Master: Inginerie si Management in Protectia Mediului [302748]

[anonimizat], TINERETULUI SI

SPORTULUI

Universitatea POLITEHNICA Bucuresti

Facultatea: Ingineria Sistemelor Biotehnice

Master: Inginerie si Management in Protectia Mediului

ELIMINAREA NUTRIENTILOR DIN APELE UZATE

Profesor coordonator

Sl.Dr.Ing.Victor Viorel Safta Student: [anonimizat]1 INFLUENTA DEVERSARII NUTRIENTILOR IN APELE NATURALE – 4 –

1.1. Generalitati – 4 –

1.2. Elemente generale privind eutrofizarea apelor. – 6 –

1.3. Definiții. Caracterizarea fenomenului – 6 –

1.3.1. Ecosistemul lacustru și eutrofizarea – 7 –

1.3.1.1. Structurarea verticală a lacurilor. – 7 –

1.3.1.2. [anonimizat] – 8 –

1.3.1.3. Relația dintre fluxul radiației solare si fluxul maselor de apă……………………………………….- 8 –

1.3.1.4. Sedimentele lacustre – 8 –

1.3.1.5. Comunitățile planctonice; fitoplanctonul, zooplanctonul, zoobentosul – 9 –

1.3.1.6. Macrofitele acvatice și rolul lor în ecosistemul lacustru – 9 –

1.4 Indici de eutrofizare – 9 –

1.5.Eutrofizarea in Marea Neagra – 12 –

1.5.1. Cauzele eutrofizării – 12 –

1.5.2. Efectele eutrofizării – 13 –

CAP 2 ELIMINAREA AZOTULUI DIN APELE UZATE – 14 –

2.1. Operatii si procedee de epurare a azotului – 14 –

2.2. Clasificarea procedeelor de nitrificare – 14 –

2.3. Nitrificarea si denitrificarea in treapta biologica – 17 –

2.4. Sisteme integrate de eliminare a azotului – 20 –

2.5. Indepartarea azotului prin procedee fizice si chimice – 26 –

CAP.3. ELIMINAREA FOSFORULUI DIN APELE UZATE – 30 –

3.1.Fosforul în apa uzata – 30 –

3.2 Procese biologice de eliminare a fosforului din apa uzată – 30 –

3.3 Procese chimice de eliminare a fosforului din apa uzată – 31 –

3.3.1. Precipitarea fosforului cu var (12) – 32 –

3.3.2. Precipitarea fosforului cu aluminiu (12) – 32 –

3.3.3. Precipitarea fosforului cu fier(12) – 32 –

3.4 Procese de schimb ionic de eliminare a fosforului din apa uzată – 32 –

3.5 Scheme tehnologice de eliminare a fosforului din stațiile de epurare – 34 –

3.5.1. Îndepărtarea fosforului prin metode biologice – 34 –

3.5.2. Îndepărtarea fosforului prin metode chimice (12) – 39 –

3.5.2.1.[anonimizat] – 40 –

3.5.2.2. [anonimizat] – 40 –

3.5.2.3. [anonimizat] – 41 –

CAP.4. DINAMICA PERFORMANTELOR DE ELIMINARE A AZOTULUI SI FOSFORULUI DIN APELE UZATE IN STATIA DE EPURARE GIURGIU – 43 –

4.1.Prezentarea generala a Judetul Giurgiu – 43 –

4.2.Planul general al Statiei de Epurare Giurgiu – 45 –

4.3. Descrierea treptei mecanice a Statiei de epurare Giurgiu – 47 –

4.3.1 [anonimizat], preluare vidanje – 47 –

4.3.2 Cladirea gratarelor cu dezodorizare aer uzat – 47 –

4.3.3 Deznisipator cu colectare de grasimi si masuratori admisie cu prelevare de probe – 48 –

4.3.4 Decantare primara cu prelevare de probe – 49 –

4.4. Descrierea treptei biologice a Statiei de epurare Giurgiu – 50 –

4.4.1 Bazin de aerare cu statie de pompare namol de recirculatie – 50 –

4.4.2. Statie de suflante – 52 –

4.4.3 Precipitarea fosfatului – 52 –

4.4.4 Decantare secundara cu camera de distributie – 52 –

4.4.5. Punct de masuratori ale efluentului si camera de evacuare – 53 –

4.5. Extragerea namolului primar si statia de pompare a namolului – 55 –

4.5.1. Bazine de namol – 55 –

4.5.2. [anonimizat] – 56 –

4.5.3. Depozit de namol – 58 –

4.6. Date experimentale – 58 –

Bibliografie: – 63 –

CAP.1 INFLUENTA DEVERSARII NUTRIENTILOR IN APELE NATURALE

1.1. Generalitati

Apa ca si aerul, este un factor de mediu indispensabil vietii. Apa se gaseste intotdeauna acolo unde exista viata si formeaza substanta cea mai raspandita pe Pamant.

Apa este o resursa finita, esentiala pentru existenta umana, pentru agricultura si industrie, fara apa si in lipsa cantitatii si calitatii ei, dezvoltarea durabila nu va fi posibila.(1)

Apa a avut un rol important in aparitia vietii pe planeta noastra si constituie factorul de care depinde productivitatea plantelor si animalelor, ea intra in constitutia tuturor organismelor animale si vegetale, toate schimbarile organismului cu mediul si implicit mentinerea vietii acestuia petrecandu-se prin intermediul apei, inlesneste si regleaza procesele fizico-chimice din celule, difuziunea substantelor nutritive in celule si tesuturi, procesele de digestie, absorbtie, circulatie si hranire a celulelor.

Apa in natura exista sub urmatoarele forme: apa subterana (straturi acvifere si izvoare) si

apa de suprafata (ghetari, oceane, mari, fluvii, rauri, lacuri) . Apa din rauri, lacuri, mari si oceane se evapora si trece in atmosfera sub forma de vapori alcatuind apa atmosferica. Aceasta este purtata de curentii de aer pana atinge zone mai reci, cand condenseaza si cade la suprafata solului sub forma de apa meteorica.(1)

In afara de faptul ca se poate gasi in cele trei stari de agregare: solida, lichida si gazoasa si ca trecerea intre aceste stari constituie repere fixe de temperature, apa este o substanta cu caracteristici deosebite care explica existenta ei la suprafata globului in cantitati uriase. Aceste caracteristici sunt:

cresterea de volum la solidificare

tensiunea superficiala foarte ridicata

caldura specifica foarte mare

caldura lenta de topire considerabila

Apa pura este o combinatie chimica bine definita intre oxigen si hidrogen, care la presiunea de 760 mm col.Hg si temperatura de 4 grade Celsius se prezinta ca un lichid incolor, transparent, fara gust si miros.

Pentru a aprecia calitatea unei ape pe baza buletinului de analiza, este necesara detalierea principalelor caracteristici ale apei, indicate de acesta.

Reactia apei dupa natura si cantitatea substantelor minerale dizolvate in apa poate fi acida, alcalina (bazica) si neutra.

Aceasta clasificare se face in functie de concentratia ionilor de hidrogen existenti intr-un litru de apa si se exprima prin indicatorul pH.

Duritatea apei reprezinta caracteristicile ce le confera apei compusii de calciu si magneziu aflati in solutie.

Daca efluenții stațiilor de epurare a apelor uzate care sunt deversați în diverși receptori si sunt prezente concentrații excesive de compuși de azot sau fosfor (substanțe care poartă numele de nutrienți) atunci are loc o proliferare excesivă a algelor și fitoplanctonului în cursul de apă receptor, fenomen denumit eutrofizare și care are un efect deosebit de dăunător asupra calității apelor.

Eutrofizarea se defineste ca imbogatirea apei cu substante nutritive pentru plante – in primul rand azot si fosfor ( ceilalti zeci de compusi necesari dezvoltarii fiind foarte rar limitati) – conducand la o crestere puternica a algelor si macrofitelor care apoi mor cu consecinte grave.(3)

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

– blocarea pătrunderii luminii solare la flora acvatică ceea ce îi provoacă distrugerea;

– poate aparea o modificare a structurii normale a speciilor florei acvatice, putând deveni dominantă proliferarea unor specii nedorite sau periculoase;

– daca algele sau fitoplanctonul care s-au proliferat îsi pierd viața, acetea sunt descompuse de bacterii aerobe cu un consum foarte mare de oxigen dizolvat, fapt care afectează fauna acvatică (pești sau nevertebrate) din cauza lipsei parțiale (hipoxie) sau totale (anoxie) de oxigen dizolvat în apă; astfel în mai multe zone de pe glob din cauza hipoxiei au apărut așa numite “zone moarte” cu viață acvatică foarte restrânsă ;

– condițiile de eutrofizare pot conduce și la afectarea sănătății oamenilor prin consumul de pește sau nevertebrate contaminate cu toxinele anumitor alge sau chiar prin contactul direct cu apele contaminate cu astfel de toxine;

– eutrofizarea apelor poate crea probleme daca sunt utilizate ca surse de apă pentru alimentare deoarece unii compuși biochimici din aceste ape pot reacționa cu reactivii utilizați pentru tratarea apei în vederea potabilizării rezultând substanțe deosebit de periculoase pentru sănătatea oamenilor.

Azotul sub formă de amoniac (NH3), ionii de amoniu (NH4-), ionii de nitriți (NO2-), ionii de nitrați (NO3-), azotul organic (din punct de vedere al proporțiilor în apele uzate menajere azotul se găsește în principal sub formă de azot amoniacal 60-70% și sub formă de azot organic 30-40%), iar fosforul sub formă de fosfați (denumiți și ortofosfați), polifosfați și fosfor legat organic reprezinta formele foarte periculoase sub care nutrientii din apele uzate pot produce fenomenul de eutrofizare a receptorilor.

Eutrofizarea este un proces natural, evolutiv in timp, de acumulare a elementelor nutritive intr-un ecosistem acvatic.

Procesul eutrofizarii poate fi accelerat de om prin deversarea in ecosistem a apelor insuficient epurate.

In stadiu avansat (laceutrof sau hipereutrof), eutrofizarea modifica echilibrul ecologic al ecosistemului, generand grave probleme atat sub aspect ecofiziologic cat si din punct de vedere al folosintei apei in scop socio-economic.

Eutrofizarea se produce mai rar în râuri și e mai puțin gravă ca cea pe lacuri. Se produce în multe zone și pe cale naturală, dar de regulă lent.(3)

1.2. Elemente generale privind eutrofizarea apelor.

Eutrofizarea este considerata cea mai complexă problemă privind calitatea apei în lume, iar cauzele, mecanismele, caracteristicile și cinetica fenomenelor de eutrofizare sunt complexe si departe de a fi toate elucidate la momentul actual.

1.3. Definiții. Caracterizarea fenomenului

Termenul „eutrof” este utilizat de foarte mult timp in limnologie. El provine din limba greacă: „eu” – bine, „trophe” – hrană, deci „bine hrănit”. Aceasta rezumă foarte sumar, dar explicit starea unui mediu natural care se îmbogățește într-o anumită categorie de săruri dizolvate, având ca efect o supraproducție vegetală.(3)

Eutrofizarea reprezintă un proces natural de adaptare si transformare a structurii și funcțiilor componentelor ecosistemului la condițiile noi apărute.

Eutrofizarea este un proces favorizat de stratificarea termică, ce se desfășoară în două etape.

Etapa de dezvoltare constă intr-o serie de faze succesive, condiționate: aportul de hrană în exces (N+P) ceea ce produce supraproducția de plante (macrofite, alge, plancton de fund), modificarea repartiției speciilor de pești (salmonide , ciprinide), diminuarea transparenței apei si reducerea oxigenului dizolvat.

Etapa de regres biologic constă intr-o serie de faze succesive: vegetația de alge se sufocă în lipsa oxigenului ceea ce produce moartea algelor , formarea masivă la fund de materii putrescibile , dispariția oxigenului în straturile profunde vara.

Consecintele eutrofizarii sunt :

diminuarea calității apei (gust, miros, înfundarea filtrelor stațiilor de epurare cu materie organică în suspensie, capacitatea de coroziune pronunțată a metalelor datorită acidității ridicate);

dificultăți în activitățile de agrement (apă cu aspect murdar, tulbure, cu miros neplăcut);

diminuarea potențialului de pescuit.

Dezvoltarea necorespunzatoare a macrofitele submerse și vegetația palustră, avand ca efect disparitia fitofaunei, componentă alcătuită din specii dependente de acestea (pentru adăpost, hrană și reproducere); în schimb, printr-un proces antagonic, se dezvoltă fitoplanctonul, uneori în exces (cu condiția existenței unor surse alohtone de nutrienți). Când este avansat, acest proces conduce la ecranarea lacului, care se soldează cu mortalitatea în masă a unor populații de nevertebrate și pești.(3)

O alta definitie a eutrofizarii este îmbogățirea apei în nutrienți, în principal azot și fosfor, care se traduce prin înfloriri algale, o creștere exagerată a macrofitelor acvatice, o turbiditate ridicată, o dezoxigenare a apelor de la fundul lacului și, în anumite cazuri, un miros și un gust dezagreabil al apei.

Eutrofizarea este o adăugare naturală sau artificială de substanțe nutritive în apă. Procesul corespunde unei creșteri a fertilității apelor lacului, antrenând o creștere a biomasei algale care, la rândul său, prin sedimentare, poate să contribuie la accelerarea colmatării lacului.

În prezent, termenul de eutrofizare a devenit sinonim cu o formă specifică de poluare. În acest caz, eutrofizarea, este datorată introducerii unor cantități excesive de nutrienți, ca urmare a activităților umane. Acest fenomen a căpătat o amploare deosebită, în special după cel de-al doilea război mondial, odată cu extinderea folosirii îngrășămintelor artificiale și a creșterii intensive a animalelor în agricultură, precum și ca urmare a sporirii evacuărilor de ape uzate bogate în fosfor și azot.

Problema se pune cu precădere în cazul lacurilor de acumulare (ecosisteme închise), dinamica procesului fiind diferită de apele curgătoare și consecințele mult mai pronunțate. Importanța socio-economică a lacurilor și acumulărilor este cunoscută, iar interesele sunt numeroase: alimentarea cu apă potabilă, protejarea populației împotriva inundațiilor, producția de energie electrică, irigațiile, pescuitul, activitățile turistice și sportive; Efectele eutrofizării asupra unui ecosistem lacustru pot să facă apa improprie utilităților menționale anterior si pot sa afecteze sănătatea umană, pot să antreneze supracosturi în procesul de producție al apei potabile.(3)

1.3.1. Ecosistemul lacustru și eutrofizarea

1.3.1.1. Structurarea verticală a lacurilor.

Modul in care diferiti factori (fizici, chimici si biologici) sunt organizati si functioneaza atat la suprafata apei cat si in profunzime reprezinta structura vertical a lacurilor. Adâncimea până la care pătrunde lumina, nivelul până la care se resimte acțiunea vântului, și stratificarea termică și a oxigenului contribuie la structurarea verticală a lacurilor.

1.3.1.2. Stratificarea radiației solare și termică- transparența apei

Absorbția energiei solare de către apă și disiparea sub formă de căldură în masa apei influențează stratificarea termică și dinamica curenților. Pătrunderea luminii în masa apei depinde de gradul de transparență al apei. Transparența până la care pătrunde lumina se măsoară cu discul Secchi, notând adâncimea până la care culoarea albă a discului e vizibilă. Nivelul până la care pătrunde lumina constituie zona eufotică. Aici plantele acvatice sunt capabile de fotosinteză. Sub zona eufotică se află zona afotică unde procesul de fotosinteză nu mai are loc din cauza insuficienței luminii.

Transparența apei variază în funcție de starea sa trofică, de cantitatea și calitatea materiilor în suspensie.

În funcție de prezența sau absența macrofitelor se caracterizează structura și funcționarea comunităților de animale. În lacuri se produce stratificarea termică a coloanei de apă, după un gradient vertical de temperaturi. Această stratificare depinde de forma bazinului, de adâncime, de caracteristicile fizico-chimice ale apei, de climat. Stratul de apă mai caldă de la suprafață, a cărui grosime este de 10-12 m se numește epilimnion.

Orizontul de sub epilimnion, unde nu se produce o omogenizare a apei în timpul verii datorită amestecului provocat de vânt, de valuri și de curenții de convecție, și unde temperatura scade brusc se numește metalimnion. Termoclina în metalimnion este zona unde se înregistrează cel mai mare gradient de temperatură. Sub metalimnion există un alt orizont, care se întinde până la fundul lacului; acesta se numește hipolimnion. Aici temperatura scade foarte lent și este mai omogenă (4-5ș C).(4)

1.3.1.3. Relația dintre fluxul radiației solare si fluxul maselor de apă; conținutul de oxigen al apei

Fluxul energiei termice și al energiei produsă de vânt determină un proces de mișcări ale apei în timp și spațiu. Acești curenți se împart în curenți densitate și de turbiditate.

Cea mai mare parte a afluxului de apă în lacuri provine din râuri. Datorită diferenței de densitate și temperatură dintre apa lacului și a râului are loc o îmbogățire în oxigen a stratului de adâncime (în hipolimnion) și o modificare a proceselor chimice și biologice, mai ales în cazul lacurilor eutrofe, bogate în nutrienți și materie organică acumulată pe fundul lacului. Pot apare curenți de turbiditate provocate de apa râului care pătrunde în lac cu o încărcătură mai mare de particule în perioada viiturilor. Suprapunerea celor doi curenți poate determina, atât eroziune, cât și o sedimentare de particule pe fundul lacului.

1.3.1.4. Sedimentele lacustre

O componentă esențială a ecosistemului lacustru o reprezinta sedimentele lacustre.

În coloana de apă particulele fine de materie organică în suspensie (sestonul) sunt supuse unui proces de transformare, degradare, constituind hrana unor organisme planctonice sau intră sub acțiunea de degradare, mineralizare de către bacterii.

Particulele fine sunt reantrenate în suspensii de curenții bentali și transportate în diverse zone ale lacului. Sedimentele fixate pe fundul lacului suferă transformări fizice (tasare), chimice (precipitare, dizolvare) și biologice (hrană pentru organisme bentonice și descompunerea lor de către bacterii).

1.3.1.5. Comunitățile planctonice; fitoplanctonul, zooplanctonul, zoobentosul

Planctonul se diferențiază în fitoplancton (al plantelor-producători primari), zooplancton (al animalelor-consumatori) și bacterioplancton (al bacteriilor-degradatori, descompunători).

Fitoplanctonul este alcătuit din alge ca organisme fotosintetizante.

Caracteristica esențială a algelor este prezența pigmenților fotosintetizanți. Clorofila "a" se întâlnește la toate algele și este pigmentul fotosintetic primar; clorofila "b" se întâlnește doar la algele verzi și euglenofite, iar clorofila "c" la un număr mic de alge. Astfel, energia luminoasă absorbită de unii carotenoizi și biliproteine, ca și clorofila "b" sau "c" sunt transferate clorofilei "a".

Deși nu fac parte din categoria algelor, cianobacteriile (algele albastre-verzi) au capacitatea de a realiza fotosinteza. Alt tip de alge îl constituie diatomeele prezente, atât în lacuri, cât și în apele curgătoare. În cazul lacurilor puternic eutrofizate datorită poluării cu substanțe organice este favorizată înmulțirea explozivă a câtorva specii de alge și determinată dispariția celorlalte. Natura si intensitatea energiei solare si variatiile de temperature determina intensitatea folosintezei. În lacurile eutrofe, bogate în nutrienți, dezvoltarea abundentă a fitoplanctonului la suprafața apei poate constitui un factor de limitare a zonei trofogene, întrucât stratul de fitoplancton acționează ca un ecran în fața luminii. Intensitatea fotosintezei descrește exponențial cu adâncimea.

Zoobentosul este alcătuit din roci de bază și sedimente minerale și organice depuse și reprezintă biotopul specific comunităților de animale care trăiesc pe suprafața substratului. Principalele grupe de nevertebrate bentonice sunt: protozoarele, viermii, gasteropodele, scoicile, crustaceii și insectele. În lacurile eutrofe, în care procesul de eutrofizare este intens, cu o producție mare de materie organică vegetală, producția zoobentosului poate ajunge până la 2-3 kg/m.

1.3.1.6. Macrofitele acvatice și rolul lor în ecosistemul lacustru

Macrofitele acvatice se clasifica in plante superioare (angiosperme) și plante inferioare (alge). Macrofitele acvatice sunt grupate în: plante palustre (helofite) și hidrofite (cele care se găsesc în zona pelagială a lacurilor).

Dezvoltarea macrofitelor în raport cu fitoplanctonul este marcată de procese chimice, capacitatea unora sau altora de a utiliza preferențiat substanțele nutritive necesare dezvoltării. Dacă algele planctonice vor avea condiții prielnice să se dezvolte înaintea apariției macrofitelor, ele vor mobiliza rapid nutrienții (compuși cu N, P) împiedicând dezvoltarea macrofitelor subacvatice, rămase fără ele.

Eutrofizarea este un factor care provoacă creșterea puternică a macrofitelor, în condițiile în care nu intervine concurența fitoplanctonului sau a algelor filamentoase.(6)

1.4 Indici de eutrofizare

Dupa continutul de biomasa, lacurile se clasifica in:

lacuri oligotrofe – biomasă până la 10 mg/l.

lacuri mezotrofe – biomasă între 10-20 mg/l.

lacuri eurotrofe – biomasă peste 20 mg/l.

Alți indicatori de eutrofizare utilizati sunt:

– conținutul în oxigen dizolvat mg/l,

– conținutul de azot și fosfor,

– raportul dintre consumul chimic de oxigen (CCOMn) și concentrația în oxigen dizolvat,

– raportul azot mineral/fosfor total (5)

Saturația de oxigen dizolvat

Cercetările prezentate în mai multe lucrări de specialitate, scrise de autori ca Brezeanu Gheorghe, Ionescu Ștefan, au stabilit limitele specifice ale saturației în oxigen, după cum urmează:

Conținutul de nutrienți în apă (în principal fosforul și azotul) constituie măsura potențialului de dezvoltare. Limitele stabilite sunt:

Biomasa fitoplanctonică, valorile care încadrează lacurile studiate sunt:

Raportul dintre consumul chimic de oxigen și concentrația în oxigen, care reflectă capacitatea de mineralizare aerobă a substanței organice și posibilitatea de a se reintegra circuitului material:

Printre criteriile de eutrofizare cele mai cunoscute în lume, se menționează:

Clasificarea stărilor trofice

Clasificarea stărilor trofice:

Starea trofică în funcție de încărcarea nutritivă a lacului

Indicatorul cel mai important al starii ecologice al unui lac de acumulare este nivelul de eutrofizare.

Supravegherea calitatii apei din lacurile de acumulare se realizeaza unitar pe tara pentru toate acumularile la care, conform regimului de exploatare, poate interveni fenomenul de eutrofizare.

Aceasta supraveghere cuprinde:

-supravegherea vizuala: prin care semnalate orice modificari legate de aspectul calitativ al apei (culoare, transparenta, miros, gust, aparitia unor pelicule pe suprafata apei, fenomene legate de fondul piscicol etc.), fiind interzise orice activitati in zona de protectie aferenta lacului, care pot dauna calitatii apei (depozitare deseuri, evacuari de reziduuri nocive, etc.)

– recoltarile periodice de probe dintr-o acumulare sunt organizate (conform planului anual de analize) in trei campanii pe an, cu caracter sezonier (primavara, vara si toamna), la care se pot adauga recoltari suplimentare de probe in situatii speciale (infloriri algale, mortalitate piscicola, poluari accidentale).

In laboratoarele de specialitate se analizeaza urmatorii indicatori biologici si fizico – chimici:

a) indicatori ai regimului de oxigen (O2 dizolvat, CCO-Mn, CCO-Cr, CBO5 )

b) indicatori ai regimului de nutrienti (amoniu, azotiti, azotati, fosfati);

c) indicatori ai productiei primare:

– structura calitativa si cantitativa a biocenozei planctonice (fitoplancton, zooplancton);

– biomasa umeda fitoplanctonica;

d). indicatori fizico-chimici si bacteriologici auxiliari (pH,CO2, alcalinitate, Mn, Fe, baccili coliformi totali, etc);

Recoltarea probelor se realizeaza din afluenti si efluent, iar din lac, in profile si pe paliere de adancime reprezentative.

Elementul ecologic de baza pentru cuantificarea gradului de eutrofizare a unui lac il reprezinta biomasa algala , indicator direct dependent de starea ecofiziologica a unui lac. El reprezinta de fapt masa algala existenta in lac la un moment dat, in functie de cantitatea de nutrienti disponibili in ecosistem.

Poluarea apelor afecteaza fitoplanctonul si macrofitele in mod diferit, dupa natura agentului contaminat. Astfel, sarurile de cupru si cromatii sunt toxice pentru alge.

Algele formează, în imensitatea regnului vegetal, un grup aparte, cu numeroase specii, cele mai multe microscopice și unicelulare, fiind în majoritate invizibile, aceste plante rămân adesea necunoscute și ignorate.

Algele fac parte din grupul plantelor inferioare (Thallophyta), nu au flori și nici semințe. Dimensiunile lor sunt foarte variate, mergând de la lungimi de ordinul micronilor până la taluri de zeci de metri. Coloritul sub care se prezintă este extrem de bogat și extrem de divers în nuanțe. Sunt alge portocalii și alge violete, roșii și albastre, verzi și brune sau încărcate de calcar și astfel strălucitor de albe; pot fi îmbrăcate în carcase de siliciu (ca diatomeele), de carbonați (ca peridineele), în teci de mucilagii, în gelatine compacte sau dimpotrivă, pot fi lipsite de cea mai strictă protecție, adică de membrane celulară.

Fitoplanctonul este puternic afectat de numeroase pesticide, mai ales erbicide. De exemplu, erbicidele din grupa ureelor blocheaza cresterea fitoflagelatelor.

Detergentii sintetici aflati in ape sunt foarte toxici pentru flora microbiana.

Pestii pot muri din cauza tuturor tipurilor de poluare, dar majoritatea cazurilor mortale sunt provocate de lipsa oxigenului dizolvat in apa si datorita pesticidelor si a reziduurilor toxice.

Transformările climaterice care au loc in decursul unui an afectează atât coloana de apă cât și sedimentele, ele fiind de fapt cuplaje între procesele biologice, chimice și fizice.

Imediat după stabilirea stratificării termice, la nivelul unui lac se observă și apariția unei stratificări chimice, variațiile compoziției apelor lacustre reflectând activitatea ciclurilor biologice.

Epilimnionul este în principal sub influența fenomenului de fotosinteză, în timp ce compoziția chimică a hipolimnionului este controlată de reacțiile de oxidare a materiilor organice. Datorită intensificării proceselor biologice, în zona fotică poate apărea o suprasaturație în oxigen, în timp ce din momentul în care apele se stratifică termic se stabilește anoxia. Stratificarea chimică se instalează cu o anumită întârziere față de stratificarea termică.(5)

1.5.Eutrofizarea in Marea Neagra

1.5.1. Cauzele eutrofizării

Marea Neagră se află în mare pericol. Echilibrul natural minenar a fost perturbat începând din secolul trecut prin acțiuni antropice nefaste.

Marea Neagra este puternic poluată de substanțe toxice aduse de râurile tributare încărcate mai ales cu compuși de azot și fosfor provenind de la industriile aflate pe malurile râurilor afluente, de la apele ce irigă câmpurile agricole fertilizate chimic, de la deșeurile și apele uzate netratate deversate în mare și de la deșeurile provenind de la navele ce circulă pe ea. Toți acești poluatori sunt nutrienți pentru algele ce se înmulțesc în mare cantitate, formând o pătură la suprafața apei (eutrofizare) oprind aerisirea cu oxigen și pătrunderea luminii.

Spre sfârsitul anilor 1960, s-a produs o schimbare majorã în producția agricolã, deseori numitã “Revolutia Verde”. Aceasta a implicat utilizarea de mari cantitãti de fertilizatoare și pesticide pentru a crește producția la hectar. Au fost create ferme zootehnice cu producție intensivã pentru a deveni o sursã de carne ieftinã (o fermã din România, de exemplu, avea mai mult de un milion de porci). Deversarea de deșeuri cu nutrienți provenite din aceste activitãți agricole, din surse casnice și industriale în jurul Mãrii Negre, au ajuns în râuri și curenți, și astfel și în apele Mãrii Negre.

Iarba de mare și depunerile algale de pe platforma din nord-vest nu au putut absorbi o cantitate atât de mare de nutrienți și a început sã creascã o mare cantitate de fitoplancton, absorbind lumina necesarã plantelor din straturile de adâncime. Lipsitã de luminã, “câmpia” a început sã moarã. Cantitatea uriașã de materie organicã în putrefacție de pe fundul mãrii, și bacteriile asociate, au consumat oxigenul dizolvat. Acestea au dus la formarea unei zone moarte în care fauna de adâncime a fost asfixiatã.(2)

Fig.1. Eutrofizarea în Marea Neagră

1.5.2. Efectele eutrofizării

Prin eutrofizare se intelege imbogatirea apelor cu substante nutritive pentru alge care dupa o dezvoltare rapida mor. Consecintele sunt chiar grave: calitatile apei scad (culoare, gust, miros, tulburare, scaderea oxigenului,cresterea concentrtiei de fier, mangan,bioxid de carbon, amoniu, metan,hydrogen sulfurat etc.), corodarea conductelor, infundarea filtrelor, risc crescut de diverse boli, uneori plantele acvatice crescute exploziv si excesiv pot bloca navigatia pe rauri si lacuri, afectarea pisciculturii.

Efectele eutrofizarii au fost resimtite pe toata suprafata Marii Negre. Desi se estimeaza ca 70 % din nutrientii dizolvati produsi prin activitati umane provin din Dunare, nu exista tari nevinovate, iar eutrofizarea costiera se observa la mari distante de zona de varsare a fluviului.(2)

CAP 2 ELIMINAREA AZOTULUI DIN APELE UZATE

2.1. Operatii si procedee de epurare a azotului

Azotul si fosforul sunt principalii nutrienti existenti in efluentii epurati mecano-biologic, care intereseaza in ceea ce priveste epurarea avansata.

Deversarile de ape uzate epurate continand azot si fosfor pot accelera eutrofizarea lacurilor si a acumularilor si pot stimula dezvoltarea algelor si a plantelor acvatice. In afara faptului ca dau aspecte estetice neplacute, prezenta algelor si a vegetatiei acvatice poate afecta utilizarea benefica a resurselor de apa, mai ales in situatiile cand ele sunt folosite ca resurse de apa de alimentare, de inmultire a pestilor si agrement.

Concentratii semnificative ale azotului in efluentul epurat mecano-biologic pot avea efecte adverse incluzand consumarea oxigenului dizolvat in emisari, conducand la un mediu acvatic toxic, afectand eficienta dezinfectarii cu clor, punand in pericol sanatatea publica si afectand posibilitatea de reutilizare a apei uzate epurate.Controlul nutrientilor a devenit un obiectiv important in ceea ce priveste managrementul calitatii apei si in proiectarea statiilor de epurare.

In alegerea strategiei de control al nutrientilor este important a se stabili: caracteristicile apei uzate brute, tipul statiei de epurare existente, concentratia impusa in privinta azotului pentru efluent si necesitatea reducerii nutrientilor sezonier sau permanent.

In apa uzata netratata, azotul se gaseste in principal ca amoniac sau azot organic, anmbele solubile, ca si microparticule.Azotul organic solubil este adesea intalnit sub forma ureei sau a aminoacizilor.Apa uzata netratata contine putini sau deloc nitriti sau nitrati.O parte din particulele organice sunt retinute prin decantare primara.in timpul epurarii biologice, cele mai multe particule care contin substante pe baza de azot organic se transforma in amoniu sau altre forme anorganice.O parte din amoniu este asimilat in celulele biomasei.

Cel mai mult azot din efluentul secundar se gaseste sub forma de amoniu. In urmatorul tabel voi prezenta efectul diferitelor operatii si procedee de epurare asupra azotului organic, amoniacului si nitratilor continuti in apa uzata.

Procedeul prin care azotul din apa uzata bruta sau decantata este transformat in nitrati se numeste nitrificare bilogica. Nitrificarea este un proces autotrof. spre deosebire de bacteriile heterotrofe, nitrificatorii folosesc CO2 si nu C organic pentru sintetizarea noilor celule.(5)

2.2. Clasificarea procedeelor de nitrificare

Procedeele de nitrificare pot fi clasificate in functie de modul de separare al proceselor de oxidare a carbonului si nitrificare.Oxidarea carbonului si nitrificarea pot avea loc intr-un singur bazin (procedeu denumit „intr-o singura treapta”) sau pot avea loc in bazine diferite (procedeu denumit „nitrificare in treapta separata”).

Nitrificarea intr-o singura treapta este procedeul cu oxidarea carbonului si nitrificarea in bazinul cu biomasa in suspensie, intr-o singura treapta.

Fig.1 Schema tehnologica pentru nitrificare intr-o singura treapta

DP – decantor primar; BNA – bazin cu namol activat; D nitrif. – decantor pentru efluentul nitrificat.

Nitrificarea poate fi realizata in orice procedeu cu namol activat cu biomasa in suspensie. Procedeele cele mai des utilizate sunt aerarea conventional si o varietate de modificari ale santului de oxidare.

Realizarea nitrificarii presupune asigurarea si mentinerea tuturor conditiilor necesare dezvoltarii organismelor de nitrificare. De exemplu, in zonele cu climat cald, intensificarea nitrificarii se poate face prin cresterea timpului mediu de retentie a celulelor si insuflare de aer. Aceasta tehnica este cel mai des utilizata pentru realizarea temporara a nitrificarii.

Biofiltrul si filtrul biologic sunt discuri cu procedee cu biomasa fixata, care pot asigura oxidarea carbonului si nitrificarea.

Nitrificarea in treapta separata este un procedeu cu oxidarea carbonului si nitrificarea in bazine cu biomasa in suspensie, in trepte distincte.

Fig.2. Schema tehnologica pentru nitrificare in trepta separata

DP – decantor primar; BNA – bazin cu namol activt; DS – decantor secundar; D nitrif. – decantor pentru efluentul nitrificat; n.r. – namol de recirculare; I – influent; E – efluent

Pentru nitrificarea in treapta separata sunt utilizate atat procedeul cu biomasa in suspensie cat si procedeul cu biomasa fixata.

Nitrificarea in bazin separat permite flexibilitate mai mare si fiabilitate, iar fiecare proces poate fi operat independent, pentru a se atinge performante optime. Efectele toxice potentiale datorate materiilor organice biodegradabile asupra bacteriilor nitrificante pot fi reduse in faza de oxidare a carbonului.

Avantajele si dezavantajele alternativelor de nitrificare

Tabelul 1. Prezinta avantajele si dezavantajele diverselor procedee de nitrificare. Alegerea unei anumite scheme tehnologice depinde de o serie de factori, incluzand:

Modul in care treapta de nitrificare poate fi incorporata in statia de epurare existenta sau intr-o statie de epurare noua;

Caracteristica sezoniera sau permanenta a concentratiei limita ce trebuie atinsa pentru efluent;

Domeniul temperaturilor de lucru;

Concentratia datorita amoniacului in efluentul statiei de epurare;

Valori standard pentru alti parametri;

Costuri.

Tabel 1. Avantajele si dezavantajele alternativelor de nitrificare (5)

2.3. Nitrificarea si denitrificarea in treapta biologica

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

Nitrificarea este un proces biologic aerob în două faze prin care azotul amoniacal sau organic este oxidat mai întâi prin acțiunea unor bacterii autotrofe la nitriți (NO2-), după care nitriții sunt oxdați prin acțiunea acelorași bacterii aerobe la nitrați (NO3-).

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

Fig.3 Schema procesul biologic aerob de nitrificare(6)

Toate aceste specii de bacterii sunt clasificate ca bacterii autrotrofe deoarece acestea eliberează energia rezultată din oxidarea compușilor anorganici (în cazul de față compuși pe bază de azot) și utilizează ca sursă de hrană carbonul anorganic (CO2).

Bacteriile nitrificatoare necesită o cantitate semnificativă de oxigen pentru a realiza reacțiile biochimice, produc o cantitate mică de biomasă nouă și distrug alcalinitatea apei prin consumul de bioxid de carbon și producerea de ioni de hidrogen.

Se poate menționa că față de activitatea bacteriilor heterotrofe din cadrul procesului de epurarea biologică a substanțelor organice cu nămol activ, dezvoltarea bacteriilor nitrificatoare este mult mai lentă iar cantitatea de biomasă nou creată raportată la cantitatea de substrat consumată este mult mai mică. Din această cauză durata de desfășurare necesară procesului de nitrificare în condiții de oxigenare și de pH adecvate este de 10 – 20 zile la 10șC și de 4 – 7 zile la 20șC.

Denitrificarea este un proces biologic de reducere a nitraților și nitriților din apa uzată la azot gazos (N2) după o succesiune de reacții:

NO3- → NO2- → NO → N2O → N2

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

Bacteriile heterotrofe denitrificatoare, care după cum s-a arătat anterior sunt bacterii facultativ aerobe, care în mod normal ar utiliza preferențial oxigenul liber, dizolvat în apă, însă în absența acestuia, vor utiliza și oxigenul legat chimic din nitrați și nitriți realizând reducerea acestora în cadru unui proces anaerob . Se menționează că pentru a face o distincție între condițiile anaerode specifice procesului anaerob aplicat materiilor organice și condițiile procesului anaerob aplicat nitraților și nitriților, acesta din urma va purta denumirea de proces “anoxic”, denumire care va fi utilizată în continuare.

Fig. 4. Schema procesul biologic anoxic de denitrificare(6)

Cu toate că se cunoaște că prezența oxigenului liber, dizolvat în apă inhibă denitrificare, totuși s-a observat că se produce denitrificare chiar și în prezența unei anumite cantități de oxigen dizolvat în apă.

Astfel se poate conside că o zonă din reactorul biologic poate fi socotită anoxică chiar și în prezență unei cantități de oxigen dizolvat în apă depinde de un număr de factori cum ar fi: concentrația de nămol activ, temperatură, adâncime și concentrația de hrană a bacteriilor. Astfel este posibil să fie create condiții, ca in același bazin cu nămol activ sau biofiltru să se producă simultan atât nitrificare cât și denitrificare. Se menționează că concentrația limită maximă de oxigen dizolvat în apă de la care se consideră că denitrificarea este complet inhibată variază între 10 – 50 mg/l.

Sursa de hrană pentru bacteriile heterotrofe denitrificatoare poate fi: materiile organice dizolvate în apă uzată, atât influente sau produse prin hidroliză din anumiți compuși influenți, substanțe organice provenite din activitatea bacteriană.

Se menționează că dacă procesul de denitrificare are loc în treapta biologică concomitent cu epurarea biologică a substanțelor organice atunci este necesară o cantitate de 4 g de CBO5 pentru fiecare gram de nitrat eliminat, iar dacă procesul de denitrificare are loc într-o instalație separată, consecutivă treptei biologice atunci este nevoie de o sursă suplimentară distinctă de substanță organică pentru hrana bacteriilor heterotrofe (substrat).

Ca substrat se poate utiliza: acid acetic, etanol, zahăr, glicerol sau alte soluții depinzând de nevoile particulare ale microorganismelor, dar de regulă în acest tip de instalații se utilizează ca substrat tipic metanolul.

În urma reacțiilor biochimice de denitrificare se produce biomasă heterotrofică nouă și alcalinitate. Astfel, bazat pe stoichiometria reacțiilor se poate arăta că denitrificare poate produce 3,57 mg/l alcalinitate echivalentă CaCO3, și cca. 0,4 g biomasă heterotrofică nouă pentru fiecare gram de CBO5 consumat. Formarea de biomasă heterotrofică nouă este influențată de o serie de factori cum ar fi: tipul și concentrația substratului, concentrația de oxigen dizolvat, alcalinitatea, pH-ul și temperatura dintre care cel mai important este calitatea substratului (sursei de carbon utilizate).(6)

2.4. Sisteme integrate de eliminare a azotului, concomitent cu eliminarea materiilor organice în treapta secundară (biologică) a stațiilor de epurare a apelor uzate

Sistemele integrate de eliminare a azotului, concomitent cu eliminarea materiilor organice în treapa biologică a stațiilor de epurare a apelor uzate, sunt în general sisteme combinate, în care au loc atât procese de nitrificare, cât și procese de denitrificare care pot fi clasificate în două mari categorii: sisteme cu biomasa activă dispersată în bazinul de reacție și sisteme cu biomasa activă sub formă de peliculă biologică fixată pe diferiți suporți în bazinul de reacție.(5)

A. Sisteme cu biomasa activă dispersată în bazinul de reacție

Sistem cu un singur bazin (proces modificat Ludzck Ettinger – MLE)

Este cel mai întâlnit sistem de eliminare a azotului (figura 5.), fiind considerat mai degrabă ca un sistem de pre-denitrificare care utilizează bazinul cu nămol activ din treapta biologică a stațiilor de epurarea a apelor uzate modificat astfel încât în zona anterioară a bazinului să formată o zonă anoxică, urmată succesiv de o zonă aerobă. La ieșirea din zona aerobă efluentul este recirculat în zona anoxică.

Procesul este următorul: în zona aerobă în fluxul de apă tratată apare nitrificarea simultan cu eliminarea majorității materiilor organice (care se constituie ca hrană și pentru bacteriile autotrofe nitrificatoare) după care efluentul zone aerobe este recirculat în zona anoxică în care are loc denitrificarea (hrana pentru bacteriile heterotrofe este constituită dintr-o parte a încărcării organice a influentului bazinului). În astfel de instalații se obține eliminarea azotului în proporție de 80% (până la nivele în efluent de 5 – 8 mg/l) pentru debite de recirculare a efluentului reprezentând 2 până la 4 ori debitul de influent în bazin.

Fig. 5. Schema sistemului de eliminare a azotului cu un singur bazin

Sistem în patru faze (proces Bardenpho)

Sistemul în patru faze se aplică tot pentru bazinul cu nămol activ din treapta biologică a stațiilor de epurare care de data aceasta este modificat încât să se obțină patru zone distincte (figura 6.) astfel: în partea anterioară o zonă anoxică urmată succesiv de o zonă aerobă după care iar o zonă anoxică, urmată de o zonă aerobă.

Procesul este următorul: primele două zone funcționează absolut identic ca la procesul MLE prezentat anterior (inclusiv recircularea efluentului din zona aerobă în zona anoxică); efluentul obținut trece în zona a treia, anoxică, în care are o denitrificare suplimenmtară pentru a fi eliminat azotul gazos care nu a fost eliminat în prima zona anoxică (se menționează că pentru desfășurarea procesului biologic de denitrificare este necesară adăugarea în această zonă de hrană suplimentară pentru bacteriile heterotrofe, adică diferite substanțe organice, cel mai frecvent metanol); efluentul obținut trece în zona a patra, de reaerare, în care prin introducerea de aer în apa tratată, este eliminată orice urmă de azot gazos și în plus se asigură o concentrație crescută de oxigen dizolvat înaintea decantării. Prin acest procedeu se obține eliminarea azotului până la nivele în efluent de 3 – 5 mg/l.

Fig. 6. Schema sistemului de eliminare a azotului în patru faze (Bardenpho)

Sistem cu reactor secvențial (SRB)

Sistemul cu reactor secvențial (figura 7.) se aplică tot pentru bazinul cu nămol activ din treapta biologică a stațiilor de epurare în care apa supusă tratamentului este introdusă intermitent în bazin (se prelucrează volume discrete de apă uzată denumite și șarje) unde este ințial amestecată și aerată (având loc nitrificarea concomitent cu eliminarea materiilor organice), după care este este amestecată, însă fără aerare (având loc denitrificarea), după care efluentul rezultat este trimis către decantorul secundar unde are loc separarea apei tratate de nămolul activ prin sedimentare, o parte din nămolul separat fiind recirculată spre bazinul de reacție în vederea începerii unui nou ciclu de tratament.

Acest procedeu se utilizează mai ales în instalațiile de epurare de mică capacitate, realizând eficiențe de eliminarea azotului de peste 90%.

Fig. 7. Schema sistemului de eliminare a azotului cu reactor secvențial (SRB)

Sistem cu reactor cu circuit închis

Acest sistem realizează eliminarea azotului în cadrul unor reactoare biologice de tip șant de oxidare din dotarea anumitor stații de epurarea a apelor uzate, care sunt sub forma unor canale de mică adâncime cu circuit închis prin care este circulată apa supusă tratamentului (figura 8.).

În vederea eliminării azotului pe parcursul șanțului de oxidare sunt realizate succesiv zone aerobe și zone anoxice în care au loc precesele de nitrificare, respectiv de denitrificare.

Apa supusă tratamentului parcurge de mai multe ori circuitul, circulația apei fiind de regulă imprimată prin intermediul unor perii, care în plus realizează și aerarea apei prin agitare mecanică.

Fig. 8. Schema sistemului de eliminare a azotului cu reactor cu circuit închis

Sistem cu administrare fracționată a influentului

Sistemul prevede realizarea în bazinul cu nămol activ din treapta biologică a stațiilor de epurarea a apelor uzate a unei suscesiuni de zone anoxice și zone aerobe, alimentarea cu influent a bazinului făcându-se fracționat în toate zonele sale anoxice, cu debite într-o proporție descrescătoare de la amonte către aval. Se menționează că biomasa din zonele anoxice posterioare nu mai realizează o tratare propriu- zisă influentului ci mai degrabă o eliminare a nitaților proveniți din zonele aerobe anterioare.

În figura 9. este prezentat un sistem cu administrare fracționată a influentului cu două succesiuni de zone anoxice și zone aerobe, dar în practică se întâlnesc reactoare cu mai multe suscesiuni.(5)

Fig. 9. Schema sistemului de eliminare a azotului cu sistem cu administrare fracționată a influentului

B. Sisteme cu biomasa activă sub formă de peliculă biologică fixată pe diferiți suporți în bazinul de reacție

Aceste sisteme sunt constituite în general prin introducerea în bazinul cu nămol activ, existent al treptei biologice al stațiilor de epurare a apelor uzate, a unor corpuri sau rețele sau corpuri, cu forme speciale, care se constituie ca suporți pentru biomasa bacteriană activă, care se dezvoltă pe suprafața acestora sub formă de peliculă biologică. Aceste corpuri sau rețele de corpuri sunt astfel concepute și realizate încât pentru un anumit volum să ofere suprafețe cât mai întinse de formare a peliculei biologice în scopul măririi semnificative a concentrației biomasei bacteriene active în bazin, prin aceasta realizându-se o creștere semnificativă a eficienței procesului față de sistemului clasic. Acești suporți sunt sub forma corpuri plutitoare cu diverse forme geometrice (sfere profilate, cilindri profilați dar și alte forme), rețele din fire cu diferite forme de împletituri sau baterii de membrane, și sunt realizate de regulă din materiale plastice, polimeri și uneori din fibre textile. De menționat și faptul că pe lângă avantajul eficienței sporite a procesului, aceste sisteme mai prezintă avantajul important că nămolul activ rezultat din aceste tipuri de bioreactoare, prezintă proprietăți de sedimentare îmbunătățite, deci favorizează substațial procesul de separare a apei tratate de nămolul activ în decantorul secundar.

Pe acest principiu au fost dezvoltate trei tipuri reprezentative de sisteme și anume: bioreactoare cu pat integrat de formare a peliculei biologice (Integrated Fixed-Film Activated Sludge IFAS), bioreactoare cu pat mobil de formare a peliculei biologice (Moving-Bed Film Bio-Reactor MBBR) și bioreactoare cu membrane (MBR).

Sistem cu bioreactoare cu pat integrat de formare a peliculei biologice (IFAS)

Acest tip de bioreactoare au fost dotate cu paturi integrate (încorporate) de formare a peliculei biologice, adică suporți sub forma unor rețele de fire sau de elemente profilate care sunt prevăzute prin construcție în bazinul bioreactorului. Uzual, rețelele de fire sunt realizate din fibre sintetice și uneori din fibre textile, iar rețelele de elemente profilate sunt realizate din mase plastice cu structură compactă sau poroasă (figura 10.), iar rețelele sunt astfel constituite încât să ofere suprafațe cât mai mari de formare a peliculei biologice.

Fig. 10. Diferite tipuri de paturi integrate

Sistem cu bioreactoare cu pat mobil de formare a peliculei biologice (MBBR)

La acest tip de sisteme patul de formare a peliculei biologice este format din corpuri mobile (nefixate), de regulă plutitoare (figura 11), care sunt introduse atât în zonele aerobe cât și în zonele anoxice ale bazinelor bioreactoarelor. Din punct de vedere al funcționării sistemele MBBR sunt similare cu sistemele IFAS cu diferența că în sistemele MBBR patul de corpuri mobile nu încorporează și nămolul activ recirculat din decantorul secundar.

Fig. 11. Diferite tipuri de paturi mobile

Sistem cu bioreactoare cu membrane (MBR)

Bioreactoarele cu membrane utilizează o rețea (baterie) de membrane în principal pentru separarea apei tratate de nămolul activ, aceasta înlocuind decantorul secundar utilizat în acest scop în sistemele convenționale. La variantele de bioreactoare cu membrană la care bateriile de membrane sunt plasate direct în bazinul de reacție (sisteme cu construcție integrată), membranele vor avea, pe lângă rolul principal de microfiltrare și rolul de suporți pentru formarea peliculei de biomasă activă. Bateriile de membrane vor fi plasate mai ales în zonele aerobe ale bazinului, deoarece acest tip de echipamente sunt de regulă prevăzute cu dispozitive de curățare pentru evitarea încărcării suprafețelor membranelor, bazate mai ales pe insuflarea de aer, proces care favorizează dezvoltarea peliculelor biologice. Bioreactoarele în construcție integrată cu baterii de membrane au fost proiectate și se utilizează în special în sistemele pentru eliminarea nutrienților, mai ales a azotului. În figura 12. este prezentată o astfel de instalație tipică.

Fig. 12. Bioreactor cu membrane, în construcție integrată(5)

2.5. Indepartarea azotului prin procedee fizice si chimice

Principalele procedee fizice si chimice folosite pentru indepartarea azotului sunt:

striparea

clorarea la breakpoint

schimbatori de ioni selectivi

Striparea amoniacului

Fig. 13. Striparea amoniacului

Azotul amoniacal poate fi indepartat din apa uzata prin volatilizarea amoniacului gazos.Procedeul este conceptual simplu, insa are o serie de neajunsuri care il fac din punct de vedere practic costisitor ca functionare si intretinere. Viteza de transfer a amoniacului este crescuta de transformarea a cat mai mult amoniac in forma gazoasa la un pH ridicat, uzual in domeniul 10,5-11,5 prin adaos de var.

Datorita costurilor ridicate de functionare si mentenanta, aplicarea practica a striparii amoniacului este limitata la cazuri speciale. In cele mai multe cazuri unde a fost aplicata striparea s-au constatat performante reduse in perioadele de functionare la temperaturi scazute.(6)

Clorarea la breakpoint

Implica aditia de clor in apa uzata pentri oxidarea azotului amoniacal in solutie la azot gazos si alti compusi stabili. este utilizat ca metoda alternativa pentru controlul azotului.Unul dintre cele mai importante avantaje ale acestui procedeu este ca, cu un control adecvat, poate fi oxidat tot azotul amoniacal din apa uzata.

Procedeul poate fi deci aplicat pentru indepartarea azotului amoniacal din efluentii statiilor de epurare, fie singur, fie in combinatie cu alte procedee.

Pentru reducerea dozajelor de clor, se poate utiliza clorarea la breakpoiunt urmand nitrificarii biologice, pentru obtinerea unei concentratii mici in amoniac a efluentului.

Pentru optimizarea performantelor procedeulyui si minimizarea echipamentelor si facilitratilor este necesara egalizarea debitelor.datorita problemelor legate de potentialul toxic dat al subprodusilor rezultati, este necesara declorarea efluentului.(6)

Schimbatori de ioni

Procedeul cu schimbatori de ioni este un proces individual in care ioni de o anumita categorie sunt depasati dintr-un material de schimb insolubil de catre ioni de diferite categorii in solutie.

Se poate realiza intr-un bazin, fie in mod continuu sau discontinuu. In mod discontinuu, rasina este agitata cu apa de epurat intr-un reactor pana cand reactia este completa.Rasina uzata este indepartata prin limpezire, regenerata si refolosita.

In procesul continuu, materialul de schimb este localizat in patul sau coloana stratificata iar apa ce urmeaza a fi tratata trece prin el.Pentru controlul azotului, ionul specific indepartat din apa uzata este ionul amoniu NH4+.

Ionul care schimba amoniul este variabil cu natura solutiei utilizate la regenerarea patului. Se prefera utilizarea rasinilor sintetice schimbatoare de ioni, in detrimentul celor naturale, data fiind durabilitatea lor.

Unele rasini naturale (zeoliti) au fost utilizate pentru indepartarea amoniacului, iar clinoptilolotul este una dintre cele mai bune rasini naturale schimbatoare de ioni.

Pe langa faptul ca are o afinitate mai mare pentru pentru ionii amoniu decat alte medii de schimbatori de ioni, este relativ ieftin in comparatie cu mediile sintetice.

Dupa uzare, zeolitul este regenerat cu var Ca(OH)2, iar ionul de amoniu indepartat din zeolit este transformat in amoniac.(6)

Fig. 14. Schema tehnologica pentru indepartarea amoniacului prin schimb zeolitic

Pentru a face ca schimbul ionic sa fie avantajos din punct de vedere economic pentru epurarea apelor uzate, este necesara utilizarea unor materiale regenerante care sa indeparteze atat anionii aorganici, cat si materialul organic din rasina uzata.

Aplicarea procedeului cu schimbatori de ioni a fost limitata datorita necesitatii atat a unui pretratament extensiv, in legatura cu asigurarea durabilitatii mediului schimbator de ioni cat si a unui sistem complex de regenerare.

Tabel 2. Avantajele si dezavantajele procedeelor fizice si chimice de indepartare a azotului(6)

CAP.3. ELIMINAREA FOSFORULUI DIN APELE UZATE

3.1.Fosforul în apa uzata

Fosforul are un rol foarte important în natură. Prezența acestuia sub formă de săruri sau de compuși derivați ai acidului fosforic condiționează viața, fiind componente de bază ale celulelor vii și participând nemijlocit la diferite metabolisme.

Fosforul se găsește în celulele plantelor și animalelor și are un rol esențial în captarea energiei solare și utilizarea ei în procesele de creștere și reproducere.

În plante, fosforul intră în compoziția fosfoproteidelor și fosfolipidelor, fiind implicat prin intermediul ATP (adenozintrifosfataza) în transferul de energie și în procesul de respirație. Este parte a acidului ribonucleic (ARN) și dezoxiribonucleic (ADN).

Fără o aprovizionare adecvată cu fosfor, creșterea plantelor este încetinită, este întârziată maturarea lor, iar recoltele sunt scăzute. Fenomenul de Eutrofizare – biostimularea creșterii plantelor și algelor în apele de suprafață – reprezintă suprafertilizarea apelor de suprafața care provoacă dezvoltarea explozivă a plantelor, ceea ce poate induce probleme grave de calitate a apei.(7),(8).

Îmbogățirea apei cu nutrienți, în principal azot și fosfor, care conduce la înfloriri algale, o creștere exagerată a vegetației acvatice, o turbiditate ridicată, o dezoxigenare a apelor de la fundul lacului și, în unele cazuri, un miros și un gust dezagreabil al apei.

Figura 1. Fenomenul de eutrofizare

Impactul descărcării apelor uzate epurate mecano-biologic (conținând poluanți reziduali) în emisarii naturali se manifesta pe planuri diverse, de la afectarea sănătății umane, până la probleme complexe de natură ecologică, tehnică și economică.(7).

3.2 Procese biologice de eliminare a fosforului din apa uzată

Reducerea biologică a fosforului necesită bazine în care sunt create condiții anaerobe, și bazine care lucrează în condiții aerobe.

Expunerea la condiții anaerobe/ aerobe conduce la o utilizare competitivă a substratului și la selectarea microorganismelor care stochează fosforul.

Metodele biochimice se bazează pe incorporarea ortofosfatului, a polifosfatului și fosforului legat organic în celule. Metoda biologică constă în expunerea microorganismelor la condiții alternativ aerobe și anaerobe. Acest lucru duce la o suprasolicitare a microorganismelor, astfel încât capacitatea de adsorbție crește foarte mult.

Fosforul nu este utilizat numai pentru supraviețuire, sinteză și energie, ci este stocat și folosit ulterior de către microorganisme. (10),(11).

Mecanismul de reducere a fosforului arată că nivelul reducerii biologice a fosforului este legat în mod direct de cantitatea de substrat care poate fi fermentat de către microorganismele existente în mod obișnuit în zona anaerobă, ulterior asimilat și stocat ca produși de fermentație prin microorganismele reducătoare de fosfor, de asemenea în zona anaerobă. Reprezentarea schematică a mecanismului de eliminare biologică a fosforului este redată în figura de mai jos:

Figura 2. Reprezentarea schematică a mecanismului de eliminare a fosforului pe cale biologică PHB – polihidroxibutirat, P – fosfor

3.3 Procese chimice de eliminare a fosforului din apa uzată

Adăugarea diversilor reactivi în apele uzate cu conținut de fosfați, determină producerea de săruri insolubile sau cu o solubilitate scăzută care precipită.

Epurarea avansată a apelor uzate, precipitarea chimică, implică adaosul de reactivi chimici pentru alterarea formei fizice a substanțelor coloidale și în suspensie și îmbunătățirea reducerii lor prin sedimentare.(12)

În anumite situații, distrugerea particulelor coloidale este lentă iar reducerea este împiedicată chiar prin blocarea coagulantului într-un precipitat voluminos.

Reactivii cei mai des utilizați în precipitarea chimică sunt: sulfatul de aluminiu hidratat [Al2(SO4)3·18H2O și Al2(SO4)3·14H2O], clorura ferică [FeCl3], sulfatul feric [Fe2(SO4)3 și Fe2(SO4)3·3H2O], sulfatul feros [Fe(SO4)·7H2O] și varul [Ca(OH)2].

Sărurile de fier și aluminiu se adaugă în diferite puncte ale proceselor de epurare , deoarece polifosfații și fosforul organic sunt mai ușor de îndepărtat decât ortofosfații, pentru obținerea unor eficiențe mai bune ale procesului, se adaugă sărurile de aluminiu sau fier, după treapta de epurare biologică.

3.3.1. Precipitarea fosforului cu var (12)

Calciul se introduce uzual sub forma varului, Ca(OH)2. Abia la valori ale pH-ului către valoarea 10, ionii de Ca în exces reacționează cu fosfatul, pentru a precipita hidroxiapatita ,Ca10(PO4)6(OH)2.

Reacția chimică ce descrie precipitarea fosfatului cu calciu este:

10 Ca2+ + 6 PO43- + 2(OH)- = Ca 10(PO4)6 (OH)2

Cantitatea de var necesară pentru precipitatea fosfatului din apa uzată este în general de 1,4 – 1,5 ori alcalinitatea totală a apei uzate respective, exprimată prin CaCO3.

Datorită valorii mari a pH-ului necesar pentru precipitarea fosfatului, coprecipitarea nu este eficientă.

3.3.2. Precipitarea fosforului cu aluminiu (12)

Al3+ + HnPO4n-3 = AlPO4 + nH+

Ionii de aluminiu reacționează cu ionii de fosfat și formează fosfatul de aluminiu: din azotați sunt reduși în etapele de ”decantare” și de ”evacuare a apei decantate”.

Mixarea separată asigură o flexibilitate în exploatare pentru exploatarea aerobă în timpul perioadei de aerare, precum și pentru perioadele anoxice sau anaerobe în timpul fazei de ”umplere”. Mixarea fără aerare în timpul perioadei de umplere este eficientă în îmbunătățirea propietăților de sedimentare a nămolului, pentru eliminarea azotului. Valoarea concentrației efluente de NO3 − N − în cazul bazinelor cu funcționare secvențială atinge valori sub 5 mg/l.

3.3.3. Precipitarea fosforului cu fier(12)

Fe3+ + HnPO4n-3 = FePO4 + nH+

Sărurile de fier utilizate în precipitarea chimică a fosforului sunt: clorura ferică, sulfatul feric, clorura feroasă și sulfatul feros, ultimele două fiind disponibile ca lichide de decapare, provenind din oțelării; lichidele de decapare pot conține cantități mari de acid hidrocloric sau de acid sulfuric care pot cauza distrugerea alcalinității și scăderea pH-ului.

Experiența practică a demonstrat că sărurile de fier sunt cele mai eficiente în precipitarea fosforului iar pH-ul optim pentru aceasta este situat în domeniul 4,5 -5.

Procedeele de epurare bazate pe procesul de precipitare chimică sunt capabile să reducă 50-70% din azotul organic, 20-30% din azotul total și 70-90% din fosforul total.

3.4 Procese de schimb ionic de eliminare a fosforului din apa uzată

Fenomenul de schimb ionic a fost descoperit de către chimiștii englezi Thomson și Way (1850), care au studiat schimbul ionilor calciu-amoniu în solurile arabile.(13)

In încercarea de armonizare a formulărilor și nomenclaturii utilizate în literatura de specialitate, la simpozionul organizat la Helsinki în 1994 s-au propus următoarele definiții:

-Schimbul ionic este schimbul echivalent de ioni între 2 sau mai multe specii ionizate localizate în diferite faze, dintre care cel puțin una este schimbător de ioni, fără formarea unor noi tipuri de legături chimice; – Schimbătorul de ioni este o fază ce conține un purtător de sarcină electrică, insolubil și osmotic inactiv; termenul de „osmotic inactiv”, exprimă posibilitatea purtătorului de a migra din faza unde este localizat, în altă fază;

Prin disocierea grupelor funcționale se formează două tipuri de ioni:

– ioni ficși, legați puternic de matrice, care nu pot migra din faza în care sunt în altă fază; ei determina încărcarea electrostatică pozitivă sau negativa a matricei;

– ioni mobili, numiți contraioni, care compensează sarcina ionilor ficși, și care pot fi înlocuiți cu ioni de aceeași sarcina din soluția exterioară;

Reprezentarea schematică a schimbului ionic între un schimbător de ioni și o soluție de electrolit a – starea inițială; b – starea de echilibru

Procesul poate fi aplicat în 2 moduri:

– în procedeul cu dozare (amestec) – rășina este amestecată (agitată) cu apa ce trebuie epurată în reactor până când reacția este completă. Rășina este înlăturată prin sedimentare și ulterior este regenerată și reutilizată;

– în procedeul continuu – materialul granular schimbător de ioni este așezat în straturi filtrante sau în coloane tip pachet și apa care trebuie epurata trece prin acest filtru.

Schimbul ionic este o operație unitară care are o bază teoretică comună cu adsorbția și cromatografia, susținută și de elemente specifice. Procesul global, cuprinde mai multe faze: (13)

– Afânarea se realizează prin percolarea coloanei cu un curent de apă pretratată sau tratată și are drept scop îndepărtarea impurităților mecanice, a bulelor de gaz și a particulelor de rășina sfărâmată;

– Epuizarea .Acest procesul se desfășoară până când matricea se saturează, iar ionii care trebuie separați nu mai sunt reținuți de rășină, și apar la ieșirea din coloană, momentul fiind marcat de creșterea bruscă a concentrației ionice;

– Regenerarea este procesul invers celui de epuizare, de reactivare a schimbătorului de ioni prin schimb ionic, realizat pe baza gradientului de concentrație dintre ionii reținuți la epuizare și ionul din agentul de regenerare;

– Spălarea are drept scop îndepărtarea soluției de regenerare în exces în stratul de rășină.

Operația de spălare se efectuează prin introducerea unui curent de apă tratată, decarbonatată sau demineralizata în sensul parcurs de influent în faza de epuizare. Sistemul de contactare în strat fix, în sens descendent, permite un grad ridicat de utilizare a coloanelor de schimb ionic, care conduce la îmbunătățirea performantelor și asigurarea calității efluenților chiar și în cazul unor variații de debit.

3.5 Scheme tehnologice de eliminare a fosforului din stațiile de epurare

3.5.1. Îndepărtarea fosforului prin metode biologice

A. Procedeul A/O – presupune îndepărtarea fosforului pe linia apei, în treapta biologică concomitent cu oxidarea substanțelor organice pe bază de carbon. Concentrația fosforului în efluent depinde în mare măsură de raportul CBO5 : P al apei uzate influente.

Pentru valori mai mari de 10 : 1 se pot obține concentrații în fosfor solubil în efluentul epurat sub 1 mg/l, iar pentru valori mai mici de 10 : 1, pentru a se obține valori scăzute ale concentrației de fosfor în efluent, este necesară adăugarea de săruri metalice pentru precipitare.(14)

Figura 3. – Schema A/O de reținere pe cale biologică a fosforului

B. Procedeul PHOSTRIP implică îndepărtarea fosforului pe linia nămolului. În acest procedeu, o parte din nămolul activat recirculat este dirijat într-un rezervor anaerob de stripare a fosforului . Procedeul de tip PHOSTRIP asociat cu cele cu nămol activat pot asigura un efluent cu o concentrație de fosfor total de 1,5 mg/l (14).

Figura 4. Schema PHOSTRIP de reținere biologică a fosforului

C. Procedeul cu bazine cu functionare secventiala

În bazinele cu funcționare secvențială se desfășoară toate procesele de epurare biologică: oxidarea substanțelor organice, nitrificarea, denitrificarea și eliminarea fosforului, bazinul având posibilitatea să funcționeze alternativ în condiții specifice desfășurării acestor procese.

Funcționarea bazinului unic începe cu admisia apei uzate, proces care are durate variabile în funcție de obiectivele epurării.

În această secvență sunt determinate caracteristicile hidraulice ale bazinului. Dacă perioada de umplere este scurtă, procesul este caracterizat printr-un factor de încărcare instantanee ridicat;

în acest caz, biomasa este expusă inițial la concentrații ridicate ale materiei organice și altor constituenți din apa uzată. Dacă perioada de umplere este mai lungă, factorul de încărcare instantanee este mai mic, iar biomasa este expusă unor concentrații scăzute și relativ constante ale constituenților din apa uzată.

Secvența de umplere a bazinului este urmată de o secvență de dezvoltare a biomasei și de utilizare a substratului. Aceste două procese se desfășoară parțial și în perioada de umplere, motiv pentru care duratele secvențelor 1 și 2 sunt complementare (secvența 1 scurtă, secvența 2 lungă și invers); delimitarea secvențelor 1 și 2 se face pentru optimizarea performanțelor bazinului.

Condițiile de mediu stabilite în timpul secvenței de umplere și în faza de reacție, determină procesele biologice care au loc: dacă sunt create condiții aerobe, procesele de epurare se reduc la oxidarea carbonului și nitrificare; dacă se realizează numai agitarea amestecului și dacă există nitrat, are loc procesul de denitrificare a apei uzate.

Dacă bazinul cu funcționare secvențială este operat la timpi scurți de retenție a suspensiilor (împiedicând astfel generarea de nitrați), iar în secvențele de umplere și de reacție se realizează condiții de mediu anaerob și agitarea amestecului, este posibilă selectarea organismelor acumulatoare de fosfat. După terminarea secvenței de reacție sunt oprite agitarea și aerarea, permițând biomasei să sedimenteze.

Efluentul limpezit poate fi deversat direct în emisar, iar cantitatea de lichid și biomasa rămase în bazin reprezintă biomasa recirculată pentru următorul ciclu funcțional. Între două cicluri funcționale există o perioadă în care bazinul este oprit, secvență caracteristică sistemelor formate din mai multe bazine cu funcționare secvențială.

Timpul total al unui ciclu secvențial poate varia de la 3 la 24 de ore. În faza anoxică este necesară o sursă de carbon pentru sprijinirea denitrificării; necesarul de carbon organic pentru procesul de denitrificare poate fi asigurat fie dintr-o sursă externă fie din respirația endogenă a biomasei existente.(13),(14).

Figura 5. Reprezentarea schematică a succesiunii fazelor de funcționare în bazinul cu funcționare secvențială

Tabel 1. Avantaje și dezavantaje ale alternativelor de îndepărtare biologică a fosforului(11)

3.5.2. Îndepărtarea fosforului prin metode chimice (12)

Sărurile metalice pot fi adăugate atât în decantorul primar, cât și în decantorul secundar, sau în treapta biologica de epurare.

Figura 6. Posibilități de introducere a reactivilor în procesele de eliminare a fosforului

Există trei scheme posibile de adaos al reactivilor chimici pentru precipitarea fosforului:

a) inainte de decantorul primar (pre-precipitare);

b) inainte și/sau după bioreactor (coprecipitare);

c) după decantorul secundar (post-precipitare);

Secvența de reacție se compune la rândul ei din 3 sub-secvențe:

-agitare în mediu anaerob,

– agitare în mediu aerob

– agitare în mediu anoxic.

3.5.2.1.Schema cu pre-precipitare

Schema cu pre-precipitare, implică adaosul de reactivi chimici în apa uzată brută, astfel încât precipitarea fosforului să se realizeze în decantorul primar. Fosforul precipitat este reținut împreună cu nămolul primar din decantorul primar.

Figura 7. Schemă generală pentru eliminarea fosforului prin pre-precipitare

3.5.2.2. Schema cu co-precipitare

Co-precipitarea presupune adaosul de reactivi chimici pentru formarea de precipitați care vor fi eliminați concomitent cu nămolul biologic în exces. În schema cu co-precipitare, reactivii chimici pot fi introduși: în efluentul decantorului primar, direct în bazinul cu nămol activat sau în influentul decantorului secundar.

Figura 8. Schemă generală pentru eliminarea fosforului prin co-precipitare

3.5.2.3. Schema cu post-precipitare

Schema cu post-precipitare implică adaosul de reactivi chimici în efluentul decantorului secundar și reținerea ulterioară a precipitatelor formate. În acest caz, precipitatele sunt reținuți în bazine de sedimentare sau prin filtrarea efluentului.

Precipitarea chimică a fosforului se realizează prin adaos de săruri ale ionilor metalici multivalenți, care conduc la formarea de precipitate ai fosfaților puțin solubili. Cei mai utilizați ioni metalici polivalenți sunt Ca2+, Al3+ și Fe3+. Mecanismul chimic de precipitare a fosfaților cu calciu diferă de cel al precipitării cu aliminiu sau fier.

Adaosul de săruri metalice și polimeri în decantorul secundar – se utilizează sărurile de fier sau de aluminiu împreună cu polimeri organici, pentru coagularea particulelor coloidale și îmbunătățirea eficienței filtrelor.

Dozajele sărurilor de aluminiu sau fier sunt uzual de 1:3 (ion metalici la un ion de fosfor) dacă concentrația fosforului rezidual în efluent este mai mare de 0,5 mg/l.

Adaosul de reactivi în treapta biologica – fosforul este îndepărtat din faza lichidă printr-o combinație de procese: precipitare, adsorbție, schimb și floculare și îndepărtat din sistem fie în nămolurile primare sau în cele secundare, fie în ambele.

Adiția de saruri metalice în treapta de epurare secundară – cel mai adesea se utilizează adițiile multipunctuale. Fosforul este îndepărtat din faza lichidă printr-o combinație de procese: precipitare, adsorbție, schimb și floculare și îndepărtat din sistem odată cu nămolul biologic.

Tabel 2.Avantajele și dezavantajele adaosului de substanțe chimice pentru îndepărtarea fosforului, în diverse trepte ale stației de epurare (11),(14).

CAP.4. DINAMICA PERFORMANTELOR DE ELIMINARE A AZOTULUI SI FOSFORULUI DIN APELE UZATE IN STATIA DE EPURARE GIURGIU

4.1.Prezentarea generala a Judetul Giurgiu

Judetul Giurgiu este localizat in sudul Romaniei, avand o suprafata de 3526 km 2 , 297859 locuitori, un municipiu, doua orase, 51 de comune si 167 de sate.

Statia de epurare proceseaza apele menajere din aglomerarea Giurgiu – Slobozia, avand o capacitate corespunzatoare pentru o populatie echivalenta cu 82000 p.e.

AMPLASAMENT STATIE EPURARE Suprafata ocupata: 28.000 mp

4.2.Planul general al Statiei de Epurare Giurgiu

4.3. Descrierea treptei mecanice a Statiei de epurare Giurgiu

4.3.1 Admisia apei uzate brute, camera de admisie, preluare vidanje

Statia de epurare Giurgiu este alimentata de doua statii de pompare principale. De la fiecare statie de pompare intra cate doua conducte de presiune in statia de epurare. Aceste conducte pot fi blocate individual prin intermediul unor vane (4 camine pentru vane). Dupa dispozitivele de inchidere conductele converg in una singura. De aici se racordeaza noua conducta de presiune pentru admisie DN 600, care alimenteaza noua camera de admisie.

In camera de admisie debuseaza suplimentar o conducta de presiune DN 150, care recircula apa uzata interna de la statia de pompare E9 la admisia statiei de epurare.

De asemenea in camera de admisie debuseaza si un stut teava DN 150 cu o vana. La acesta pot fi cuplate vidanjele cu namol menajer printr-un racord, iar golirea se face prin cadere libera in camera de admisie. Alternativ golirea se poate face direct intr-un camin liber in camera de admisie.

In camera de admisie este amplasata si o vana de bypass DN 600. Aceasta poate fi deschisa, numai daca in caz de urgenta trebuie inchise ambele canale ale gratarelor cu grinzi batardou. In acest caz tot debitul de apa uzata este transferat prin bypass direct la Dunare.

4.3.2 Cladirea gratarelor cu dezodorizare aer uzat

Cladirea gratarelor este executata cu o suprafata construita de 100 m² pentru camera gratarelor, precum si cca. 10 m² pentru camera echipamente electrice si 13 m² camera suflantelor pe un nivel.

In camera gratarelor sunt amplasate:

2 canale ale gratarelor, fiecare cu gratar rar (25 mm distanta intre bare) si gratare fine (6 mm distanta). Fiecare gratar este dimensionat la capacitatea hidraulica totala de Qmax = 1.044 m³/h, astfel incat nu este necesar un canal de ocolire.

Canal de cabluri (vizitabil)

2 prese de spalare a materiilor retinute

2 containere pentru resturi pe carucioare rotative, cale de rulare

1 instalatie de spalare a nisipului

1 container de nisip pe carucior rotativ , cale de rulare

Scara la canalul gratarului, aflat mai sus

In cladirea gratarelor este amplasata si alimentarea cu apa industriala pentru presele de spalare a retinerilor si pentru spalarea nisipului.

Alimentarea instalatiei de spalare a nisipului se face printr-o conducta pentru nisip, care vine de la canalul de nisip al deznisipatorului, si transporta nisipul in cladirea gratarelor.

Aerul din cladirea gratarelor este aspirat printr-un schimb de aer de cca. 6 ori pe ora si este transportat printr-o conducta de evacuare la instalatia de tratare a aerului uzat. De-a lungul intregii camere a gratarelor se instaleaza un canal de aer uzat cu mai multe fante de aspiratie. Aerul uzat din canalul de admisie este aspirat de asemenea.

4.3.3 Deznisipator cu colectare de grasimi si masuratori admisie cu prelevare de probe

Dupa trecerea prin instalatia de gratare, apa uzata este transportata prin doua camere ale deznisipatorului amplasate in paralel, care pot fi blocate individual prin grinzi batardou.

Camerele deznisipatorului sunt aerate cu aeratoare cu bule mari. Prin turbionarea obtinuta astfel, nisipul se depune pe fundul bazinului. Prin intermediul pompelor speciale pentru nisip, care sunt montate pe podul raclor, nisipul este aspirat in timpul cursei racloare si transportat intr-un canal de nisip adiacent De acolo amestecul de apa si nisip curge in cadere libera printr-o conducta la instalatia de spalare a nisipului amplasata in camera gratarelor.

Grasimea flotanta la suprafata apei este impinsa de lame pentru grasimi fixate de podul raclor printr- o rigola de scurgere din tabla intr-un sant transversal de la capatul aval al deznisipatorului. De acolo patrunde in caminul pentru grasimi, amplasat la capatul deznisipatorului. Grasimile sunt transportate printr-o conducta in caminul de namol flotant de la decantarea primara si de acolo la statia de pompare a namolului. Santul transversal poate fi spalat prin actionarea vanelor.

Apa uzata curge din camerele deznisipatorului prin intermediul pragurilor intr-un canal deschis si apoi la camera de distributie a decantarii primare.

Intre deznisipator si bazinul de decantare primara au loc masuratori ale debitului de intrare in canal deschis prin intermediul unui senzor cu ultrasunete. La iesirea apei din deznisipator se face si o prelevare de probe proportionale, pentru a putea stabili incarcarile de admisie.

Indicele pH, conductivitatea si temperatura sunt masurate on line si inregistrate, iar parametrii de admisie pentru SU, BOD, COD, N si P pot fi analizate in laborator din probele mixte proportionale cu debitele.

4.3.4 Decantare primara cu prelevare de probe

Dupa masurare si prelevare de probe, apa uzata curge in bazinele de decantare primara .

Exista un camin nou de distributie cu doua vane noi de blocare DN 600. De aici se face legatura la conductele existente de admisie ale decantoarelor primare existente.

Ambele bazine de decantare primara sunt dotate cu cate un nou pod raclor cu lame pentru depuneri de namol si pentru grasimi. Lama pentru grasimi impinge grasimile si substantele in suspensie in cele doua camine.

Namolul in suspensie patrunde prin conductele existente la statia de pompare a namolului. Lamele racloare pentru namoluri imping namolul primar in palniile existente pentru namol din mijlocul bazinului. Namolul este extras prin conductele de namol existente si este transportat la statia de pompare a namolului.

Decantorul primar 1 este dotat la canalul de evacuare existent cu o lama dintata si un perete suspendat. . Printr-un camin de evacuare si conducta de scurgere DN 600 apa uzata ajunge la caminul pentru vane/canal de admisie la aerare.

Deoarece timpul de retentie ai apei uzate de ~ 4,7 ore (val. medie) este prea mare in cazul functionarii simultane a doua bazine de decantare primara, tinand cont de treapta de epurare urmatoare de nitrificare/denitrificare, poate fi oferita o garantie de proces numai in situatia functionarii unui singur decantor primar in conditii normale de lucru. Chiar si atunci durata de retentie este totusi de cca. 2 ore (valoare medie zilnica).

Deoarece si in aceasta situatie exista pericolul ca prin sedimentare sa fie eliminat prea mult carbon in faza de decantare primara, care ar putea fi necesar apoi pentru o denitrificare eficienta. De aceea este prevazuta posibilitatea recircularii unei parti din namolul primar ca sursa de carbon in zona de denitrificare.

4.4. Descrierea treptei biologice a Statiei de epurare Giurgiu

4.4.1 Bazin de aerare cu statie de pompare namol de recirculatie

Exista un bazin de aerare, cu 2 linii si V = 9.600 m³. Acesta contine 3 zone:

Zona Bio-P (eliminare biologica a fosforului): 2 x 450 m³

Zona DN (denitrificare): 2 x 1.050 m³

Zona N (nitrificare): 2 x 3.300 m³.

Zona Bio-P poate fi operata in cazul in care este necesar si ca zona DN, pentru a asigura si latemperaturi scazute eliminarea fosforului. Fosfatul trebuie eliminat apoi prin precipitare suplimentara, atunci cand temporar nu mai este disponibila nici o zona Bio-P.

Astfel este asigurata o functionare flexibila a treptei biologice si indeosebi prin variatia marimii zonei de denitrificare poate fi comandata precis incadrarea in limitele impuse ale efluentului de

Ntot = 10 mg/l chiar si la temperaturi joase. In cazul temperaturilor de peste 15°C poate fi obtinuta prin cresterea eliminarii biologice a fosforului o reducere a consumului de agenti de precipitare chimica pentru fosfatul remanent.

Amestecul de apa uzata – namol activat curge printr-un canal deschis cu o latime de 1,0 m la bazinul de aerare. Printr-o conducta DN 600 namolul de recirculatie ajunge de la statia de pompare a namolului de recirculatie la apa uzata, si pe un traseu de cca. 12 m al canalului, are loc amestecul apei uzate cu namolul de recirculatie.

Intr-o camera de distributie aflata in interiorul bazinului de aerare, amestecul apa uzata – namol activat deverseaza peste 2 praguri cu latime de trei metri, realizand astfel o distributie uniforma pe ambele linii ale bazinului. Prin vane stavilar poate fi blocat accesul la fiecare linie de aerare. Prin intermediul unei pompe submersibile mobile poate fi evacuata fiecare linie in cazul scoaterii ei din functiune.

Apa uzata patrunde mai intai in zona Bio-P V = 2 x 450 m³. Aceasta este dotata cu cate un mixer. In cazul in care se considera necesar poate fi adus in aceasta zona namol de recirculare bogat in nitrati din canalul pentru namol de recirculare aflat mai sus, prin deschiderea a doua vane DN 500 (in cazul folosirii ca zona DN suplimentara).

Prin goluri deversoare de 2 m latime, apa uzata patrunde apoi in zona DN V = 2 x 1.050 m³. Namolul bogat in nitrati este transferat prin cate o vana de perete deschisa DN 500 din canalul pentru namol recirculat de sus in zona DN. Ambele bazine DN sunt dotate cu mixere.

Prin goluri deversoare de 2 m latime, apa uzata patrunde in continuare in zona N V = 2 x 3.300 m³. Ambele bazine sunt dotate cu aeratoare de suprafata cu bule fine pe fundul bazinului. In zona de evacuare/amplasare a pompelor de recirculare nu este prevazuta pe cativa metri patrati aerarea de suprafata, pentru ca in bazinul de decantare secundara si in namolul de recirculare sa fie introdusa o cantitate cat mai redusa de oxigen. In rest, intreaga zona de nitrificare este acoperita de aeratoare. Astfel se obtine un aport uniform de oxigen, iar depunerile de namol sunt evitate.

La sfarsitul zonei de nitrificare este extras namol de recirculare prin 4 pompe de recirculare intr-un canal aflat la mijloc. In zona pompelor canalul este evazat si dotat cu un perete de ghidaj. Fiecare pompa este dotata cu o vana actionata cu motor, care se inchide automat la deconectarea pompei. Prin numarul pompelor se asigura o esalonare dubla a debitului de recirculare.

Apa uzata curge la iesirea din bazinul de aerare prin praguri de evacuare cu latimea de 2,85 m intr-un camin de evacuare aflat in exterior si este condusa apoi la camera de distributie a decantarii secundare .

Namolul de retur patrunde de la cele doua bazine de decantare secundara prin conducte de namol pozate la adancime (DN 450) in doua camere de namol separate deschise. O a treia camera de namol situata in mijloc este separata prin doua vane stavilar 700 x 700 mm si serveste drept camera de rezerva.

Namolul in exces este extras din camera de namol recirculat si este condus printr-o conducta DN 250 impreuna cu namolul flotant de la bazinele de decantare secundara in cadere libera la statia de pompare a namolului.

4.4.2. Statie de suflante

Direct langa bazinul de aerare se afla statia de suflante. Aici sunt amplasate in principal urmatoarele utilaje:

4 suflante cu piston rotativ, 2.300 Nm³/h de fiecare suflanta (din care 1 echipament de rezerva)

4 grinzi macara pentru demontarea suflantelor

Instalatii de aerare si dezaerare cu amortizor de zgomot

Camera electro separata ca panou de joasa tensiune pentru treapta biologica.

Toate suflantele sunt dotate cu FU (convertor de frecventa). Cate doua suflante sunt repartizate unei conducte de aer comprimat. Pentru situatia de incarcare medie sunt suficiente doua suflante (pentru fiecare linie de nitrificare cate una) pentru alimentarea cu oxigen a treptei biologice. Numai in situatia de incarcare de varf sunt necesare trei suflante. Puterea suflantelor este reglata in ambele bazine de nitrificare prin intermediul necesarului de oxigen.

Toate suflantele pot fi blocate individual prin actionarea clapetelor de aer. In cazul scoaterii din functiune a unei suflante se introduce debitul necesar de aer prin intermediul celor trei suflante ramase.

4.4.3 Precipitarea fosfatului

Instalatia de precipitare este amplasata langa sala masinilor de la tratarea namolului.

Dozarea se face selectiv in namolul de recirculare la statia de pompare a namolului recirculat (precipitare simultana), respectiv in camera de distributie a decantarii secundare (precipitare finala).

4.4.4 Decantare secundara cu camera de distributie

De la caminul de evacuare al bazinului de aerare apa uzata este dirijata la camera de distributie. Prin deversare peste praguri de constructie egala are loc o distributie uniforma asupra celor doua decantoare secundare urmatoare .

Prin intermediul vanelor din camera de distributie poate fi blocat si scos din functiune individual fiecare bazin de decantare secundara.

Bazinele de decantare secundara sunt executate de forma circulara cu un diametru de 30 m, baza usor inclinata si palnie de namol amplasata central. Fiecare bazin este dotat cu un pod raclor unilateral cu lame pentru namol si canal de colectare a namolului in suspensie.

Namolul depus pe fundul bazinului este impins de lamele racloare pentru namol in palnia de namol amplasata central. Namolul este transportat de la cele doua palnii de namol prin conducte aflate la adancime la pompele de namol recirculat in statia de pompare namol recirculat .

Pentru colectarea namolului in suspensie de la suprafata bazinelor de decantare secundara este prevazut un jgheab basculant cu pompa submersibila pe podul raclor. Namolul in suspensie este transportat prin cate o conducta speciala in caminul pentru namol in suspensie de la statia de pompare a namolului recirculat. De acolo acesta ajunge impreuna cu namolul in exces la statia de pompare namol si mai departe la treapta de tratare a namolului.

Admisia la decantorul secundar se face in constructia mediana pe directie radiala in bazin. Apa epurata se scurge peste praguri dintate cu perete suspendat intermediar intr-un canal de evacuare.

Apa uzata epurata este dirijata printr-un canal nou de scurgere pana la conducta actuala de evacuare.

4.4.5. Punct de masuratori ale efluentului si camera de evacuare

Pentru verificarea finala a valorilor efluentului inaintea deversarii in Dunare exista o statie de masuratori finale. Aici se efectueaza o masurare a debitului efluentului si o prelevare proportionala de probe. Sunt masurate valoarea pH;ului, temperatura si turbiditatea.

4.5. Extragerea namolului primar si statia de pompare a namolului

Namolul primar din decantoarele primare este transportat prin conducta existenta la caminul de vane de la statia de pompare a namolului. . Vanele pot fi deservite printr-o tija de prelungire de la cota terenului. Pozitia vanelor trebuie adaptata mereu la punerea / scoaterea din functiune a cate unui bazin.

Namolul primar patrunde din caminul de namol in admisia pompelor la statia de pompare .

In plus namolul in exces (de la statia de pompare a namolului recirculat de la bazinul de aerare) patrunde in statia de pompare a namolului, la fel ca si grasimile si materiile in suspensie de la deznisipator si bazinele de decantare primara.

4.5.1. Bazine de namol

Sunt prevazute in statia de epurare Giurgiu doua bazine de namol cu un volum de 300 m³ fiecare.

Amestecul de namol de la statia de pompare a namolului patrunde printr-o conducta de presiune in preingrosator cu un V = 300 m3. Namolul fermentat din metantanc patrunde in cadere libera in bazinul postingrosator.

Namolul este recirculat discontinuu prin intermediul mixerelor. Prin manevrarea manuala a extragerii amestecului de apa – namol in fiecare bazin se poate realiza o ingrosare gravitationala a namolului. Amestecul de apa-namol este transportat la statia de pompare pentru apa uzata interna .

In cladirea masinilor sunt trei pompe de namol si trei centrifuge, din care o pompa de namol este alocata direct preingrosatorului si centrifugei de ingrosare, in timp ce alta pompa este alocata postingrosatorului de namol si centrifugei de dezhidratare.

4.5.2. Fermentarea namolului, centrala termica si deshidratarea namolului

Metantancul este construit in intregime din beton armat, iar zona de schimb de gaz este acoperita suplimentar pentru protectie la coroziunea betonului.

Metantancul va avea in partea centrala o cupola de gaze din beton cu diametru interior de 2,5 m si lateral un camin de extractie a namolului agatat.

Intrarea namolului in metantanc se face prin cupola centrala.

Recircularea din metantanc se executa printr-un mixer vertical cu doua rotoare cu cate trei palete.

Extragerea namolului fermentat se face pe principiul dislocarii din palnia centrala de namol si pe o scara in caminul de namol. De acolo namolul fermentat curge in panta libera in ingrosatorul final.

Este prevazut un preaplin pentru siguranta la supraincarcare a metantancului, ca si o a doua conducta de extractive a namolului din partea superioara a metantancului. Exista de asemenea posibilitatea de a scadea nivelul namolului in metantanc cu un metru, de exemplu in cazul unui volum mare de spuma.

Namolul de recirculare pentru incalzirea metantancului poate fi extras din palnia central de namol sau de la mijlocul bazinului.

Centrifuga de deshidratare a namolului ingroasa namolul de la preingrosator (continut SU ~ 2,6 %) la un continut de pana la 7 % cu adaos de polimer. Alimentarea metantancului se face printr-o pompa de namol ingrosat.

Centrifuga de deshidratare a namolului poate deshidrata namolul fermentat din postingrosator cu adaos de polimer la un continut de solide de 22 – 26 % SU. Namolul deshidratat este extras printr-un transportor cu melc la depozitul de namol.

4.5.3. Depozit de namol

Namolul de decantare deshidratat prin centrifuge este transportat prin alimentator cu melc intr-un depozit intermediar de namol betonat.

Depozitul de namol are un acces auto cu o latime de 4,5 m. Si aici este amplasata o rigola de drenaj, pentru a asigura ca apa uzata nu curge pe drum.

Depozitul de namol este operat cu un incarcator pe pneuri. Cu ajutorul acestuia se poate uniformiza namolul pe suprafata depozitului sau acesta poate fi incarcat in containere. (15).

4.6. Date experimentale

In acest subcapitol voi prezenta grafic randamentul pentru CBO5, N total si P total in Statia de Epurare Giurgiu, luand ca referinta anii 2016-2017.

In acest grafic putem observa influenta CBO5 in Statia de Epurare Giurgiu. In anul 2016 avem un randament maxim de 98% in lunile Februarie, Martie, Aprilie, Mai, Iunie, Iulie, Septembrie, Octombrie, Noiembrie si Decembrie, iar in anul 2017 randamentul maxin este de 99% pentru doar trei luni din acest an.

In acest grafic se observa influenta fosforului total in Statia de Epurare Giurgiu. In anul 2016 avem un randament maxin de 64% in luna Martie, iar in anul 2017 luna cu cel mai mare randament este Martie cu 83%.

In acest grafic se observa influenta azotului total in Statia de Epurare Giurgiu. In anul 2016 avem un randament maxin de 88% in lunile Februarie si Aprilie, iar in anul 2017 lunile cu cel mai mare randament sunt Aprilie si Mai cu 87%.

Bibliografie:

1.http://www.scritub.com/geografie/APELE-NATURALE31386.php

2.http://old.lefo.ro/carmensylva/curriculum/meteoweb/marea_neagra/eutrofizare.htm

3.https://ro.wikipedia.org/wiki/Eutrofizare

4.https://www.scribd.com/doc/73813318/Eutrofizarea-Si-Influenta-Ei-Asupra- Organismelor- Acvatice

5.Ovidiu Ianculescu ,Raluca Racoviteanu,”Epurarea apelor uzate”,ed. Matrix Rom Bucuresti

6.Note de curs Sl.Dr.Ing.Victor Viorel Safta Cursuri PSEAU

7. Negoiu D. – Tratat de Chimie Anorganica, Vol. II, Editura Tehnica, Bucuresti, 1972

8. www.revistadechimie.ro

9. www.chimie-biologie.ro

10. Diana Robescu, Niculae Robescu – Tehnici de epurare a apelor uzate, Editura Tehnica, Bucuresti, 2011

11. Ianculescu Ovidiu, Raluca Racoviteanu, Ghe.Ionescu – Epurarea apelor uzate, Editura Matrix Rom Bucuresti, 2001

12. Stanescu Ioana – Studii si cercetari privind procesele fizico-chimice si biologice pentru reducerea fosforului din apele uzate, Universitatea Tehnica de Constructii Bucuresti, 2012

13. Macoveanu M., Bilba D., Bilba N. – Procese de schimb ionic in protectia mediului, Seria Chimia si Ingineria Mediului, Editura Matrix rom Bucuresti, 2002.

14. Normativ pentru proiectarea constructiilor si instalatiilor de epurare a apelor uzate orasenesti, partea II, Treapta biologica si partea IV, Treapta de epurare avansata a apelor uzate.

15.Memoriul tehnic al Statiei de epurare Giurgiu