie, apa de la mașina de spălat rufe are de două ori MS și turbiditatea de cinci ori mai mare decât apa de baie gri, respectiv 151 contra 78mgL-1 și 276 contra 54 NTU. Cu toate acestea, Chaillou și colab. (2010) a observat un maxim de 462 NTU și 361 mg L-1 MS pentru apa de baie.
Azotul se găsește în principal sub formă organică (org) și sub formă de amoniac (N-NH4+). Nitrații și nitriții sunt uneori găsiti, dar de obicei în cantități mici (<10 mg NO3 – NL-1). Prathapar și colab. (2005) au găsit o cantitate înaltă de nitrați în apa gri provenită de la mașina de spălat (25,8 mg NO3-NL-1). Cantitatea de azot total variază mult de la 0,6 mg NL-1 (Donner și colab., 2010) la 50 mg NL-1 (Mandal și colab., 2011).
Fosforul găsit în apa gri este în mare parte de la detergenți. Cu toate acestea, este posibil să se observe cantități mari în apa gri de la baie în casele în care copiii mici sunt prezență. În plus, multe țări au interzis utilizarea fosfaților în detergenți. Acesta este motivul pentru care s-au observat diferențe mari între fiecare țară. De exemplu, Chaillou și colab. (2010) sau Finley și colab. (2008) au observat cantități de mai puțin de 2 mg PL-1 în Franța și Canada (unde detergenți care conțin fosfați sunt interziși), în timp ce Donner și colab. (2010) au observat până la 101 mg PL-1 în Danemarca.
Variația în concentrația de săruri de metale, urme și elemente se datorează calității apei, materialelor de țevi și stilul de viață ale utilizatorilor (Boyjoo și colab., 2013). Cu toate acestea, conform Aonghusa și Gray (2002), detergenții utilizați în mașinile de spălat rufe sunt o sursă de metale grele, cum ar fi zincul sau plumbul. Acesta este motivul pentru care valoarea lor este mai mare în apa gri de la mașina de spălat (308 mg Zn 2+ .L-1 și 33 mg Pb2 + .L-1), decât în baie (59 mg Zn 2+ .L-1 și 3 mg Pb2 + .L-1).
Compoziția microbiologică a apelor gri
Apele gri sunt contaminate punct de vedere microbiologic. Ottoson și Stenström (2003) și Nolde (2000) sugerează că acest lucru se datorează prezenței copiilor mici din casă, dar Casanova et al. (2001), remarcă această contaminare fiind importantă chiar și în casele care nu conțin copii. Prin urmare, trebuie să ia în considerare riscul microbiologic, indiferent de locuitori și stilul lor de viață.
Gama de contaminare microbiologică este larg răspândită în funcție de parametrii selectați și conform studiilor. De exemplu, coliformi totali sunt între 2*103 UFC.100 mL-1 (Christova-Boal și colab., 1996) și 7*105 UFC.100 mL-1 Surendran și Wheatley, 1998) în apa de la mașina de spălat și între 1101 UFC.100 mL-1 (Nolde, 2000) și 2,4*107 UFC.100 mL-1 (Christova-Boal, 1996 și colab.) în apele de la baie. În mod similar, coliformi fecali sunt între 1.102 UFC.100 mL-1 (Christova-Boal și colab., 1996) și 4.106 UFC.100 mL-1 (Friedler, 2004) pentru apele de la mașina de spăla în timp ce pentru apele de la baie sunt între 1*100 UFC.100 mL-1 (Nolde, 2000) și 5*107 UFC.100 mL-1 (Gual et al., 2008).
Aceleași remarci sunt valabile pentru E. coli, enterococi intestinali și streptococi fecali. Alții nu sunt prezentați în aceste tabele, studiile au analizat alți parametri, cum ar fi flora mezofile (Chaillou colab, 2010;. Nolde 2000), stafilococi patogeni (Eriksson și al., 2002), coliphages somatice (Ottoson și Stenström , 2003) și salmonella (Jefferson și colab., 2004). Prezența microorganismelor în aceste studii indică faptul că o caracterizare amănunțită a apelor gri este necesară. Cu toate acestea, câteva studii au găsit numai indicatori de contaminare fecali, care nu pot fii suficient pentru a identifica în mod corespunzător pericolele legate de reutilizarea apei gri. Studiul acestor parametri poate fi folosit pentru a rafina caracterizarea compoziției microbiologice a apei gri.
Tabel I – 5 Caracteristicile apelor uzate menajere (EUD), comparativ cu apa uzată gri de la mașina de spălat (MAL), baie (SDB) și un amestec din cele două.
(Atasoy și al., 2007 ; Birks și al., 2004 ; Mahmoud și al., 2003 ; Metcalf și Eddy, 2002 ; Coleman și al., 2001 ; Almeida și al., 1999)
CT: bacterii coliforme totale; CF: bacterii coliforme fecale, ENT: enterococci intestinali.
Apa gri de la mașina de spălat și de la baie au caracteristici foarte diferite. Parametrii fizico – chimici ale primelor ape sunt în general mai mari și variază de la simplu la dublu în câteva secunde, în timp ce din punct de vedere microbiologic, caracteristicile celor două tipuri de apă sunt destul de echivalente. Apele gri de la baie conțin elemente aduse de activitatea umană, cum ar fi păr, fibre textile, uneori urină și fecale, mai ales în casele în care copii mici sunt prezenți. Acestea conțin de asemenea șampoane și săpunuri din produsele de îngrijire personală, uneori coloranți, înălbitori, pământ și solvent din stilul de viață al utilizatorilor. Apa gri de la mașina de spălat conține în esență detergent și fribre textile, dar uneori și materie organică furnizată de murdăria prezentă pe haine.
Mulți factori cum ar fi calitatea resursei și tipurile de tratament utilizate pentru apa, comportamentul utilizatorului și utilizarea de produse de uz casnic, cum ar fi detergenți, șampoane sau săpunuri modifică calitatea apei gri (Muthukumaran și al, 2011; Sharvelle et al, 2008; Winward și al, 2008). În plus, în timp, apa gri poate varia în același loc. Aceste variații pot fi datorate unei schimbări în comportamentul locuitorilor (variația temporală) sau de o utilizare o singură dată a unui produs (variație accidentală).
Jefferson și colab. (1999) sugerează că este mai bine sa tratăm apa gri apoi să o stocăm . O prima degradare poate avea loc în rezervorul de stocare și un impact negativ asupra tratamentului. De exemplu, bacteriile coliforme totale pot crește între 10 și 100 de ori între 24 și 48 ore după depozitare (guvern NSW, 2008). În plus, acestă primă degradare poate cauza disconfort, cum ar fi mirosurile, atrage insectele și dăunătorii și crește riscul de contact cu agenții patogeni. Muthukumaran și colab. (2011) nu a găsit nici o tulpina de E. coli în rezervorul de stocare a apei gri tratate, dar o concentrație scazută de bacterii coliforme totale a fost notată. Cel mai bine este să se evite stocarea apei gri netratate sau micșorarea timpului maxim de stocare.
Următoarele tabele cuprind cerințele minime, maxime și medii din amestecuri de apă gri (tabelul I – 6), apă gri de la mașina de spălat (tabelul I – 7) și a apei gri de la baie (tabelul I – 8) găsite în literatura de specialitate. În primul rând, aceste trei tabele arată diferențele, alegerea parametrilor examinați pentru autori. Parametrii constatați sunt pH, turbiditate, TSS, CBO, CBO5 și COT pentru parametrii fizico-chimici și bacterii coliforme (fecale și totale), enterococi și E. coli pentru parametrii microbiologici.
Tabel I – 6 Amestecuri caracteristice apei gri
CT: bacterii coliforme totale; CF: bacterii coliforme fecale; ENT: enterococci intestinali; STR: streptococci fecali.
Tabel I – 7 Caracterizarea apelor gri provenite de la mașina de spălat
Tabel I – 8 Caracteristicile aperlor uzate provenite de la baie
CT : bacterii coliforme totale ; CF : bacterii coliforme fecale ; ENT : enterococi intestinali.
CT : bacterii coliforme totale ; CF : bacterii coliforme fecale ; ENT : enterococi intestinali ; STR : streptococci fecali.
Utilizatorii apelor gri
Apele gri tratate pot fi folosite pentru diverse utilizări interioare și exterioare (figura I-4). În interior, ele pot fi folosite pentru eliminarea dejecțiilor sau pentru spălăt în timp ce pentru exterior ca irigații (udarea suprafețelor verzi, grădini, terenuri de sport ), protecția împotriva incendiilor și spălatul mașinilor, par a fi aplicațiile cele mai adecvate (Carr și al, 2011; Pinto și al, 2010; Travis și al, 2010; Menegaki și al, 2009; Campos, 2008; Paranychianakis și al. 2006).
Într-adevăr, în majoritatea țărilor europene, apa utilizată pentru eliminarea dejecțiilor este apă potabilă. Cu toate acestea, nu pare a fi necesară calitatea apei potabile în acest scop, în măsura în care apa nu este destinată a fi consumată. Din Figura I-4, care arată procentele de consum de apă pentru fiecare utilizare, se pare posibil să se utilizeze la baie ape uzate pentru eliminare excrementelor. Prin analogie, apele uzate de la masina de spălat ar putea fi utilizate pentru irigarea zonelor verzi sau pentru spălatul vehiculelor.
Figura I – 4 Utilizările posibile la scară internă pentru reutilizarea apelor gri
(http://www.tankedaustralia.com.au )
Udarea spațiilor verzi pare a fi cea mai potrivită aplicare pentru reutilizarea în aer liber (Mandal și colab, 2011; Misra și al., 2010), în primul rând pentru că apa gri tratată conține nutrienți (fosfor, azot, potasiu) esențiali pentru creșterea plantelor și pentru a promova dezvoltarea lor, iar în al doilea rând pentru că volumele produse de apă gri de zi cu zi pot satisface cerințele de apă pentru irigații.
Principalele elemente privind recuperarea apei gri pentru utilizările exterioare acoperă irigațiile zonelor sau a culturilor verzi, efectuate pe roșii, morcovi, salata verde, ardei, măsline, viță de vie sau pe conifere și arbusti ( Alfiya și al, 2012; Rodda și al, 2011; Hamaiedeh-Al Bino și 2010; Misrata și al, 2010; Pinto și al, 2010; Travis și al, 2010; Finley și al, 2008; Jackson și al, 2006). Totuși, aceste studii sunt contradictorii. Finley și colab. (2008) nu a observat nici o modificare semnificativă între plantele irigate cu apă gri tratată, netratată sau apă potabilă. Pe de altă parte, Al-Hamaiedeh și Bino (2010) au observat efecte adverse în timpul irigării cu apă gri netratată. Plumbul, uleiurile, surfactanți și bacterii coliforme se acumuleza și confirmă necesitatea tratamentului înainte de reutilizare (Shafran și al., 2005). În cele din urmă, Rodda și colab. (2011) și Travis și al. (2010) au observat o mai bună creștere a culturilor irigate cu apă gri tratată. Jackson și colab. (2006) au investigat prezența E. coli, enterococi, stafilococi și coliformi totali în afara și în interiorul morcovilor, spanacului, ardeiului, sfeclei și cepei. Ei nu au observat nici o diferență semnificativă între plantele irigate cu apă potabilă și cele irigate cu apa gri tratată.
Aceste studii diferă prin procesele de tratare (lagune, bioreactoare cu membrană, nămol activ sau filtre de nisip), dar tot indică faptul că este mai bine de a trata apa gri înainte de reutilizare. Conform Donner și al. (2010), utilizarea lor este mai bine pentru uz exterior, mai degrabă decât pentru toalete pentru a reduce costurile de procesare și volumul apei care urmează să fie tratată de stațiile de epurare a apelor uzate (orășenesti).
Este posibil ca, în unele cazuri, adăugarea de îngrășăminte chimice în plus față de utilizarea apei gri provoaca supra-fertilizarea solului (Carr și al, 2011; Mojid colab, 2010; Ensink, 2002). Într-adevăr, utilizarea intensivă a apelor gri tratate poate provoca o schimbare în compoziția solului, precum o scădere de permeabilitate (Misrata și Sivongxay, 2009). Unele recomandări pot fi făcute, inclusiv o conștientizare a utilizatorilor și / sau o alternativă, udarea cu apă potabilă pentru a spăla o parte din materialul organic și să nu deterioreze calitatea solului.
Multe țări (în special cele cu un stres ridicat de apă) irigă zonele verzi sau plantele cu ape uzate tratate (Carr și al, 2011; Campos, 2008; Borboudaki și al, 2005). În Israel, de exemplu, peste 70% din apele uzate tratate se utilizează pentru agricultură (Travis și al, 2010.). Dar nici o epidemie nu a fost identificată până în prezent.
În Franța, unele cluburi de golf utilizează ape uzate tratate pentru irigarea gazonului precum în Pornic (44) Baden (56) Mazières en Gâtine (79) și Sainte-Maxime (83).
Analiza riscurilor de reutilizare a apei
Pericole de reutilizare a apelor gri
Apele gri, cu o poluare mai mică decât apele uzate, sunt adesea văzute ca o resursă alternativă la utilizarea apei potabile. Cu toate acestea, în funcție de caracteristicile lor, ele pot fi periculoase pentru mediu și / sau pentru utilizator. Acestea conțin multe substanțe dizolvate sau solide și multe microorganisme în funcție de compoziția originală apei potabile, a diferitelor utilizări de către persoanele fizice și stilul lor de viață.
Din punct de vedere al sănătății, există trei căi de contaminare la om: ingestie, inhalare și dermal (tabelul I-9).
Tabel I – 9 Principalele infecții la om cu apă, în conformitate cu Leclerc și colab.(1982)
Cea mai frecventă infecție este contaminarea prin ingerarea (patologie digestivă) prin cale directă, atunci când există un consum de apă, sau prin mod indirect dacă apa este folosită pentru a inunda culturile consumate. De exemplu, aceasta este principala cale de contaminare cu bacterii fecale cum ar fi E. coli, frecvent întâlnite în apa gri și cauzează gastroenterita mai mult sau mai puțin severă în funcție de tulpină (Strauss, 1998). Al doilea traseu de contaminare este inhalarea (boli respiratorii), ca urmare a producerii aerosoli, în special în timpul de irigații prin aspersiune. Unul dintre bacteriile periculoase este Legionella pneumophila. Deși este natural găsit în apă dulce, se pare că singura cale de contaminare este inhalare. Ultima este contaminarea cutanată (boală cutaneo-mucoase) prin contact direct cu o rană. Principalele bacterii legate de această contaminare este leptospiroza găsită în apele uzate. Rețineți că riscul microbian este legat de sensibilitatea imunologică a indivizilor, astfel vaccinarea, sau de stare fiziopatologică.
Din punct de vedere al mediului, utilizarea apei gri pentru irigații poate afecta plantele, solul și apele subterane. Pe plantele, studiile sunt foarte diferite. Unii au observat aspecte negative (Carr și al, 2011; Hamaiedeh-Al Bino și 2010; Mojid colab, 2010; Ensink, 2002), alte aspecte pozitive (Rodda colab, 2011; Travis și al, 2010) și unii nici o schimbare (Donner și al, 2010; Finley și al, 2008). Deci, se pare că este nevoie de cercetări suplimentare pentru a înțelege pe deplin efectele de irigații asupra plantelor. Utilizarea apei gri pentru irigare poate modifica compoziția chimică a solului și apoi poate afecta calitatea apelor subterane. Acumularea de săruri (Na +, Mg 2+ și K +), poate modifica proprietățile chimice ale solului, inclusiv permeabilitate până la impermeabilizare (Hamaiedeh-Al Bino și 2010). SAR (raportul absorției de sodiu) este utilizat pentru a defini calitatea apei de irigare, pe baza concentrațiilor de Na +, Mg2 + și K +. Aceast parametru va fi explicat în detaliu în capitolul III. În mod similar MS, o parte a filtratului prin sol duce la crearea unei cruste la suprafață, poate reduce permeabilitatea (Misrata și Sivongxay 2009) și reîncărcare apelor subterane.
Pentru a analiza riscurile asociate cu pericolele identificate, metodologiile diferite au fost propuse din literatura de specialitate.
Metodologia analizei riscurilor
Riscul este definit precum existența unui probabil pericol de a se materializa din cauza expunerii la orice agent chimic sau microbiologic, asociată cu efecte mai mult sau mai puțin severe asupra mediului sau persoanelor fizice (Figura I-5). Analiza de risc are drept scop în primul rând identificarea surselor de pericol care pot duce la deteriorarea mediului (riscul de mediu) și / sau asupra oamenilor (riscul de sănătate).
Figura I – 5 Reprezentarea schematică a riscului
Există o metodă numită analiză "convențională" a riscului, de identificare a legăturii dintre expunerea la orice agent și apariția unei patologii. Pentru aceasta este necesar să se cunoască efectul unei anumite expunere sau doză, adică relația doză / răspuns. Acesta din urmă este influențată de cantitatea cu noxe primite, toxicitatea sau infecțiozitatea, calea de expunere, frecvența și durata expunerii, precum și de gazdă. De exemplu la om, infecția este manifestarea unui conflict între organism și gazda sa în funcție de numărul al agenților patogeni ingerați, infecțiozitatea lor. Diferențele pot fi observate la o gazdă la alta.
Studiile toxicologice și epidemiologice sunt concepute pentru a determina relația doză / răspuns a fiecărei noxe. Cu toate acestea, această relație poate fi folosită pentru a prezice cu certitudine efectele adverse ale unui anumit contaminant asupra unei persoane, deoarece reacțiile la acest contaminant pot diferi de la o persoană la alta. Literatura de specialitate identifică mai multi agenți patogeni dăunători, infectarea dozelor minime sunt puține stabilite (Hartemann, 2004). Acesta este motivul pentru care au fost propuse și alte metode.
Modalitățile de analize de risc găsite în literatura de specialitate au patru etape principale, principiile și orientările au fost standardizate (Figura I-6). În primul rând, trebuie să identificăm pericolele (lista contaminanților fizici, chimici și microbiologici) și apoi să analizăm riscul (identificarea punctelor critice unde pot apărea contaminarea), evaluarea riscului (identificarea limitelor critice și obiective) și în final tratarea. Un al cincilea pas este de a controla metoda.
Figura I – 6 Definirea analizei de risc în conformitate cu ISO 31000.
Cele mai frecvente găsite metode în domeniul apei pentru caracterizarea riscului sunt HACCP (Hazard Analysis Critical Control Point) și QMRA (Analiza riscului cantitativă microbiană). HACCP este o metodă populară în industria alimentară, dar este de multe ori adaptată la alte domenii, inclusiv apei potabile (Jagals și Jagals 2004; Dewettinck și al, 2001; Havelaar, 1994) sau apei uzate (Salgot și al, 2006; Valat și al, 2004; Westrell și al, 2004). Cu toate acestea, câteva studii bazate pe metoda QMRA au încercat să evalueze riscurile asociate cu utilizarea apei gri (Fiona Barker și al, 2013; Ottoson și Stenström, 2003; O'Toole și al, 2012.).
Ottoson și Stenström (2003), în funcție de evaluare riscurilor pe măsură de coprostanol (lipide derivate din degradarea colesterolului făcute de bacteriile din materiile fecale) și rotavirus. Diferitele scenarii de expunere au fost studiate de eliminare excrementelor, irigarea terenului de sport și reîncărcarea apelor subterane. În ciuda unei sarcini fecale scăzute (sub 200UFC.100mL-1 pentru E. coli și enterococi fecali), riscul caracterizat prin această metodă pentru rotavirus a fost considerat prea mare și autorii au concluzionat că tratamentul stabilit nu a fost suficient de eficace pentru a asigura utilizarea apei gri tratate în condiții de siguranță pentru utilizările propuse.
Fiona Barker și al. (2013) s-au bazat pe concentrația de norovirusuri în apele gri și au estimat riscul de contaminare. Scenariul utilizat în acest studiu este irigarea salatelor cu apa gri și mâncarea acesora. Ei au concluzionat din analiza lor de riscuri că era mai bine să folosiți apa gri pentru eliminarea excrementelor, irigarea zonelor verzi și mașini de spălat, dar nu și pentru irigarea grădinilor, deoarece riscul de microorganisme ingerarea a fost ridicat. Acest studiu arată că metodologie QMRA are un rol important de jucat în detectarea bolilor asociate cu utilizarea apei gri. Cu toate acestea, această metodă este aplicabilă numai pentru microorganisme. Prin urmare, este preferabil să se utilizeze o metodologie pentru a lua în considerare compoziția apei gri sau procedând cu două metode diferite. HACCP este aplicabilă atât în procesul de tratare, a apelor gri tratate , riscurilor sanitare și riscurilor de mediu.
Apele gri sunt contaminate, atât chimic cât și microbiologic, studiile au arătat că este necesar să se trateze în scopul de a lua în considerare recuperarea. În restul acestui capitol, sunt prezentate procesele de tratare studiate în literatura de specialitate.
Procedee de tratare a apelor gri
Introducere
În cazul unei tratament de separae a apei gri , procesele trebuie să fie robuste, deoarece calitatea apei gri brute produse este extrem de variabilă. Prin urmare, tratamentul ar trebui să poată să perceapă o variație de transport a marfei organice și microbiologice, capabil să livreze apă tratată care nu prezintă riscuri de mediu, sănătate sau / și răspunde reglementărilor (dacă este cazul). În plus, anumite aspecte tehnice trebuie să fie luate în considerare, cum ar fi riscurile de expunere, pene de curent, lipsa de apă, perioada de depozitare.
Există mai mult sau mai puțin tratamente complexe pentru tratarea apelor gri. Ele pot fi împărțite în trei categorii: procese biologice, chimice și procese fizice . În final, este posibil să se găsească diferite procese hibride care se combină fizic și / sau chimic și / sau biologic.
Tratamente chimice
Procesele chimice, atunci când sunt utilizate pentru tratarea apelor gri, sunt, în general cuplate cu alte procedee fizice sau biologice (tabelul I-10). Studiile implica electrocoagularea (Lin și colab., 2005), unei rășină schimbătoare de ioni (Pidou și al., 2008), unei adsorbții coagulare-cuplare pe cărbune activ (SOSTAR-Turk și colab. 2005), unei electrocoagulării cuplare membrană bioreactor (Bani-Melhem Smith, 2012) sau pe unei UVC / cuplare H2O2 (Chin și colab., 2009).
Aceste procese par a fi relativ eficace pentru tratarea apelor gri. Coagularea este bazată pe aglomerarea de particule fine în suspensie în apa care urmează să fie tratată pentru a forma o particulă mai mare încât greutatea se va sedimenta. SOSTAR-Turk și al. (2005) Pidou colab. (2008) au obținut prin această metodă, reducând considerabil nivelului CBO5 și fosforul total (mai mare de 89%). Lin și colab. (2005) au obținut o reducere mai mare de 90% pentru turbiditate, dar alți parametri, TSS, CCO și CBO5 sunt foarte slabi (respectiv 8, 60 și 61%). Cu toate acestea, aceste valori de reducere scăzută poate fi corelată cu valori scăzute de intrare.
În cazul Bani Melhem și Smith (2012), nu pare ca electrocoagularea să aibă un impact asupra tratamentului. Într-adevăr, cu sau fără electrocoagulare, caracteristicile apei uzate tratate diferă numai foarte puțin, cea mai mare porțiune de prelucrare fiind efectuată de bioreactorul cu membrană. La nivelul de compuși de azot și fosfor, procesele chimice nu pot purifica apa gri. SOSTAR-Turk și al. (2005) au reușit să reducă cu numai 5 la 6% privind azotul și NH3 în care acestea sunt de 15 și 34% pentru Pidou și colab. (2008). Rețineți că din punct de vedere microbiologic, Pidou și al. (2008) nu au detectat microorganismele în apa uzată de evacuare (inferior limitei de detecție). În mod similar, Lin și colab. (2005) nu au detectat E. coli în apa gri tratată în timp ce Bani Melhem și Smith (2012) au obținut 4 log10 reduceri de coliformi totali și E. coli. Coagulare sau clorurarea sunt pretratamente eficiente pentru tratarea apelor gri atunci când sunt urmate de un proces de membrană (Friedler și al., 2008).
Se pare că din procesele chimice sunt eficiente la nivel de turbiditate, fosfor total, surfactanți și agenți microbiologici. Cu toate acestea, studiile arată dispariția puternică în reducerea TSS, CBO și CBO5. Aceste procese sunt, de asemenea, sunt limitate în ceea ce privește degradarea compușilor cu azot.
Tabel I – 10 Compoziția apei gri burte (intrate) și tratate (ieșite) obținuta cu ajutorul unui proces chimic
Tabel I – 11 Compoziția apei gri burte (intrate) și tratate (ieșite) obținută cu ajutorul unui proces chimic
N.D. – nu a fost detectat
Tratamente fizice
Tratamentele fizice pot fi împărțite în două categorii: procese cu membrană și filtre de nisip. Adesea, ele sunt utilizate în combinație cu altă metodă, cum ar fi dezinfectarea sau cu cărbune activ, sau ambele. Unele procese și caracteristici a apelor gri brute și apelor gri tratate sunt prezentate în tabelul I-11.
Filtru de nisip
Filtrul de nisip este o tehnologie simplu de implementat și ieftină (Dalahmeh și al, 2012;. Parjane și al., 2011). Apele gri care trebuiesc tratate sunt aduse la suprafața patului unde sunt trecute printr-un mediu poros. În general, un pat de pietriș este dispus sub patul de nisip pentru a se scurge apa tratată (Figura I-7). Unii autori utilizeaza în plus față de alții înlocuirea nisipului, cu alte materiale, cum ar fi coajă de nucă de cocos sau cărbunele activ. Ei consideră sigură aceasta utilizare, această tehnologie nu prevede decât un filtru dur și nu permite numai tratamentul limitat.
Figura I – 7 Pat de nisip utilizat pentru tratarea apelor gri
Gual și colab. (2008) nu au obținut numai 15% și 25% eliminarea TSS și CBO în timp ce Parjane și Sane (2011) au reușit să obțină 90% și 91% reducere privind acești parametri. Friedler și colab. (2006) nu s-au descurcat mai bine de când CBO ar putea fi reduse cu doar 38% și 10% CBO5. Brewer și colab. (2001) au obținut performanțe mai bune, deoarece turbiditatea și CBO ar putea fi reduse cu 67% și 70%. În cele din urma, Dalahmeh și colab. (2012) au obținut cele mai bune tratamente de apă cu filtru de carbune activ, cu care au reușit să ajungă la 94%, 97%, 97% și 98%, respectiv, pentru CBO, CBO5, CCO și azot total în timp ce sunt obținute, din aceeași apă gri, 72%, 75%, 75% și reducerea de 5% pentru aceiași parametri, cu un filtru de nisip.
În cazul în care acest proces dificil de degradare a compuși organici, combinat cu tratamentul de dezinfectare, permite eliminarea corectă a microorganismelor. Într-adevăr, Brewer și colab. (2001) a realizat o reducere cu 4 log10 coliformi totali (concentrație reziduală mai mică de 20 UFC.100 mL-1). În mod similar, Prathapar și colab. (2006) au observat lipsa coliformilor totali în producția efluenților. Diferențele observate în diferite studii pot fi explicate prin caracteristicile apei gri (specifice unei case), caracteristicile filtrului de nisip (vârsta filtru, sarcină , aplicare). Chailou și al. (2010) indică faptul că detașarea ocazițională a biofilmului poate avea loc. În cele din urmă, la intrarea în efluent, apa gri tratată își mărește concentrația de microorganisme. O creștere a CBO și SS este, de asemenea observată.
Pentru a reduce la minimum riscul de contaminare, Diaper și al. (2001) recomandă ca apa gri tratată prin acest tip de proces va fi utilizat exclusiv în toaletă. Pentru reutilizarea apelor gri pentru irigarea zonelor verzi, se pare că este necesar să se aleagă cel mai bun tratament pentru a obține o mai bună calitate a efluenților.
Tabel I – 12 Compoziția apei brute (intrate) și tratate (ieșite) obținute printr-un proces fizic
UF: Ultrafiltrarea; NF: Nanofiltrarea; RO: Osmoza inversă.
UF: Ultrafiltrare; NF: Nanofiltrare; RO: Osmoză inversă; RBC – Rotirea biologică a contactorului.
Proces de filtrare cu membrane
Tehnicile de filtrare cu membrane aplicate la tratarea apei gri au fost mult studiate în ultimii ani (Guilbaud și al, 2012; Hourlier colab, 2010; Kim și al, 2007; Nghiem și al, 2006; Schäfer colab . 2006; Oschmann și al, 2005; Ramon și al, 2004). Principiul acestor tratamente, dezvoltat în figura I-8 se bazează pe filtrarea apei gri brute printr-o membrană poroasă sub acțiunea unui gradient de presiune, numit presiune transmembranară și exprimată în Dalton (Da) . Filtrarea prin membrană se utilizează în multe domenii ale apei: purificarea apei, tratarea apelor reziduale, înmuierea sau desalinizarea apei de mare.
Figura I – 8 Principiul de separare al membranelor
Diferitele tipuri de membrane, în funcție de gradul de separare, ordonează descrescător procedeele cu membrane care sunt: microfiltrarea (MF), ultrafiltrarea (UF), nanofiltrarea (NF) și osmoza inversă (RO). În cazul NF, UF și RO, secționarea se referă la masa cea mai mică a moleculei sau cel mai mic ion oprit de membrană (Aptel colab., 2002). În cazul microfiltrăriii, secționarea se mai numește diametru nominal. Acesta corespunde diametrului mai mare a particulei sferice care poate trece prin membrana deformabilă. Figura I-9 arată intervalele-limită a unor specii aplicabile fiecărei clase a membranei.
Eficiența proceselor de membrană pe baza secționării membranei, dar de asemenea și condițiile sale de compoziție, geometrie, structură și funcționare eligibile de către membranelor.
Ramon și colab. (2004) au comparat eficiența purificării de ultrafiltrare și nanofiltrare membraneleor (tabelul I-11). Cu prima membrană (o membrană UF funcționează la 200 kDa), numai 49 și 94% reducere s-a obținut pentru DCO și turbiditatea în timp 93 și 98% sunt obținute cu al doilea tip de membrană (NF funcționează la 0 2 kDa). Cu toate acestea, studiile arată mai mult de 92% de reducere a turbidității, și 100% pentru MES (cu excepția Hourlier și al. (2010), care a obținut reducere de 95%, cu o membrană și NF SOSTAR -Turk colab. (2005), care a obținut reducere de 49%, cu o membrană UF).
Potrivit Pearce (2007), această tehnologie permite producerea de apă de calitate fizico – chimică acceptabilă, majoritatea microorganismelor și cel mai mic virus este reținut (cu excepția membranei MF a cărui prag al secționării nu reține tot virusul). Deci Hourlier și colab. (2010) și Jefferson și colab. (1999) au obținut apă gri tratată care nu conține bacterii coliforme fecale sau enterococi. Cu toate acestea, Jefferson și colab. (1999) au observat un reziduu de 2.103 UFC.100 mL-1 de coliformi totali .
Aproape totală reținere a moleculelor permite obținerea unei calități de permeat în conformitate cu majoritatea reglementărilor privind reutilizarea apei tratate. Cu toate acestea, reținerea aproape totală tinde să încarce membrana și reduce performanța în timp a acesteia. Această înfundare tinde să crească rezistența hidraulică a membranei, prin creșterea cererii de energie și de a reduce fluxul de permeație (Sen și Demirer, 2003). Prin urmare, este necesar să se oprească tratamentul și să se realizeze curățarea membranei (desfundarea, de multe ori folosind produse chimice) pentru a obține aceeași performanță ca și la începutul utilizării. Uneori, o a doua membrană este cuplată în paralel cu prima, pentru evitarea încetării totale a tratamentului. Astfel, o membrană permite tratarea apei gri în timp ce celălaltă este în faza de curățare. În cazul în care aceste tratamente permit producerea de apă uzată de calitate bună, costurile de energie și de întreținere nu le face viabile din punct de vedere economic la scară internă.
Tratamente biologice
Procedeele de tratare biologică a apelor uzate, au apărut ca o necesitate pentru imbunatățirea gradului de puritate ale acestora, în scopul lărgirii domeniului de utilizare al apelor epurate.
Uzual epurările biologice sunt plasate ca treapta finală de epurare, în general după sisteme de preepurare, epurare mecanică, epurare fizico-chimică.
Epurările biologice aduc acel plus de eficacitate a sistemelor de îndepărtare a impurităților aflate în apele uzate, în scopul obținerii unor calități superioare privind mirosul, gustul, turbiditatea, compoziția chimică.
Pentru fiecare sistem de epurare biologică utilizat în parte, se stabilesc norme privind calitatea apelor admise în sistem, precum și calitatea apelor deversate. Aceasta specificitate rezultă din diversitatea compoziției chimice a apelor prelucrate prin aceste procedee.
Complexitatea în componente impurificatoare a apelor admise în instalațiile biologice determină alegerea procedeului care se pretează cel mai bine pentru realizarea unui înalt grad de eficacitate.
Epurarea biologică a apelor uzate se realizează în: instalații de epurare biologică naturală (câmpuri de irigare și filtrare, iazuri biologice etc.) și în instalații de epurare biologică artificială (filtre biologice, bazine cu nămol activ, iazuri de oxidare etc.).
Procedeele cele mai utilizate în scopul epurării biologice sunt:
epurarea cu filtre biologice;
epurarea cu discuri biologice;
epurarea cu nămol activ.
Dintre toate procedeele de epurare biologică, sistemul cu nămol activ se dovedește a fi cel mai utilizat, dat fiind posibilitatile de tratare a apelor reziduale cu încărcări de impurificatori destul de ridicate în debite mari și cu grad de purificare, la evacuare, mare.
Procedeul amintit este mai puțin costisitor decât cele anterioare și faptul ca el constă într-o accelerare, pe cale industrială a proceselor de autoepurare, care au loc în natură, îl face să fie preferat.
Pentru realizarea acestei tehnologii de epurare sunt necesare o serie de amenajări ca:
bazine de aerare;
sisteme de oxigenare – omogenizare ale amestecului apa de epurat – nămol activ;
decantoare secundare;
sisteme de recirculare și evacuare a nămolului activ în exces.
Bazinele de aerare nu necesită o formă constructivă fixă, cele mai des utilizate, sunt cele de forma paralelipipedică. Pot fi utilizate, funcție de scopuri, și alte forme de bazine : circulare, eliptice, sau sub formă de șanțuri în circuit închis.
Sistemele de oxigenare pot fi de diverse tipuri, depinzând de modalitatea de introducere a oxigenului în apă, precum și modalitatea de omogenizare a amestecului, apa de epurat- nămol activ. Utilajele alese, realizările acestui scop sunt caracteristice procesului de epurare biologică ales. Practicarea necesară se poate realiza mecanic, prin insuflare de aer sub presiune, hibrid.
Procesele de biomasă liberă
Procesul de nămol activ este o proces tipic de biomasă. Acesta este adesea folosit pentru tratarea apelor reziduale, dar rar pentru apa gri. Reactoarele discontinue și reactoare cu pat de nămol, două variante ale nămolului activat, sunt preferate deoarece au nevoie de mai puțină tehnică și etapele de prelucrare pot fi realizate în același vas (Figura I-10). Potrivit US EPA (1999), reactorul lot este o plantă cu nămol activ care funcționează în timp, mai degrabă ca și în spațiu, în sensul că toate fazele procesului se desfășoară în același bazin. Principiul constă în cultura liberă, concentrate, microorganisme oxigenate și preparate într-un reactor, și de a aduce apa care trebuie tratată, astfel încât nu va fi degradată biologic.
Figura I – 9 Exploatarea unui reactor discontinuu (stânga) și un reactor cu pat de nămol (dreapta)
Performanța proceselor de biomasă suspendate sunt destul de disparate (tabelul I-13). Într-adevăr, Elmitwalli și colab. (2007) au ajuns doar la o reducere de 31% pentru COD cu un pat de noroi în timp ce Leal Hernández, et al. (2007) au reușit să obțină 89%. Dacă CCO obținut în efluentul tratat apare satisfăcător, fosfor total și azot total sunt doar ușor degradate indicând faptul că transformarea azotului organic în azot amoniacal în timpul tratamentul este limitată. Nici un studiu cu un pat de nămol nu arată fosfor mai mare de 40%, indicând faptul că tratamentul are un efect limitat asupra reducerii compusului. Cu toate acestea, Leal Hernández și colab. (2007) au obținut 97% pentru agenții tensioactivi.
În mod similar, cu un reactor discontinuu, TSS sunt doar ușor degradate: 30% Lamine și colab. (2007) și 65% pentru Baban et al. (2011). Prin comparare, studiile arată că COD rezidual poate ajunge la 12 mg O2.L-1 (Lamine et al., 2007).
În funcție de calitatea apei brute apei gri, aceste procese au performanțe diferite. Caracteristicile acestor ape sunt eterogene de la o casă la alta, este preferabil să se utilizeze o altă metodă care să fie mai puțin perturbată în timpul variațiilor de sarcină mari. Otterpohl și colab. (1999) recomandă utilizarea unor procese de biomasă imobilizate, mai degrabă ca și la biomasa suspendată, deoarece acestea sunt mai complexe pentru a pune în aplicare și necesită o suprafață mai mare. În plus, utilizarea unui proces de biomasă fixă tinde să crească biomasa totală în reactor și îmbunătățirea prelucrării (Yeon și colab., 2011).
Tabel I – 13 Compoziția apei brute (intrate) și prelucrate (ieșire) obținută cu ajutorul unui proces biologic
RBC – contactor biologic rotativ; SBR – secvențiere lot reactor;
RBC – contactor biologic rotativ; SBR – secvențiere lot reactor;
Procesele de biomasa fixă
Principiul de funcționare a proceselor de filme fixe, pe baza dezvoltării microorganismelor pe un suport, suport biomasă. Reactorul biologic rotativ (Rotirea Biological Contactor sau RBC) este sistemul de biomasă fix cel mai comun găsit în literatura de specialitate pentru tratarea apei apei gri (Figura I-13). Acesta din urmă constă într-o serie de discuri sau panouri parțial sau total imersate, este rotit în apa care trebuie tratată. Spre deosebire de alte procese biologice în care aerul și apa sunt în mișcare, în cazul RBC este mediul care se rotește.
Ele sunt, în general, precedate de un tratament fizic (sedimentare,filtrare) (Nolde, 2000) urmată de o etapă de decantare de a separa biofilmul, detașat de suportul de înregistrare al apei uzate tratate (Friedler et al., 2005).
Figura I – 10 Diagrama a unui reactor biologic rotativ (după Mba, 2003)
Performanța de RBC în turbiditate, TSS și CBO5 sunt în general satisfăcătoare. Abdel Kader (2013) ) a obținut între 86% și 93% MES și între 93% și 96% CBO5, în funcție de caracteristicile de intrare ale apei apei gri, ca și Baban et al. (2010). TSS de asemenea a fost redus mai mic mai mic 86% în studii Baban et al. (2011) și Friedler și colab. (2006a). Concentrațiile în producția a efluenților sunt în general mai puțin de 15 mg.L-1 și Abdel-Kader (2013) a avut chiar posibilitatea de a obține 2 mg.L-1 în apa gri tratată. COD pare mai ușor degradabile prin această metodă, deoarece unele studii arată reduceri mai mari de 80%. Cu toate acestea, concentrațiile reziduale ale fiecărui studiu sunt mai mici de 60 mg O2.L-1 pentru COD.
La nivelul de microorganisme, Friedler și colab. (2005) și Baban și colab. (2011) au reușit să reducă doar 1 log10 coliformi totali . Prin urmare, este necesar să se adauge un tratament de dezinfectarea, în scopul de de reduce sau elimina microorganismele.
Mlaștini de filtrare
Mlaștinile de filtrare sunt considerate cele mai ecologice procese (Karabelnik et al, 2012;. Li et al., 2009) Acestea sunt compuse din paturi de plantate de stuf, iazuri artificiale sau lagune (Figura I-11). Aceste procese de tratament sunt deja utilizate pentru tratarea ape uzate, dar unele studii s-au concentrat asupra apei apei gri și a calității apei tratate obținute (Winward et al, 2008;. Gross et al, 2007;. Dallas et al ., 2004).
Figura I – 11 Metodă de tratare a apei gri cu o lagună cu două etaje
Aceste cursuri se bazează pe tratarea apelor gri prin purificarea bacteriilor prezente în mod natural în sol și în apa gri și prin plante. Apele tratate sunt aduse pe un compus solid de plante, pietriș și nisip unde sunt atașate bacteriile de purificare. Aceste filtre sunt adesea realizate din două etape. Primul etaj are particulele solide și începe tratamentul, în timp ce acesta din urmă rafinează tratamentul.
Studiile raportate în literatura de specialitate (tabelul I-13) prezintă performanțe bune, în special în ceea ce privește CBO5, TSS și turbiditate. Gross și colab. (2007) și Brix și Arias (2005) au obținut rezultate mai mici de 97% pentru primii doi parametri. Baban și colab. (2011), Winward și al. (2008) și Dallas și al. (2004) au constatat o reducere de peste 93% pentru turbiditate. Dacă deducerile sunt corecte, reziduul obținut în efluent este mai puțin de 6 NTU pentru turbiditate, 15 mg.L-1 pentru MES și 5 mg O2.L-1 pentru CBO5 în fiecare studiu în care s-a măsurat acest parametru (cu excepția Paulo (2007), au obținut 34 NTU pentru turbiditate și 17 mg.L-1 pentru MES).
COD se degradează mai greu decât alți parametrii, însă, concentrația în apa tratată este acceptabilă (<60 mg O2.L-1). Numai Gross și colab. (2007) și Paulo și colab. (2007) au obținut concentrații reziduale mai mari (respectiv 157 și 273 mg O2.L-1), din cauza că la intrare a fost o concentrație mai mare de 839, respectiv 570 mg O2.L-1.
Aceste metode necesită puțină întreținere și, astfel, au un cost redus de exploatare. O întreținere a instalație trebuie efectuată (tăiat și plantare nouă) și un curățare la fiecare cinci ani de a elimina nămol acumulat de fundul lagunei (IOW, 2001). În plus, ele au avantajul de integrare în peisaj și să contribuie la diversificarea speciilor de faună și floră.
Alte abordări
Există metode hibride, cum ar fi bioreactoare cu membrană (combină filtrarea cu membrană și nămol activ), sau biofiltru aerat (combină biomasă fixă și filtrarea fizică). Performanța acestor două procese este foarte satisfăcătoare deoarece combinația celor două metode permite atât purificarea fizico-chimică și microbiologică. Aceste procese sunt considerate tehnologii inovatoare deoarece sunt robuste.
Astfel, cele mai multe studii (tabelul I-14) arată reducerile mai mari de 95 și 93% pentru turbiditate și CBO5 (Bani-Melhem și Smith, 2012; Liu și colab, 2005) și în jur de 90% pentru COD (Ling și al, 2009; Lesjean și Gnirss, 2006).În ceea ce privește agenți tensioactivi, reducerile obținute sunt mai mari decât 95%, chiar și cu apa gri brută conținând 60 mg SABM.L-1. Numai fosforul total pare mai greu de a se degrada, Li și colab. (2010) și Lesjean și Gnirss (2006) au reușit să reducă sub 55% apă care conținea mai mult de 2 mg PL-1.
Din punct de vedere microbiologic, aceste metode par eficiente, deoarece puțini coliformi se găsesc în efluentul de ieșire și reducerile de 3 log10 sunt obținute în mod regulat (Bani-Melhem și Smith, 2012; Merz și colab, 2007;. Friedler și colab. 2006a). În plus, efluentul conține mai puțin de 68 UFC.100mL-1. Ar fi interesant să ia în considerare analiza altor microorganisme pentru a vedea dacă este posibil să se obțină aceleași reduceri.
În cazul în care combinația de procese fizice și biologice va crește calitatea efluentului, de asemenea va crește semnificativ și costul de producție al apei tratate. Este necesară curățarea periodică a membranei de filtrare pentru a asigura o bună desfășurare a procesului.
Tabel I – 14 Compoziția apei gri brute (intrare) și prelucrate (de ieșire) obținute printr-un proces hibrid.
BRM: bioreactor cu membrană; UF: Ultrafiltrarea; SBR: secvențiere lot reactor; MF: Microfiltrare; NF: Nanofiltrarea
Tabel I – 15 Compoziția apei gri brut (intrare) și prelucrate (de ieșire) obținut printr-un proces hibrid
BRM: bioreactor cu membrană; UF: Ultrafiltrarea; SBR: secvențiere lot reactor; MF: Microfiltrare; NF: Nanofiltrarea
Tratarea apelor uzate cu pat fluidizat
Introducere
Procesele de tratament menționate mai sus utilizate pentru a trata apa gri. Timpul de staționare, dimensiunea, costul, sau fluxul de apă care trebuie tratată sunt parametri importanți care trebuie să se bazeze pe o alege a procesului de tratament adecvat. În plus, trebuie să permită să se obțină o calitate a apei gri tratate în conformitate cu reglementările sau standardele în cazul în care acestea există, sau plan de sănătate, cel puțin acceptabil.
Nu există un alt tip de proces care este folosit pentru tratarea apelor uzate, dar nu a fost niciodată aplicat la tratarea apei gri. Principiul său de funcționare, performanță, și avantajele sale sunt explicate mai târziu.
Principiul de funcționarea a unui reactor cu pat fluidizat
Reactor cu pat fluidizat este o coloană umplută cu particule traversate de un fluid. Suspendarea particulelelor conținute în această coloană se numește fluidizare. Ele sunt în mod constant în mișcare în raport cu celălalt și, prin urmare, suprafața este întotdeauna în contact cu gazul proaspăt și molecule lichide. Conform debitului de fluid, particulele formează un pat mai mult sau mai puțin dens și se comportă ca un mediu poros. La viteze reduse, patul este fix. Când debitul curge în sus prin patul de particule crește, frecarea gazului asupra particulei, echilibrează greutatea lor și se ajunge la fluidizarea minimă. Când debitul devine mai mare decât fluidizarea minimă, patul se extinde și particulele sunt individualizate: se ajunge la fluidizare. Fluxul de fluid poate fi gazos sau lichid (fluidizare bifazică) sau compusă dintr-o emulsie lichid-gaz (fluidizare trifazică). Acesta din urmă este o metodă foarte utilă pentru a controla cu precizie factorii care reglează orice schimb chimic între fluide sau solide (Cathala, 1953).
Fluidizare trifazică
Fluidizarea trifazica ține în suspensie un pat de particule într-o emulsie gaz-lichid. Există diferite moduri de fluidizare trifazică concomitentă sau împotriva curentului, care se deosebesc prin alegerea fazei continue și direcția de fluidizare (Figura I-12).
Figura I – 12 Fluidizare trifazică (Muroyama și Fan (1985))
Pentru fluidizarea în echicurent (Modul I-a și I-b), fluxul de lichid și gaz sunt în aceeași direcție ascendentă. In modul I-a, faza continuă este lichid și gazul este introdus sub formă de bule prin pat, pentru I-b, faza continuă este gazoasă și lichidul este faza dispersată și este sub forma unui film de lichid sau picături. În fluidizarea împotriva curentului (Modul II-a și a II-b), lichidul și gazul au direcții opuse. Patul de particule este fluidizat într-un curent de lichid descendent în particule opuse de flotabilitate (II-a) sau un flux ascendent de gaz (II-b).
Faza de gaz este diferită, în funcție de modul de funcționare a reactorului. Dacă reactorul își desfășoară activitatea în condiții anaerobe (lipsă de oxigen în mediu), faza gazoasă este creată de biomasă. Când bacteriile sunt purificate la tratarea apei, produc diverse gaze (metan, mercaptani) care sunt eliberate în mediul înconjurător. În cazul unui reactor care funcționează în condiții anaerobe, produsele gazoase sunt adesea folosite pentru recuperarea energiei. Cu toate acestea, acest mod de operare are câteva dezavantaje: un circuit închis, miros de întreținere mai mare.
În schimb, tratamentele aerobice permit obținerea unui efluent de calitate superioară sau relativ scăzută de rezistență (Chan și colab., 2009). Dacă reactorul funcționează în condiții aerobe (prezența oxigenului în mediul), aerul constitue aerul constitue faza gazoasă. Acesta din urmă joacă un rol cheie în tratamentul apelor reziduale prin pat fluidizat aerobic. Acesta oferă oxigenul necesar pentru dezvoltarea și menținerea microorganismelor în reactor, dar permite, de asemenea, fluidizarea mucoasei. Fluxul excesiv poate provoca o creștere semnificativă a biofilmelor reactorului până la ieșiere. Un fluxul scăzut în reactor previne fluidizarea mucoasei și poate duce la degenerarea biomasei sau a reactorului în condiții anaerobe. Conform Tavares și colab. (1995), performanța reactorului nu ar fi influențată de curentul de aer.
Avantaje și dezavantaje
Principalele avantaje ale paturilor fluidizate sunt construcția lor simplă și schimbul ridicat al biofilmelor – lichid speciale (Sokół și colab, 2009; Ochieng și colab, 2002). Potrivit Sokół și Halfani (1999), patul fluidizat surclasează alte procese biologice în tratarea apei din cauza ratei ridicate de biomasă atașat la mucoasa. Hirata și colab. (2000) indică un interes reînnoit în această tehnologie prin această rată ridicată, care permite o mai bună degradare a poluanților. În plus, în comparație cu alte procese biologice, cum ar fi nămolul activ, paturile fluidizate sunt compacte și produc mai puțin nămol care trebuie tratat. Într-adevăr, Nicolella și colab. (2000) indică faptul că un pat fluidizat ocupă doar 10% din spațiul cerut de o lagună de canalizare. Mai mult decât atât, în conformitate cu Cooper și Wheeldon (1980), această metodă este ideală pentru tratarea apei cu o încărcatură ridicată.
Unul dintre parametrii importanți ai patului fluidizat este creșterea biomasei pe de materialul suport (Ochieng colab., 2002). Rata de creștere este esențială, în caz contrar patul fluidizat poate refuza brusc. Utilizarea unei mucoase ca suport biofilm fluidizat permite să mențină tratamentul și reglează cantitatea de biomasă în reactor prin varierea cantității de sprijin. Cu toate acestea, această creștere mare poate deveni o problemă. cresterea prea mare a biofilmelor pe suport poate schimba complet densitatea și transferul de masă între lichid și biomasă. Acest lucru poate apoi reduce semnificativ eficacitatea tratamentului și schimbă hidrodinamica reactorului (Pareek și al, 2001;Karapinar și Kargi, 1996) și prin urmare performanța de procesare. Într-adevăr, creșterea concentrației biomasei induce o creștere a cantității de oxigen necesară pentru supraviețuirea lor, și se pot schimba condițiile de proces aerobic. Atunci este posibil ca o parte a reactorului să devină anaerob.
Prin varierea cantității de de suport a biomasei, paturile fluidizate sunt utilizate pentru a trata apele uzate cu timpul de staționare redus și echipamente de dimensiuni mici (Souza și colab., 2004). Mai mult decât atât, spre deosebire de patul fix, este posibil să adăugați sau scădeți o parte a mucoasei, fără a fi nevoie să oprească procesul (Sokół 2001). Acest lucru permite să se adapteze cantitatea de biomasă în reactor, precum și tratamentul. Cu toate acestea, este necesar să se efectueze o monitorizare regulată a apei tratate obținute.
Eficacitatea tratamentului
Souza și colab. (2004) au arătat că performanța paturilor fluidizate sunt mai bune atunci când apa care trebuie tratată are poluare mai mare. De fapt, transportul de substraturi (oxigenul, carbon și azot) pentru biomasă este reglementată de difuzie și rezultatul unui gradient de concentrație. Penetrarea acestor substraturi pentru biomasă este dependentă atât de porozitatea biofilmului, la concentrația inițială în apa care trebuie tratată, dar, de asemenea, cinetica de biodegradare. Atunci când sarcina este mai mare în apa de tratat, răspândirea poluării pentru biofilm este mai bună și, prin urmare, performanțele de purificare sunt mai mari.
La tratarea apei, studiile au arătat că paturile fluidizate ar putea permite o reducere de până la 98% pentru COD (Harun Idris și 2009;. Borja și colab, 2001), 95% pentru CBO5 (Harun Idris și 2009; Sen și Demirer 2003; Hirata și colab, 2000) și până la 99,9% pentru MES (Lohi și colab, 2008) . Sen și Demirer (2003), apele uzate utilizate sunt ape din fabricile de bumbac textil. Patul fluidizat este operat în condiții de anaerobioză și utilizată este piatra ponce. Lohi și colab. (2008) au studiat tratarea apelor uzate contaminate cu combustibil. Patul fluidizat operat în condiții aerobe și suportul folosit a fost compus din rocă vulcanică. Aceste două studii sunt diferite din modul în care acestea funcționează, dar performanța lor este echivalentă. De fapt, COD fost redus la o concentrație mai mică de 100 mg O2.L-1 în timp ce apele uzate brute au un conținut de până la 3000 mg O2.L-1.
Sokół și Halfani (1999) au încercat mai multe materialele de mucoase pentru a trata apele uzate industriale. Ei recomandă folosirea unei polietilene cu densitate a mucoasei mai mică de 1, fluidizarea este ușor de realizat prin alimentarea cu aer în mediul care reduce densitatea apei. Această mucoasă devine mai mare și provoacă fluidizarea acestuia.
Eficiența reactoarelor cu pat fluidizat este, prin urmare, legată de concentrațiile biomasei în reactor, fenomenele de difuzie ale poluării organice biodegradabile pentru biofilm și caracteristicile materialului mucoasei.
Modelarea
Utilizarea unui reactoar cu pat fluidizat, pentru tratarea apei, necesită o bună cunoaștere a fenomenelor de transfer. Aceste reactoare sunt guvernate de dispersii axiale și radiale și depinde de mulți factori, cum ar fi echipamentele (diametru și înălțime a coloanei, dimensiunea difuzorului …), proprietățile de fază (lichid, solid și gaz), precum și condiții de funcționare (rata de curgere a fazei lichide și a fazei gazoase, porozitatea patului …). În cazul reactoarelor cu un diametru / înălțime redusă, dispersia radială poate fi neglijată (și Turan Ozturk, 1997).
Două cazuri pot fi observate pentru amestecarea axială. Acesta poate fi considerat finalizat atunci când lichidul este complet amestecat (CSTR) sau nici o amestecare și toate moleculele au în același timp de rezidență (motor cu piston).
Comportamentul hidrodinamic al reactoarelor reale poate fi modelat din aceste două reactoare sau o combinație a celor două (Levenspiel, 1998). În cazul în care comportamentul hidrodinamic nu este cel al reactoarelor ideale, dar se apropie, poate fi necesară o combinație de studii cinetice unul hidrodinamic și transferul de materiale (Alizadeh, 2004 și colab.). Aceste reactoare sunt greu de modelat din cauza complexității modelelor de curgere (Shamiri și colab., 2012).
Calculul termenului de dispersie D (analog la numărul Péclet), combinată cu determinarea distribuției timpului de sedere (TSD) este apoi adesea folosit. Factorul Scatter este un număr adimensional, în funcție de înălțimea patului (L) și viteza de curgere (u) reprezentat ca (D/uL). Reactoarele cu pat fluidizat sunt definite prin amestecurile înalte, determinarea distribuției timpul de sedere (TSD) poate fi uneori condiție suficientă pentru determinarea comportamentul hidrodinamic (Giojelli și colab., 2001) și simplificarea modelării reactorului.
Concluziile studiului bibliografic
Aceasta recenzie din literatura de specialitate a evidențiat mai multe puncte. În primul rând, apa de baie și a mașinii de spălat reprezintă 51% din consumul zilnic de apă potabilă. Această apă gri are sarcină poluantă mai mică, a apelor uzate. Acesta este în mod clar cea mai buna sursă a evaluării la scară națională. În restul studiului, doar apa de la mașina de spălat și de la baie (sau o combinație a celor două) vor fi studiate.
În al doilea rând, există în literatura de specialitate diverse procese de tratare a apei gri, fizice, chimice, procese biologice sau combinarea mai multor tehnologii.Alegerea metodei este dictată de compoziția efluentului de tratat, calitatea dorită a apei tratate, dar și costul prelucrării și dezordinea. Compoziția apei gri de baie a ghidat alegerea procesului de tratare a unui proces biologic. Costul și dimensiunea pentru partea lor, a condus la alegerea unui reactor cu pat fluidizat care funcționează în condiții aerobe. Ea are bună performanță de purificare atunci când se aplică epurării apelor uzate. Cu toate acestea, nu au fost utilizate pentru tratarea apei gri, pentru optimizarea parametrilor de funcționare este necesar să se adapteze tratării apelor gri.
Având în vedere concluziile acestei examinări literaturii, prezenta teză cuprinde următoarele obiective:
– optimizarea reactorul cu pat fluidizat prin cunoașterea comportamentului său hidrodinamic și prin modelarea degradarea care are loc în acesta;
– evaluarea reactorului cu pat fluidizat fizico-chimic și microbiologic, purificarea de performanță optimizată și dacă calitatea apei gri tratată este satisfăcătoare, având în vedere legislația română pentru irigare a spațiilor verzi;
– caracterizarea pericolele de mediu asociate cu reutilizarea apei gri tratate.
Referințe bibliografice
Abbott S., Caughley B., Douwes J. (2006) A survey of the microbiological quality of roof collected rainwater of private dwellings in New Zealand. New Zealand Institute of Environmental Health, 1-24.
Abdel-Kader A. M. (2013) Studying the efficiency of grey water treatment by using rotating
biological contactors system. Journal of King Saud University. 25(2), 89-95.
Abdulla F. A., Al-Shareef A. W. (2009) Roof rainwater harvesting systems for household
water supply in Jordan. Desalination. 243(1–3), 195-207.
AEE (1999) Une utilisation durable de l’eau européenne? État, perspectives et résultats.
Rapport d‘évaluation de l‘environnement. Rapport d'évaluation de l'environnement 7.
Agence Européenne pour l’Environnement. Copenhague.
Albrechtsen H. J. (2002) Microbiological investigations of rainwater and graywater collected
for toilet flushing. Water science and technology. 46(6-7), 311-316.
Alfiya Y., Damti O., Stoler-Katz A., Zoubi A., Shaviv A., Friedler E. (2012) Potential impacts
of on-site greywater reuse in landscape irrigation. Water Science and Technology. 65(4),
757-764.
Alizadeh M., Mostoufi N., Pourmahdian S., Sotudeh-Gharebagh R. (2004) Modeling of
fluidized bed reactor of ethylene polymerization. Chemical Engineering Journal. 97(1),
27-35.
Almeida M., Butler D., Friedler E. (1999) At-source domestic wastewater quality. Urban
Water. 1(1), 49-55.
Antonopoulou G., Kirkou A., Stasinakis A. S. (2013) Quantitative and qualitative greywater
characterization in Greek households and investigation of their treatment using
physicochemical methods. Science of The Total Environment. 454–455, 426-432.
Aonghusa C. N., Gray N. F. (2002) Laundry Detergents as a Source of Heavy Metals in Irish
Domestic Wastewater. Journal of Environmental Science and Health, Part A. 37(1),
1-6.
Appan A. (2000) A dual-mode system for harnessing roofwater for non-potable uses. Urban
Water. 1(4), 317-321.
Aptel P., Moulin P., Quemeneur F. (2002) Micro et ultrafiltration conduite des essais pilotes,
traitements des eaux et effluents. Les Cahiers du CFM n°2.
Arumugan A., Sabarethinam P. (2008) Performance of a three-phase fluidized bed reactor
with different support particles in treatment of dairy wastewater. ARPN Journal of
Engineering and Applied Sciences. 3(5), 42-44.
Atasoy E., Murat S., Baban A., Tiris M. (2007) Membrane bioreactor (MBR) treatment of
segregated household wastewater for reuse. Clean. 35(5), 465-472.
Australian Government Department of Health (2004) Guidance on use of rainwater tanks.
Online ISBN: 978-1-74241-326-6
Baban A., Hocaoglu S. M., Atasoy E. A., Gunes K., Ayaz S., Regelsberger M. (2010) Grey
water treatment and reuse by using RBC: A kinetic approach. Desalination and Water
Treatment. 23(1-3), 89-94.
Baban A., Hocaoglu S. M., Atasoy E., Regelsberger M. (2011) "Appraisal of technical
options for grey water treatment processes". 3rd International Congress Smallwat11.
Wastewater in Small Communities. Séville, Espagne.
Baggett S., Jeffrey P., Jefferson B. (2006) Risk perception in participatory planning for water
reuse. Desalination. 187(1-3), 149-158.
Bani-Melhem K., Smith E. (2012) Grey water treatment by a continuous process of an
electrocoagulation unit and a submerged membrane bioreactor system. Chemical
Engineering Journal. 198–199(0), 201-210.
Bes-Piá A., Mendoza-Roca J. A., Alcaina-Miranda M. I., Iborra-Clar A., Iborra-Clar M. I.
(2002) Reuse of wastewater of the textile industry after its treatment with a combination
of physico-chemical treatment and membrane technologies. Desalination. 149(1–3),
169-174.
Birks R., Colbourne J., Hills S., Hobson R. (2004) Microbiological water quality in a large inbuilding, water recycling facility. Water science and technology. 50(2), 165–172.
Birks R., Hills S. (2007) Characterisation of Indicator Organisms and Pathogens in Domestic
Greywater for Recycling. Environmental Monitoring and Assessment. 129(1-3), 61-69.
Borboudaki K. E., Paranychianakis N. V., Tsagarakis K. P. (2005) Integrated wastewater
management reporting at tourist areas for recycling purposes, including the case study
of Hersonissos, Greece. Environmental Management. 36(4), 610-623.
Borja R., González E., Raposo F., Millán F., Martín A. (2001) Performance evaluation of a
mesophilic anaerobic fluidized-bed reactor treating wastewater derived from the
production of proteins from extracted sunflower flour. Bioresource Technology. 76(1),
45-52.
Boyjoo Y., Pareek V. K., Ang M. (2013) A review of greywater characteristics and treatment
processes. Water science and technology. 67(7), 1403-1424.
Brewer D., Brown R., Stanfield G. (2001) Rainwater and Greywater in Buildings: Project
Report and Case Studies. Ed : Building Services Research & Information Association.
105 pages. ISBN : 9780860225775
Brix H., Arias C. A. (2005) The use of vertical flow constructed wetlands for on-site
treatment of domestic wastewater: New Danish guidelines. Ecological Engineering.
25(5), 491-500.
BSI (2010). Greywater systems-Part 1. Code of practice. British Standard Publications
BS8525-1:2010. ISBN : 9780580634758
Campos C. (2008) New perspectives on microbiological water control for wastewater reuse.
Desalination. 218(1-3), 34-42.
Carr G., Potter R. B., Nortcliff S. (2011) Water reuse for irrigation in Jordan: Perceptions of
water quality among farmers. Agricultural Water Management. 98(5), 847-854.
Casanova L. M., Gerba C. P., Karpiscak M. (2001) Chemical and microbial characterization
of household graywater. Journal of Environmental Science and Health. Part A, Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering. 36(4), 395-401.
Cathala J. (1953) Fluidization and the research methods of Chemical Engineering Science.
Chemical Engineering Science. 2(6), 273-281.
Chaillou K., Gérente C., Andrès Y., Wolbert D. (2010) Bathroom Greywater Characterization
and Potential Treatments for Reuse. Water, Air, and Soil Pollution. 215, 31-42.
Chan Y. J., Chong M. F., Law C. L., Hassell D. G. (2009) A review on anaerobic-aerobic
treatment of industrial and municipal wastewater. Chemical Engineering Journal.
155(1-2), 1-18.
Chen Z., Ngo H. H., Guo W., Wang X. C., Miechel C., Corby N., Listowski A., O’Halloran
K. (2013) Analysis of social attitude to the new end use of recycled water for household
laundry in Australia by the regression models. Journal of Environmental Management.
126, 79-84.
Chin W. H., Roddick F. A., Harris J. L. (2009) Greywater treatment by UVC/H2O2. Water
Research. 43(16), 3940-3947.
Christova-Boal D., Eden R. E., McFarlane S. (1996) An investigation into greywater reuse for
urban residential properties. Desalination. 106(1-3), 391-397.
Ciabattia I., Cesaro F., Faralli L., Fatarella E., Tognotti F. (2009) Demonstration of a
treatment system for purification and reuse of laundry wastewater. Desalination. 245(1–
3), 451-459.
CIEau (2012) L’eau au quotidien. Mieux la connaître, mieux l’apprécier. www.cieau.com.
Coleman J., Hench K., Garbutt K., Sexstone A., Bissonnette G., Skousen J. (2001) Treatment
of domestic wastewater by three plant species in constructed wetlands. Water, Air, and
Soil Pollution. 128(3-4), 283–295.
Commission européenne, Eurostat (2003) Utilisation de l’eau et traitement des eaux usées
dans l’UE et les pays candidats. ISSN : 1562-3084.
Cooper P. F., Wheeldon D. H. V. (1980) Fluidized and Expanded Bed Reactors for
Wastewater Treatment. Water Pollution Control. 79(2)
Croum I., De Gouvello B. (2003) Récupération et utilisation des eaux pluviales: opération
expérimentale du petit Quevilly. Analyses physicochimiques et bactériologiques.
Ed : CSTB. 48 pages.
CSHPF. (1991) Recommandations sanitaires relatives à l’utilisation, après épuration, des eaux
résiduaires urbaines pour l’irrigation des cultures et des espaces verts. Ministère de la
santé et des solidarités.
Dalahmeh S. S., Pell M., Vinneras B., Hylander L. D., Oborn I., Jonsson H. (2012) Efficiency
of bark, activated charcoal, foam and sand filters in reducing pollutants from greywater.
Water, Air, and Soil Pollution. 223(7), 3657-3671.
Dallas S., Scheffe B., Ho G. (2004) Reedbeds for greywater treatment-A case study in Santa
Elena-Monteverde, Costa Rica, Central America. Ecological Engineering. 23(1), 55-61.
DeBoer J., Linstedt K. . (1985) Advances in water reuse applications. Water Research.
19(11), 1455-1461.
Dewettinck T., Van Houtte E., Geenens D., Van Hege K., Verstraete W. (2001) HACCP
(Hazard Analysis and Critical Control Points) to guarantee safe water reuse and
drinking water production–a case study. Water Science and Technology. 43(12), 31-38.
Diaper C., Dixon A., Bulier D., Fewkes A., Parsons S. A., Strathern M., Stephenson T., Strutt
J. (2001) Small scale water recycling systems–risk assessment and modelling. Water
Science and Technology. 43(10), 83-90.
Dillon P. (2000) Water reuse in Australia: current status, projections and research.
Proceedings of Water Recycling Australia. Adelaide, 19-20 October 2000, 99–104.
Domènech L., Saurí D. (2010) Socio-technical transitions in water scarcity contexts: Public
acceptance of greywater reuse technologies in the Metropolitan Area of Barcelona.
Resources, Conservation and Recycling. 55(1), 53-62.
Donner E., Eriksson E., Revitt D., Scholes L., Lützhøft H.-C. H., Ledin A. (2010) Presence
and fate of priority substances in domestic greywater treatment and reuse systems.
Science of The Total Environment. 408(12), 2444-2451.
Elmitwalli T. A., Shalabi M., Wendland C., Otterpohl R. (2007) Grey water treatment in
UASB reactor at ambient temperature. Water Science and technology. 55(7), 173–180.
Ensink J. H. J. (2002) Use of untreated wastewater in peri-urban agriculture in Pakistan: risks
and opportunities. Ed : IWMI Research Report 64.
EPA Victoria (2013) Guidelines for environmental Management: Code of practice-Onsite
wastewater management. N°891.3. http://www.epa.vic.gov.au
Eriksson E., Auffarth K., Henze M., Ledin A. (2002) Characteristics of grey wastewater.
Urban Water. 4(1), 85-104.
Failla B., Spadoni M., Stante L., Cimatti E., Bortone G. (2001) The Aquasave Project: an
innovative water saving system in a residential building, Italy. Integrated Water
Resources Management. 272, 121-125.
Finley S., Barrington S., Lyew D. (2008) Reuse of Domestic Greywater for the Irrigation of
Food Crops. Water, Air, and Soil Pollution. 199(1-4), 235-245.
Fiona Barker S., O’Toole J., Sinclair M. I., Leder K., Malawaraarachchi M., Hamilton A. J.
(2013) A probabilistic model of norovirus disease burden associated with greywater
irrigation of home-produced lettuce in Melbourne, Australia. Water Research. 47(3),
1421-1432.
Fontanier V., Albet J., Baig S., Molinier J. (2005) Simulation of pulp mill wastewater
recycling after tertiary treatment. Environmental technology. 26(12), 1335-1344.
Friedler E. (2004) Quality of individual domestic greywater streams and its implication for
on-site treatment and reuse possibilities. Environmental technology. 25(9), 997-1008.
Friedler E., Alfiya Y. (2010) Physicochemical treatment of office and public buildings
greywater. Water Science and Technology. 62(10), 2357-2363.
Friedler E., Hadari M. (2006) Economic feasibility of on-site greywater reuse in multi-storey
buildings. Desalination. 190(1–3), 221-234.
Friedler E., Katz I., Dosoretz C. G. (2008) Chlorination and coagulation as pretreatments for
greywater desalination. Desalination. 222(1–3), 38-49.
Friedler E., Kovalio R., Galil N. I. (2005) On-site greywater treatment and reuse in multistorey
buildings. Water Science and Technology. 51(10), 187-194.
Friedler E., Kovalio R., Ben-Zvi A. (2006a) Comparative study of the microbial quality of
greywater treated by three on-site treatment systems. Environmental technology. 27(6),
653-663.
Friedler E., Lahav O., Jizhaki H., Lahav T. (2006b) Study of urban population attitudes
towards various wastewater reuse options: Israel as a case study. Journal of
Environmental Management. 81(4), 360-370.
García-Pérez A., Harrison M., Grant B., Chivers C. (2013) Microbial analysis and chemical
composition of maize (Zea mays, L.) growing on a recirculating vertical flow
constructed wetland treating sewage on-site. Biosystems Engineering. 114(3), 351-356.
Ghisi E., Ferreira D. F. (2007) Potential for potable water savings by using rainwater and
greywater in a multi-storey residential building in southern Brazil. Building and
Environment. 42(7), 2512-2522.
Gildemeister R., Drews A., Kraume M. (2005) Greywater treatment in a submerged
membrane sequencing batch reactor (SM-SBR). Environment Protection Engineering.
31(3-4), 39-52.
Giojelli B., Verdier C., Hihn J. Y., Béteau J. F., Rozzi A. (2001) Identification of axial
dispersion coefficients by model method in gas/liquid/solid fluidised beds. Chemical
Engineering and Processing. 40(2), 159-166.
Global Water Intelligence (2005). Water Reuse Markets 2005- 2015: A Global Assessment &
Forecast. Ed : Media Analytics Ltd. ISBN : 978-0954770532. 262 pages.
Gozálvez-Zafrilla J. M., Sanz-Escribano D., Lora-García J., León Hidalgo M. C. (2008)
Nanofiltration of secondary effluent for wastewater reuse in the textile industry.
Desalination. 222(1–3), 272-279.
Gross A., Shmueli O., Ronen Z., Raveh E. (2007) Recycled vertical flow constructed wetland
(RVFCW)-a novel method of recycling greywater for irrigation in small communities
and households. Chemosphere. 66(5), 916-923.
Gual M., Moià A., March J. G. (2008) Monitoring of an indoor pilot plant for osmosis
rejection and greywater reuse to flush toilets in a hotel. Desalination. 219(1-3), 81-88.
Guilbaud J., Massé A., Andrès Y., Combe F., Jaouen P. (2012) Influence of operating
conditions on direct nanofiltration of greywaters: Application to laundry water recycling
aboard ships. Resources, Conservation and Recycling. 62, 64-70.
Haider W., Rasid H. (2002) Eliciting public preferences for municipal water supply options.
Environmental Impact Assessment Review. 22(4), 337-360.
Hamaiedeh-Al H., Bino M. (2010) Effect of treated grey water reuse in irrigation on soil and
plants. Desalination. 256(1-3), 115-119.
Hamm U., Schabel S. (2007) Effluent-free papermaking: industrial experiences and latest
developments in the German paper industry. Water science and technology. 55(6), 205.
Haroun M., Idris A. (2009) Treatment of textile wastewater with an anaerobic fluidized bed
reactor. Desalination. 237(1-3), 357-366.
Hartemann P. (2004) Contamination des eaux en milieu professionnel. EMC – Toxicologie-
Pathologie. 1(2), 63-78.
Hartley T. W. (2006) Public perception and participation in water reuse. Desalination. 187(1-
3), 115-126.
Havelaar A. H. (1994) Application of HACCP to drinking water supply. Food Control. 5(3),
145-152.
Hernández Leal L., Temmink H., Zeeman G., Buisman C. J. N. (2011) Characterization and
anaerobic biodegradability of grey water. Desalination. 270(1–3), 111-115.
Hernández Leal L., Temmink H., Zeeman G., Buisman C. J. N. (2010) Comparison of Three
Systems for Biological Greywater Treatment. Water. 2(2), 155-169.
Hernández Leal L., Zeeman G., Temmink H., Buisman C. (2007) Characterisation and
biological treatment of greywater. Water Science and Technology. 56, 193-200.
Hirata A., Takemoto T., Ogawa K., Auresenia J., Tsuneda S. (2000) Evaluation of kinetic
parameters of biochemical reaction in three-phase fluidized bed biofilm reactor for
wastewater treatment. Biochemical Engineering Journal. 5(2), 165-171.
Hocaoglu S. M., Atasoy E., Baban A., Orhon D. (2013) Modeling biodegradation
characteristics of grey water in membrane bioreactor. Journal of Membrane Science.
429, 139-146.
Hourlier F. (2010) Traitements des eaux grises par procédés membranaires et/ou biologiques
en vue de leur recyclage à l’intérieur du bâtiment. Thèse de doctorat de l’université de
Nantes. (292 pages), P.43.
Hourlier F., Massé A., Jaouen P., Lakel A., Gérente C., Faur C., Cloirec P. L. (2010)
Membrane process treatment for greywater recycling: investigations on direct tubular
nanofiltration. Water Science and Technology. 62(7), 1544-1550.
ISO (International Organization for Standardization)
ISO 31000 – Managementul riscului
Itayama T., Kiji M., Suetsugu A., Tanaka N., Saito T., Iwami N., Mizuochi M., Inamori Y.
(2006) On site experiments of the slanted soil treatment systems for domestic gray
water. Water Science and Technology. 53(9), 193-201.
Jabornig S., Favero E. (2013) Single Household Greywater Treatment with a Moving Bed
Biofilm Membrane Reactor (MBBMR). Journal of Membrane Science. 446 277-285.
Jackson S., Rodda N., Salukazana L. (2006) Microbiological assessment of food crops
irrigated with domestic greywater. Water SA. 32(5) Special edn. WISA 2006.
Jagals C., Jagals P. (2004) Application of HACCP principles as a management tool for
monitoring and controlling microbiological hazards in water treatment facilities. Water
Science and Technology. 50(1), 69-76.
Jayyousi-Al O. (2004) Greywater reuse: knowledge management for sustainability.
Desalination. 167, 27-37.
Jayyousi-Al O. R. (2003) Greywater reuse: towards sustainable water management.
Desalination. 156(1–3), 181-192.
Jefferson B., Laine A., Parsons S., Stephenson T., Judd S. (1999) Technologies for domestic
wastewater recycling. Urban Water. 1(4), 285-292.
Jefferson B., Palmer A., Jeffrey P., Stuetz R., Judd S. (2004) Grey water characterisation and
its impact on the selection and operation of technologies for urban reuse. Water Science
and Technology. 50(2), 157-164.
Journal officiel de la république française (2010) Arrêté du 2 août 2010 relatif à l’utilisation
d’eaux issues du traitement d’épuration des eaux résiduaires urbaines pour l’irrigation
de cultures ou d’espaces verts. 8 pages.
Jordanian Standard (2006), Water-Reclaimed domestic wastewater. JS : 893.
http://www.jsmo.gov.jo/
Karabelnik K., Kõiv M., Kasak K., Jenssen P. D., Mander Ü. (2012) High-strength greywater
treatment in compact hybrid filter systems with alternative substrates. Ecological
Engineering. 49(0), 84-92.
Karapinar I., Kargi F. (1996) Effect of particle number density on wastewater treatment
performance of a fluidized-bed bioreactor. Enzyme and Microbial Technology. 19(2),
140-144.
Kargi F., Eyiisleyen S. (1995) Batch biological treatment of synthetic wastewater in a
fluidized bed containing wire mesh sponge particles. Enzyme and Microbial
Technology. 17(2), 119-123.
Kim R. H., Lee S., Jeong J., Lee J.-H., Kim Y.-K. (2007) Reuse of greywater and rainwater
using fiber filter media and metal membrane. Desalination. 202(1-3), 326-332.
Lahnsteiner J., Klegraf F. (2005) Industrial Water Reuse Case Studies. IWA Newsletter of the
Specialist group on Water Reuse.
Laine A. (2001) Technology fo greywater recycling in buildings. PhD thesis, Cranfield
University, Bedforshire, UK.
Lamine M., Bousselmi L., Ghrabi A. (2007) Biological treatment of grey water using
sequencing batch reactor. Desalination. 215(1–3), 127-132.
Leclerc H., Festy B., Lazar P. (1982) Connaissances actuelles sur la pathologie hydrique.
Revue d’Epidémiologie et de Santé Publique. 30, 363-385.
Lesjean B., Gnirss R. (2006) Grey water treatment with a membrane bioreactor operated at
low SRT and low HRT. Desalination. 199(1–3), 432-434.
Levenspiel O. (1998) Chemical Reaction Engineering, New York, Ed : John Wiley & sons.
ISBN : 978-0471254249.
Li F., Behrendt J., Wichmann K., Otterpohl R. (2008) Resources and nutrients oriented
greywater treatment for non-potable reuses. Water Science and Technology. 57(12),
1901–1908.
Li F., Wichmann K., Otterpohl R. (2009) Review of the technological approaches for grey
water treatment and reuses. Science of The Total Environment. 407(11), 3439-3449.
Li Z., Boyle F., Reynolds A. (2010) Rainwater harvesting and greywater treatment systems
for domestic application in Ireland. Desalination. 260(1–3), 1-8.
Lin C.-J., Lo S.-L., Kuo C.-Y., Wu C.-H. (2005) Pilot-Scale Electrocoagulation with Bipolar
Aluminum Electrodes for On-Site Domestic Greywater Reuse. Journal of
Environmental Engineering. 131(3), 491-495.
Ling T. Y., Apun K., Zainuddin S. R. (2009) Performance of a pilot-scale biofilters and
constructed wetland with ornamental plants in greywater treatment. World Applied
Sciences Journal. 6(11), 1555–1562
Liu R., Huang X., Chen L., Wen X., Qian Y. (2005) Operational performance of a submerged
membrane bioreactor for reclamation of bath wastewater. Process Biochemistry. 40(1),
125-130.
Liu S., Butler D., Memon F. A., Makropoulos C., Avery L., Jefferson B. (2010) Impacts of
residence time during storage on potential of water saving for grey water recycling
system. Water Research. 44(1), 267-277.
Lohi A., Alvarez Cuenca M., Anania G., Upreti S. R., Wan L. (2008) Biodegradation of diesel
fuel-contaminated wastewater using a three-phase fluidized bed reactor. Journal of
Hazardous Materials. 154(1-3), 105-111.
Ludwig A. (2000) Create an Oasis With Greywater: Your Complete Guide to Choosing,
Building and Using Greywater Systems, includes Branched Drains. Santa Barbara, Ed :
Oasis Design. 144 pages. ISBN : 9780964343399
Madaeni S. S., Mansourpanah Y. (2006) Screening membranes for COD removal from dilute
wastewater. Desalination. 197(1–3), 23-32.
Mahmoud N., Amarneh M. N., Al-Sa’ed R., Zeeman G., Gijzen H., Lettinga G. (2003)
Sewage characterisation as a tool for the application of anaerobic treatment in Palestine.
Environmental pollution. 126(1), 115-122.
Maimon A., Tal A., Friedler E., Gross A. (2012) Safe on-Site Reuse of Greywater for
Irrigation – A Critical Review of Current Guidelines. Environmental Science &
Technology. 44(9), 3213-3220.
Mandal D., Labhasetwar P., Dhone S., Dubey A. S., Shinde G., Wate S. (2011) Water
conservation due to greywater treatment and reuse in urban setting with specific context
to developing countries. Resources, Conservation and Recycling. 55(3), 356-361.
Mänttäri M., Kuosa M., Kallas J., Nyström M. (2008) Membrane filtration and ozone
treatment of biologically treated effluents from the pulp and paper industry. Journal of
Membrane Science. 309(1–2), 112-119.
March J. ., Gual M., Orozco F. (2004) Experiences on greywater re-use for toilet flushing in a
hotel (Mallorca Island, Spain). Desalination. 164(3), 241-247.
Mba D. (2003) Mechanical evolution of the rotating biological contactor into the 21st century.
Proceedings of the Institution of Mechanical Engineers, Part E: Journal of Process
Mechanical Engineering. 217(3), 189–219.
Meda A., Cornel P. (2010) Greywater treatment with biological aerated filter (BAF) for urban
water reuse. Water Science and Technology-Water Supply. 10(6), 907-914.
Menegaki A. N., Hanley N., Tsagarakis K. P. (2007) The social acceptability and valuation of
recycled water in Crete: A study of consumers’ and farmers’ attitudes. Ecological
Economics. 62(1), 7-18.
Menegaki A. N., Mellon R. C., Vrentzou A., Koumakis G., Tsagarakis K. P. (2009) What’s in
a name: Framing treated wastewater as recycled water increases willingness to use and
willingness to pay. Journal of Economic Psychology. 30(3), 285-292.
Merz C., Scheumann R., El Hamouri B., Kraume M. (2007) Membrane bioreactor technology
for the treatment of greywater from a sports and leisure club. Desalination. 215(1-3),
37-43.
Metcalf et Eddy (2002) Wastewater engineering: Treatment, Disposal, and Reuse, New York,
Ed : McGraw-Hill. 1878 pages. ISBN : 978-0070418783
Ministerio de la presidencia (2007) Real decreto por el que se establece el régimen jurídico
dela reutilización de las aguas depuradas. Real decreto 1620/2007.
Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio Norme tecniche per il riutilizzo delle
acque reflue. Gazzetta Ufficiale N. 108 del 11 Maggio 2006.
Misra R. K., Patel J. H., Baxi V. R. (2010) Reuse potential of laundry greywater for irrigation
based on growth, water and nutrient use of tomato. Journal of Hydrology. 386(1-4), 95-
102.
Misra R. K., Sivongxay A. (2009) Reuse of laundry greywater as affected by its interaction
with saturated soil. Journal of Hydrology. 366(1-4), 55-61.
Möbius C. H., Helble A. (2004) Combined ozonation and biofilm treatment for reuse of
papermill wastewaters. Water Science and Technology. 49(4), 319-323.
Mojid M. A., Wyseure G. C. L., Biswas S. K., Hossain A. B. M. Z. (2010) Farmers’
perceptions and knowledge in using wastewater for irrigation at twelve peri-urban areas
and two sugar mill areas in Bangladesh. Agricultural Water Management. 98(1), 79-86.
Muroyama K., Fan L.-S. (1985) Fundamentals of gas-liquid-solid fluidization. AIChE
Journal. 31(1), 1–34.
Muthukumaran S., Baskaran K., Sexton N. (2011) Quantification of potable water savings by
residential water conservation and reuse – A case study. Resources, Conservation and
Recycling. 44(11), 945-952.
Nghiem L. D., Oschmann N., Schäfer A. I. (2006) Fouling in greywater recycling by direct
ultrafiltration. Desalination. 187(1-3), 283-290.
Nicolella C., van Loosdrecht M. C. M., Heijnen J. J. (2000) Wastewater treatment with
particulate biofilm reactors. Journal of Biotechnology. 80(1), 1-33.
Nolde E. (2000) Greywater reuse systems for toilet flushing in multi-storey buildings – over
ten years experience in Berlin. Urban Water. 1(4), 275-284.
NSW government (2008) Greywater reuse in sewered, single household residential premises.
http://www.water.nsw.gov.au/
Tunisian standards (1989) Tunisian standards of the treated wastewater quality reused in
agriculture. NT 106–03.
OMS. (2006). Safe use of wastewater excreta and greywater – Wastewater use in agriculture.
World Health Organization, Geneva.
O’Toole J., Sinclair M., Malawaraarachchi M., Hamilton A., Barker S. F., Leder K. (2012)
Microbial quality assessment of household greywater. Water Research. 46(13), 4301-
4313.
Ochieng A., Ogada T., Sisenda W., Wambua P. (2002) Brewery wastewater treatment in a
fluidized bed bioreactor. Journal of Hazardous Materials. 90(3), 311-321.
OIEau (2001) Procédés extensifs d’épuration des eaux usées adaptés aux petites et moyennes
collectivités. 40 pages. ISBN : 92-894-1690-4.
Oschmann N., Nghiem L. D., Schäfer A. I. (2005) Fouling mechanisms of submerged
ultrafiltration membranes in greywater recycling. Desalination. 179(1-3), 215-223.
Otterpohl R., Albold A., Oldenburg M. (1999) Source control in urban sanitation and waste
management: Ten systems with reuse of resources. Water Science and Technology.
39(5), 153-160.
Ottoson J., Stenström T. A. (2003) Faecal contamination of greywater and associated
microbial risks. Water Research. 37(3), 645-655.
Paranychianakis N. V., Nikolantonakis M., Spanakis Y., Angelakis A. N. (2006) The effect of
recycled water on the nutrient status of Soultanina grapevines grafted on different
rootstocks. Agricultural Water Management. 81(1-2), 185-198.
Pareek V. K., Yap Z., Brungs M. P., Adesina A. A. (2001) Particle residence time distribution
(RTD) in three-phase annular bubble column reactor. Chemical Engineering Science.
56(21-22), 6063-6071.
Parjane S., Sane M. (2011) Performance of grey water treatment plant by economical way for
Indian rural development. International Journal of ChemTech Research. 3(4), 1808-
1815.
Pathan A. A., Mahar R. bux, Ansari K. (2011) Preliminary Study of Greywater Treatment
through Rotating Biological Contactor. Mehran university research journal of
engineering and technology. 30(3) 531-538.
Paulo P. L., Boncz M. A., Asmus A. F., Jonsson H., Ide C. N. (2007) Greywater treatment in
constructed wetland at household level. Gewasserschutz Wasser Abwasser. 206, 34-41.
Pearce G. (2007) Introduction to membranes: Fouling control. Filtration & Separation. 44(6),
30-32.
Perrier A., Tuzet A. (2005) Le cycle de l’eau et les activités au sein de l’espace rural. Enjeux
globaux, solutions locales et régionales. Comptes Rendus Geoscience. 337(1–2), 39-56.
Pidou M., Avery L., Stephenson T., Jeffrey P., Parsons S. A., Liu S., Memon F. A., Jefferson
B. (2008) Chemical solutions for greywater recycling. Chemosphere. 71(1), 147-155.
Pinto U., Maheshwari B. L., Grewal H. S. (2010) Effects of greywater irrigation on plant
growth, water use and soil properties. Resources, Conservation and Recycling. 54(7),
429-435.
Pizzichini M., Russo C., Meo C. D. (2005) Purification of pulp and paper wastewater, with
membrane technology, for water reuse in a closed loop. Desalination. 178(1–3), 351-
359.
Po M., Kaercher J. D., Nancarrow B. E. (2003) Literature review of factors influencing public
perceptions of water reuse. CSIRO Land and Water Technical Report 54/03.
Prathapar S. A., Ahmed M., Al Adawi S., Al Sidiari S. (2006) Design, construction and
evaluation of an ablution water treatment unit in Oman: a case study. International
Journal of Environmental Studies. 63(3), 283-292.
Prathapar S. A., Jamrah A., Ahmed M., Al Adawi S., Al Sidairi S., Al Harassi A. (2005)
Overcoming constraints in treated greywater reuse in Oman. Desalination. 186(1–3),
177-186.
Ramon G., Green M., Semiat R., Dosoretz C. (2004) Low strength graywater characterization
and treatment by direct membrane filtration. Desalination. 170(3), 241-250.
Revitt D. M., Eriksson E., Donner E. (2011) The implications of household greywater
treatment and reuse for municipal wastewater flows and micropollutant loads. Water
Research. 45(4), 1549-1560.
Rodda N., Salukazana L., Jackson S. A. F., Smith M. T. (2011) Use of domestic greywater for
small-scale irrigation of food crops: Effects on plants and soil. Physics and Chemistry of
the Earth, Parts A/B/C. 36(14–15), 1051-1062.
Rosillon F., Vander Borght P., Országh J. (2010) Sondage relatif à la qualité des eaux de pluie
stockées en citerne à usage domestique en Wallonie (Belgique). European journal of
water quality. 38(2), 169-180.
Ryan A. M., Spash C. L., Measham T. G. (2009) Socio-economic and psychological
predictors of domestic greywater and rainwater collection: Evidence from Australia.
Journal of Hydrology. 379(1–2), 164-171.
Salgot M., Huertas E., Weber S., Dott W., Hollender J. (2006) Wastewater reuse and risk:
definition of key objectives. Desalination. 187(1-3), 29-40.
Schäfer A. I., Nghiem L. D., Oschmann N. (2006) Bisphenol A retention in the direct
ultrafiltration of greywater. Journal of Membrane Science. 283(1-2), 233-243.
Scheumann R., Kraume M. (2009) Influence of hydraulic retention time on the operation of a
submerged membrane sequencing batch reactor (SM-SBR) for the treatment of
greywater. Desalination. 246(1–3), 444-451.
Sen S., Demirer G. N. (2003) Anaerobic treatment of real textile wastewater with a fluidized
bed reactor. Water Research. 37(8), 1868-1878.
Shafran A. W., Gross A., Ronen Z., Weisbrod N., Adar E. (2005) Effects of surfactants
originating from reuse of greywater on capillary rise in the soil. Water Science and
Technology. 52(10-11), 157-166.
Shafran A. W., Ronen Z., Weisbrod N., Adar E., Gross A. (2006) Potential changes in soil
properties following irrigation with surfactant-rich greywater. Ecological Engineering.
26(4), 348-354.
Shamiri A., Hussain M. A., Mjalli F. S., Mostoufi N. (2012) Improved single phase modeling
of propylene polymerization in a fluidized bed reactor. Computers & Chemical
Engineering. 36(0), 35-47
Sharvelle S., Arabi M., McLamore E., Banks M. K. (2008) Model Development for
Biotrickling Filter Treatment of Graywater Simulant and Waste Gas. Journal of
Environmental Engineering. 134(10), 813-825.
Shiklomanov I. A. (1999) World Water Resource: a New Appraisal and Assessment for the
21st Century. Rapport du Programme hydrologique international (PHI), UNESCO,
Paris.
Simate G. S., Cluett J., Iyuke S. E., Musapatika E. T., Ndlovu S., Walubita L. F., Alvarez A.
E. (2011) The treatment of brewery wastewater for reuse: State of the art. Desalination.
273(2–3), 235-247.
Simmons G., Hope V., Lewis G., Whitmore J., Gao W. (2001) Contamination of potable roofcollected rainwater in Auckland, New Zealand. Water Research. 35(6), 1518-1524.
Sklarz M. Y., Gross A., Yakirevich A., Soares M. I. M. (2009) A recirculating vertical flow
constructed wetland for the treatment of domestic wastewater. Desalination. 246(1–3),
617-624.
Slutsky A. H., Yen B. C. (1997) A macro-scale natural hydrologic cycle water availability
model. Journal of Hydrology. 201(1–4), 329-347.
Sokół W. (2001) Operating parameters for a gas–liquid–solid fluidised bed bioreactor with a
low density biomass support. Biochemical Engineering Journal. 8(3), 203-212.
Sokół W., Ambaw A., Woldeyes B. (2009) Biological wastewater treatment in the inverse
fluidized bed reactor. Chemical Engineering Journal. 150(1), 63-68.
Sokół W., Halfani M. R. (1999) Hydrodynamics of a gas–liquid–solid fluidised bed bioreactor
with a low density biomass support. Biochemical Engineering Journal. 3(3), 185-192.
Šostar-Turk S., Petrinić I., Simonič M. (2005) Laundry wastewater treatment using
coagulation and membrane filtration. Resources, Conservation and Recycling. 44(2),
185-196.
Souza R. R., Bresolin I. T. L., Bioni T. L., Gimenes M. L., Dias-Filho B. P. (2004) The
performance of a three-phase fluidized bed reactor in treatment of wastewater with high
organic load. Brazilian Journal of Chemical Engineering. 21, 219-227.
Strauss S. (1998) Wastewater reclamation and reuse, Etats-Unis, Ed : Water Quality
Management Library. 1528 pages. ISBN : 9781566766203
Surendran S., Wheatley A. (1998) Grey-Water Reclamation for Non-Potable Re-Use. Water
and Environment Journal. 12(6), 406–413.
Tajima A., Yoshizawa M., Sakurai, K., Minamiyama M. (2007) Establishment of guidelines
for the reuse of treated wastewater. Sewerage and Wastewater Management
Department, Ministry of Land, Infrastructure and Transport. Ibaraki 305-0804, Japan
Tavares C. R. G., Sant’anna Jr G. L., Capdeville B. (1995) The effect of air superficial
velocity on biofilm accumulation in a three-phase fluidized-bed reactor. Water
Research. 29(10), 2293-2298.
Tay J.-H., Jeyaseelan S. (1995) Membrane filtration for reuse of wastewater from beverage
industry. Resources, Conservation and Recycling. 15(1), 33-40.
Toze S. (2006) Reuse of effluent water—benefits and risks. Agricultural Water Management.
80(1–3), 147-159.
Travis M. J., Wiel-Shafran A., Weisbrod N., Adar E., Gross A. (2010) Greywater reuse for
irrigation: effect on soil properties. Science of the Total Environment. 408(12), 2501-
2508.
Turan M., Ozturk I. (1997) Comparative Evaluation of Longitudinal Dispersion of Liquid in
Non-Biological and Anaerobic Fixed Film Reactors. Environmental Technology. 18(1),
45-53.
US EPA (2004) Guidelines for Water Reuse. EPA/625/R-04/108.
http://www.epa.gov/nrmrl/pubs/625r04108.html
US EPA (1999) Wastewater Technology Fact Sheet Sequencing Batch Reactors. Washington,
D.C. EPA 832-F-99-073
Valat C., Champiat D., Degorce-Dumas J. R., Thomas O. (2004) Using bioluminescent
biosensors for hazard analysis and critical control point (HACCP) in wastewater
control. Water Science and Technology. 49(1), 131-138.
Westrell T., Schönning C., Stenström T. A., Ashbolt N. J. (2004) QMRA (quantitative
microbial risk assessment) and HACCP (hazard analysis and critical control points) for
management of pathogens in wastewater and sewage sludge treatment and reuse. Water
Science and Technology. 50(2), 23-30.
Winward G. P., Avery L. M., Frazer-Williams R., Pidou M., Jeffrey P., Stephenson T.,
Jefferson B. (2008) A study of the microbial quality of grey water and an evaluation of
treatment technologies for reuse. Ecological Engineering. 32(2), 187-197.
Yeon H. J., Chang D., Kim D. W., Kim B. K., Choi J. K., Lim S. Y., Yoon C. Y., Son D. J.,
Kim W. Y. (2011) Comparison of Attached Growth Process with Suspended Growth
Process. World Academy of Science, Engineering and Technology. 60, 649-652.
Zaizen M., Urakawa T., Matsumoto Y., Takai H. (2000) The collection of rainwater from
dome stadiums in Japan. Urban Water. 1(4), 355-359.
Cap II. Optimizarea unui reactor cu pat fluidizat
pentru tratarea apelor gri
Introducere
Acest capitol este dedicat metodei de producție a apei gri tratate necesare pentru a finaliza studiul de impact asupra sănătății și asupra mediului referitor la reutilizarea apei gri. Pentru acesta a fost ales reactorul cu pat fluidizat. Cu toate acestea, acest reactor nu a fost utilizat pentru tratarea apei gri, dimensionarea este o provocare pentru a obține performanțe satisfăcătoare de purificare. În prima parte a acestui capitol, sunt explicați parametrii de proiectare ai reactorului.
Pentru a optimiza operarea reactorului cu pat fluidizat, cunoașterea comportamentului său hidrodinamic este esențială. Acesta este motivul pentru care cea de-a doua parte a acestui capitol este dedicată studiului hidrodinamic al reactorului cu pat fluidizat realizat prin determinarea distribuției timpului de reținere.
Tratamentul de succes este un proces biologic, care se bazează pe tratarea biologică a apelor gri de microorganisme. Cunoașterea cineticii de biodegradare este importantă pentru evaluarea cantității de biomasă, în scopul de a purifica apa gri . Pentru a stabili cinetica de biodegradare, dezvoltarea biofilmului și biodegradare a apei gri vor fi studiate în a treia parte a acestui capitol.
În cele din urmă, studiile combinate cu caracterizarea hidrodinamică și degradarea apei gri vor fi folosite pentru a dezvolta un model de degradare care are loc în reactor, în scopul de a optimiza funcționarea și dimensionarea reactorului cu pat fluidizat pentru tratarea unui flux de apă gri zilnică, pentru a caracteriza impactul acesteia asupra reutilizării în afara clădirilor.
Proiectarea si dimensioanarea unui reactor cu pat fluidizat
Parametrii de dimensionare
Reactorul cu pat fluidizat este o metodă simplă de pus în aplicare și relativ ieftină. Cu toate acestea, nu au fost utilizate pentru tratarea apei gri, proiectarea și dimensionarea necesită o atenție specială.
Tabelul II-1 prezintă caracteristicile reactoarelor cu pat fluidizat din literatura de specialitate și sunt utilizate pentru a trata apele uzate industriale,,,, , , sau intern. Fluxurile de intrare și de reducere a poluării și caracteristicile fiecărei mucoase reactoare sunt de asemenea prezentate în tabel.
Se pare că proiectarea variază în funcție de autori. Diametrele, înălțimile și volumele sunt foarte diferite, nici o corelație directă între ele nu apare, fiecare parametru fiind pentru un anumit flux. Cu toate acestea, pentru dimensionare, au fost luați în considerare doi parametri principali: concentrația biomasei în reactor, adică volumul de mucoase utilizate și timpul de staționare a apei în reactor.
Biomasa este exprimată în kilograme pe unitatea de volum sau per gram de mucoase. În regim pseudo-stabil biomasa tinde să crească continuu în reactor. Prin urmare, suprafața specifică a suportului este importantă nu numai pentru fixarea microorganismelor, dar și pentru cheltuielile de energie la fluidizarea. O suprafață mare în raport cu masa permite operarea cu particule de umplere scăzute. Acest lucru presupune un consum redus de energie din cauza ratelor scăzute de curgere de gaze necesare pentru a fluidiza particulele. Într-adevăr, costul energiei este un factor care trebuie luat în considerare la proiectarea unei metode.
Compararea reactoare cu pat fluidizat găsite în literatura de specialitate și utilizate pentru tratarea apelor uzate.
COD: Consumul chimic de oxigen, NI: Neindicat.
Timpul de staționare al lichidului este la rândul său legat de configurația reactorului. Într-adevăr, este o funcție a volumului reactorului debitului de gaze și de lichide. Timpul de staționare este prezentat în Tabelul II-1, variază de la 4 ore pentru cel mai scurt la 96 de ore cel mai lung. În ambele cazuri, performanța de purificare este foarte bună.
Dacă este posibilă modificarea debitului de lichid pentru a varia timpul de retenție, membrana de fluidizare este un parametru important și aceasta determină diametrul și lungimea reactorului. Rolul principal al acestei membrane este de a asigura fluidizarea omogenă în reactor. O membrană necorespunzătoare sau de proiectare slabă poate afecta hidrodinamica reactorului și, prin urmare, funcționarea sa, .
Performanța paturilor fluidizate prezentate sunt destul de bune, cu excepția studiilor de către Kumaresan și colab. (2009), Sundaresan și Philip (2008) și Ochieng și colab., (2002), care au obținut reducerile respective de 45%, 65% și 80% din COD, fie cu ape uzate industriale sau domestice. Alți autori au reușit să obțină reduceri mai mari la 90% din COD cu ape uzate cu o încărcătură COD variind de la 2083 mg O2.L-1-14360 mg O2.L-1.
Degradarea materiei organice într-un reactor cu pat fluidizat depinde de timpul de retenție a efluentului și cantitatea de biomasă atașată la mucoasă. Astfel, optimizarea acestor doi parametri poate îmbunătăți performanța de purificare a metodei.
Dispozitiv experimental
Dispozitivul experimental pentru studiul constă dintr-un reactor de PVC transparent (Figura II-1). Acesta măsoară 2300 mm înălțime și un diametru de 250 mm, cu o extindere de 500 mm la capul reactorului pentru a sparge fluidizarea. Volumul său total este de 173 L. Acesta funcționează în concomitent curentului ascendent de lichid și aer. Lichidul cuprinde faza continuă în timp ce gazul este injectat în bule fine. Membrana fluidizare selectată (KKI grup 215 ABS) este o membrană PTFE perforată 215 mm diametru pentru a difuza bule fine (1-3 mm).
Schema reactorului cu pat fluidizat (dimensiuni în mm)
Coloana are 6 puncte de prelevare, în scopul de a studia comportamentul hidrodinamic al reactorului pentru diferite volume, precum și o epurare pentru a goli reactorul între fiecare experiment.
Mucoasa
Mucoasa reținută ca suport de biomasă, constă din inele Kaldnes K1 media KMT® (Figura II-2). Aceste inele cilindrice și perforate sunt realizate din polietilenă (PE). Diametrul lor nominal de 11 mm și o lungime de 7 mm și o suprafață de 500 m2 / m3. Densitatea lor de 950 kg.m3 (sub apă) pentru a reduce cantitatea de aer necesară pentru fluidizare, în ceea ce privește un material mai dens decât apa. Într-adevăr, aerul scade densitatea apei și, prin urmare umplutura devine mai mare decât cea a apei. Acest fenomen care permite fluidizare.
Inel de mucoasă K1 media KMT®
Acest material a fost ales, PE, pentru că are caracteristici bune pentru aderarea microorganismelor. În plus, suprafața disponibilă a mucoasei, 500 m2.m-3, oferă o suprafață mare de aderență biofilmului pe suport. Din aceste motive, acest material este frecvent utilizat în tratarea apelor reziduale și a fost dezvoltat pentru acest tip de proces. Yeon și colaboratorii indică faptul că un raport volumetric de 5% (Vmucoasă / Vlichid) permite să aibă mai multă biomasă fixată pe căptușeala ca biomasă suspendată, care promovează performanța de procesare. Prin urmare, acest raport a fost selectat pentru a începe experimente, dar se poate schimba în funcție de performanță tratamentului. Într-adevăr, unul dintre avantajele reactorul cu pat fluidizat este capabil să ajusteze acest raport în timp, dacă tratamentul nu este optim.
Caracterizarea hidrodinamică a reactorului cu pat fluidizat
Introducere
Descrierea tradițională a fluxului de lichid într-un reactor este de a scrie și de a rezolva ecuații de mecanica fluidelor (Navier-Stokes, de exemplu), având în vedere condițiile limită impuse de geometria sistemului. Astăzi, multe produse comerciale rezolvă aceste ecuații privind geometrii simple (cu flux laminar, fluide newtoniene), dar rezoluția pentru geometria reală este de multe ori imposibilă sau prin mijloace disproporționale de calcul.
Pionierii propun utilizarea determinării timpului de distribuție (DTS) pentru a caracteriza reactoarele, MacMullin și Weber în 1935. Dar meritul merge la Danckwerts (1953), care a propus o abordare sistemică prin definirea unei funcții principale de distribuție ușor accesibile pentru a experimenta. Această abordare este valabilă în următoarele condiții: debitul este constant, fluxul este determinist(fără fileuri sau vârtejuri), lichidul este incompresibil, fluxul este obligat convecție, fără difuzie, țevile de intrare sunt mici în diametru față de dimensiunea reactorului.
Obiectivul acestei secțiuni este de a valida absența scurt-circuitului sau volumelor moarte și asimilarea comportamentului hidrodinamic al unui reactor cu pat fluidizat, care este un ideal, sau o succesiune de reactoare ideale, mecanismele de reacție sunt controlate. Caracteristicile parametrilor reactoarelor și a mijloacelor utilizate pentru a determina hidrodinamic sunt explicați mai târziu în acest capitol.
Materiale și metode
Distribuția timpului de retentive
DTS-ul unui reactor este o caracteristică intrinsecă a amestecului care are loc în acesta. Astfel, determinarea DTS-ului poate analiza și caracteriza comportamentul hidrodinamic a unui reactor adevărat și să o compare cu cea a reactoarelor ideale.
Durata rezistenței la rupere
Trecerea timpului efluenților τ, de asemenea, numit timpul de staționare a efluentului indică timpul teoretic necesar pentru o moleculă de fluid să treacă prin reactor. Acesta este definit prin următoarea formulă:
(II-I)
V – volumul fluidului din reactor, m3;
Q – debit de fluid, m3.t-1
Timpul mediu de retentive
Timpul mediu de retentive, t, este definit de curba de distribuție a timpului de retenție sau E (ts) (Figura II-3).
Villermaux J. (1993) Génie de la réaction chimique: conception et fonctionnement des
réacteurs, 2e édition, Tec & Doc Lavoisier. 448 pages. ISBN : [anonimizat]
Curba de retenție
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: Epurarea Apelor Gri cu Ajutorul Unui Reactor de Tip Pat Fluidizat Si Pericolele Asociate Utilizarii Acestuia Pentru Irigarea Spațtilor Verzi Urbane (ID: 162443)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.