Purificarea apei

Instalatie de epurare a apei.

Purificarea apei (sau purificarea apei) este un proces fizico - chimic care constă în îndepărtarea substanțelor din „contaminarea apei aspre pentru a obține apă adecvată pentru consumul normal casnic, pentru irigarea câmpurilor ^[1] sau pentru utilizări industriale ( de exemplu pentru utilizarea de către unitățile alimentare).

Generalitate

Odată cu epuizarea treptată a surselor naturale de apă potabilă (ape adânci), apa de origine superficială ( mări , râuri , lacuri naturale și artificiale) este din ce în ce mai utilizată. Aceste surse de alimentare, datorită caracteristicilor specifice apei și / sau gradului de poluare , trebuie să fie supuse ciclurilor de tratamente de purificare necesare pentru a-i modifica caracteristicile și a-i îmbunătăți calitatea.

De multe ori acest lucru se întâmplă și pentru apele adânci cu un conținut ridicat de substanțe organice și o contaminare microbiană ridicată, mai ales dacă există bacterii de origine fecală (de exemplu, colibacili ). Pentru tratarea apei de mare vezi desalinizarea . Purificarea se realizează prin trecerea apei brute (provenind din râuri sau lacuri) prin diferite tipuri de sisteme de eliminare a materialelor organice și anorganice.

Metodele de îndepărtare utilizate pot fi de natură fizică, chimico-fizică și biologică, în funcție de tipul de substanțe care trebuie eliminate din apa brută care intră în plantă. Substanțele care trebuie eliminate în timpul tratamentului de purificare pot fi de origine naturală și antropică; primul tip include de exemplu:

• fierul și manganul prezente în apa de origine profundă;
• hidrogen sulfurat prezent în apele subterane sau în zonele vulcanice;
• sulfați prezenți în apele adânci și în zonele cu activitate termică.

Al doilea tip include, de exemplu:

• metale grele , cum ar fi antimoniul , arsenicul , plumbul , în concentrații detectabile provenite din deșeuri industriale;
• micropoluanți organici ^[2], cum ar fi hidrocarburi , pesticide și solvenți;
• amoniac , nitriți , nitrați etc.

În plus, apele brute conțin și forme de viață microbiologice, cum ar fi:

• plancton ;
• bentos ;
• micete ;
• protozoare ;
• bacterii (patogene sau de origine ecologică);
• virus .

Secvența proceselor de purificare care trebuie adoptate trebuie să fie concepută pentru a garanta apa tratată:

• caracteristici organoleptice adecvate: gust, miros, culoare, turbiditate;
• caracteristici fizice adecvate: precum temperatura , conductivitatea electrică și pH-ul ;
• caracteristici chimico-biologice adecvate: cum ar fi duritatea , salinitatea, micropoluanții, sarcina organică, viața microbiologică (de exemplu, îndepărtarea agenților patogeni prin dezinfectare ).

Cu toate acestea, faptul că apa este prin natura sa un solvent face ca eliminarea eficientă a multor substanțe nedorite să fie destul de problematică. Apa potabilă este introdusă într-un rezervor principal din care provine sistemul de alimentare cu apă potabilă .

Tipuri de solide

Apele brute conțin diferite tipuri de substanțe organice și anorganice, clasificate mai jos, care trebuie îndepărtate în timpul tratamentului de purificare:

• solide grosiere care se disting în:
  • solide grosiere sedimentabile ( pietriș , nisip grosier, lut);
  • solide grosiere nedimentabile (frunze, faună mică, alge );
• solide suspendate formate din particule cu o dimensiune cuprinsă între 0,1 și 1 μm : și ele sunt împărțite în:
  • solide sedimentabile suspendate ( argilă , nisip fin);
  • solide suspendate nedimentabile (microflora și microfauna, plancton ).
• solide filtrabile constând din:
  • substanțe coloidale constând din particule de o asemenea dimensiune (10 ⁻⁹ - 10 ⁻⁷ m) încât nu pot fi separate de apă prin nici un tratament mecanic;
  • substanțe dizolvate sau dizolvate dispersate omogen în stare moleculară sau ionică în apă.

Substanțele coloidale și substanțele suspendate nedimentabile sunt principala cauză a turbidității apei

Clasificarea tratamentului

Tratamentele de purificare sunt clasificate după cum urmează:

• tratamente fizice simple : sunt împărțite într-o singură fază, elimină solidele suspendate sedimentabile (screening și sedimentare) și cele nedimentabile (cernere și filtrare).
• tratamente fizice și chimice normale și extreme : sunt împărțite în mai multe faze și elimină solidele suspendate nedimentabile (clarifloculare) și corectează caracteristicile chimice ale apei brute prin eliminarea acelor substanțe dizolvate care sunt incompatibile cu utilizarea pentru care este destinată apa (înmuiere, stabilizare, îndepărtarea fierului, demanganizare, desilicare, fluorurare și defluorare, aerare).
• tratamente de rafinare : de asemenea, împărțite în mai multe faze, îmbunătățesc caracteristicile organoleptice ale apei (adsorbție pe cărbune activ) și scad conținutul de solide dizolvate (demineralizare)
• 

  Instrument antic pentru potabilizare într-o publicație din 1742
  dezinfecție : are ca scop eliminarea prezenței microorganismelor (clorurare, clor amoniac, ozonare, actinizare).

Tratamente fizice simple

Intervenții de acest tip sunt prevăzute, atunci când este necesar, în amonte de procesele efective de tratament de purificare și permit îndepărtarea materialelor și substanțelor care, prin natura și dimensiunea lor, riscă să deterioreze echipamentul și să compromită eficiența etapelor ulterioare de tratament.

Gratar

Apele brute conțin sedimente care pot crea diverse probleme în timpul ciclului de purificare:

• înfundarea sau deteriorarea pompelor;
• obstrucționarea canalelor și conductelor;
• afectând negativ eficiența proceselor de tratament ulterioare.

Gratarul are ca scop reținerea solidelor grosiere nedimentabile (ramuri, frunze, cârpe, plastic etc.) și a solidelor grosiere sedimentabile (pietriș etc.).

Aceste materiale grosiere includ orice faună din corpul de apă (pești). Screeningul este adoptat în toate schemele de tratare a apelor de suprafață și, în acest caz, este plasat în amonte de celelalte tratamente.

În cazul apelor din categoria A1, acesta poate fi singurul tratament fizic, altul decât dezinfectarea. Grila constă dintr-o serie de bare metalice plasate la o distanță astfel încât să creeze un obstacol în calea corpurilor grosiere purtate de curent.

Rețeaua este instalată în interiorul canalului de sosire a sistemului, înclinată cu o pantă de regulă egală cu 1: 3. Canalul în corespondență cu grătarul se lărgește în așa fel încât viteza apei în aval de grătar, ținând cont de dimensiunea barelor, rămâne aproape de cea din secțiunea din amonte.

Viteza apei care trece prin ecran trebuie să fie suficientă pentru a preveni sedimentarea solidelor în amonte de acestea, dar nu prea mare pentru a nu crește căderile de presiune. În funcție de distanța dintre bare, grilele sunt împărțite în:

• grosieră - distanță centrală de 5 ÷ 10 cm;
• mediu - ampatament de 2,5 ÷ 5 cm;
• subțire - distanță centrală de 1 ÷ 2,5 cm.

Pe baza sistemului de curățare, acestea sunt clasificate în loc de:

• manual : utilizat în principal pentru rețele mari (plasate în capul canalelor de by-pass ) și pentru sisteme mici în care cantitatea de solide care trebuie examinată trebuie considerată neglijabilă și / sau atunci când operațiunile de curățare nu sunt prea scumpe;
• mecanic : în toate celelalte cazuri.

Cernere și cernere micro

În cazul în care este necesar să se efectueze o îndepărtare temeinică a solidelor grosiere nedimentabile și a solidelor suspendate nedimentabile, cernerea (sau cernerea) sau micro-cernerea sunt, de asemenea, prevăzute alături de screening. Acest tip de intervenție este de obicei o alternativă la sedimentarea primară și este, de asemenea, utilizat pentru îndepărtarea algelor și a planctonului.

Sita constă dintr-un cilindru rotativ (tambur sau noria) din oțel inoxidabil cu o axă orizontală, închis la capetele sale și parțial scufundat într-un rezervor, pe care este montată și o plasă metalică în material inoxidabil. Apa se filtrează prin plasă în interiorul cilindrului și este trimisă la tratamentele ulterioare, în timp ce materialul este reținut pe suprafața sa.

În timpul rotației, apare o porțiune din tambur, permițând astfel eliberarea plasei de materialele reținute de stropi de apă. Apa de spălare este colectată într-un canal și trimisă la linia de nămol. Site-urile și micro-site-urile sunt similare constructiv, diferind doar prin mărimea găurilor din plasele de filtrare. Deschiderile de trecere pot fi la fel de mici ca câțiva milimetri, astfel încât tratamentul să fie mai eficient decât filtrarea fină.

În plus față de posibilitatea de a reține materiale deosebit de mici, cernerea are avantajul, în comparație cu ecranarea, de a reține tot materialul care are cel puțin o dimensiune mai mare decât pasul plasei. ^[3] Principalul dezavantaj al cernerii este totuși ușurința cu care se produc blocaje și necesitatea unor operațiuni frecvente de întreținere și curățare. Cernerea poate fi aplicată numai în cazul apei cu o concentrație scăzută de solide în suspensie.

Sedimentare primară

Rezervor de decantare vertical.

Sedimentarea primară exploatează forța gravitațională pentru a elimina din apă solidele sedimentabile în principal de natură anorganică (nisip, sol, nămol etc.) - „desanding” -.

Se utilizează ca pretratament fizic limitat la apele cu turbiditate ridicată (> 1.000 mg / l) și / sau cu silice în suspensie. În aceste cazuri, este introdus în amonte de clarifloculare pentru a ușura sarcina de intrare. Funcționalitatea unei șlefuiri este legată de capacitatea de a permite sedimentarea materialelor inerte cu un diametru mai mare decât anumite valori, ceea ce practica indică în 0,2-0,5 mm. De fapt, aceste materiale pot crea probleme în tratamentele ulterioare, deoarece pot înfunda conductele și canalele și pot abate echipamentele electromecanice (pompe). Odată cu șlefuirea, se atinge obiectivul de a elimina 65-70% din solidele suspendate și de a îmbunătăți calitatea apei care urmează să fie trimise la tratamentele ulterioare.

Metoda de sedimentare

Prin ipoteză:

• materialul de așezat este de tip granular, adică se așează fără a interfera cu celelalte particule;
• mișcarea fluidului este laminară;

în aceste condiții, rata de sedimentare a particulelor este reglementată în prima aproximare de legea lui Stokes .
Această lege este strict valabilă pentru particulele de formă sferică scufundate într-un lichid în repaus și la o temperatură constantă a căror mișcare descendentă nu este influențată nici de prezența altor particule, nici de pereții recipientului.

Tipologia decantoarelor

Rezervor circular de sedimentare cu coș central și răzuitor mecanic

Sedimentarea se realizează în interiorul unor rezervoare speciale, numite coloniști , în care apa se mișcă cu un debit cât mai laminar posibil pentru un timp suficient pentru a permite sedimentarea celor mai grele particule.
Aceste tancuri trebuie să permită:

• separarea particulelor cu un diametru mai mare de 0,2-0,5 mm;
• colectarea de la baza particulelor și concentrarea și îndepărtarea lor sub formă de nămol.

Decantatoarele pot fi cu flux orizontal sau vertical:

• decantatoarele orizontale de curgere sau desandratoarele de canal sunt formate din unul sau mai multe rezervoare paralele cu o secțiune dreptunghiulară foarte alungită. Aceste bazine sunt traversate orizontal de apă și au dimensiuni astfel încât să facă fluidul să prindă o viteză care să permită, în timpul traversării , sedimentarea pe fundul majorității particulelor sedimentabile;
• decantatoarele de debit vertical sau ascendent au de obicei o secțiune circulară. În aceste rezervoare, intrarea apei brute poate fi centrală de sus; în acest caz apa, pentru a scăpa din rezervor în sine, este forțată să urmeze o traiectorie sinuoasă; de fapt, mai întâi trebuie să se deplaseze vertical în jos pentru a putea trece sub un deflector concentric, respectivul coș de fum , ulterior, după ce a trecut obstacolul coșului de fum , trebuie să urce și să depășească o digă plasată de-a lungul perimetrului rezervorului. Lichidul căzut este colectat de un canal și transportat la următorul tratament. De-a lungul acestei căi, toate particulele de tip granular care au o rată de sedimentare mai mare decât viteza ascendentă a curentului sunt reținute în rezervor. În practică, sedimentarea depinde de suprafața rezervorului și nu de volumul acestuia. De fapt, cu același debit al debitului ascendent (Q _a ), cu cât suprafața (S) a rezervorului este mai mare, cu atât este mai mică viteza debitului ascendent (V _a = Q _a / S), cu atât procentul este mai mare de particule care se depune.

Materialul sedimentat este transportat către o pâlnie obținută pe fundul rezervorului, prin intermediul unor colectoare mecanice care mătură fundul însuși, și de aici pompat la linia de tratare a nămolului. Dimensiunile rezervoarelor depind de timpul de reținere care este o funcție a caracteristicilor solidelor sedimentabile prezente în apa brută și a tipului de decantor ales. Timpul de detenție poate varia de la 4 la 8 ore.

Filtrare

Schema de filtrare rapidă cu nisip

Filtrarea este un tratament utilizat pentru eliminarea solidelor suspendate nedimentabile din apă. Tratamentul de filtrare constă în trecerea apei brute printr-un mediu filtrant (strat de pat / filtru sau pânză filtrantă). În cazul unui strat de filtrare, materialul de filtrare poate fi format din nisip de cuarț, antracit sau cărbune activ . În timpul filtrării, solidele filtrate încep să înfundeze progresiv stratul de filtrare provocând o creștere a căderilor de presiune, pentru a depăși creșterea presiunii de alimentare. Odată ce valoarea maximă a acestei presiuni a fost depășită, debitul trebuie întrerupt și mediul filtrant trebuie curățat. Stratul de filtrare se sprijină pe o bază de drenaj, care are funcția de:

• evita trecerea, cu apă, a materialului care constituie filtrul de scurgere;
• distribuie fluxul uniform în timpul filtrării;
• distribuiți apa în timpul spălării.

Mișcarea apei prin stratul filtrant este reglementată de legea lui Darcy .

Filtrul poate funcționa:

• cu debit constant și sarcină variabilă;
• la sarcină constantă și debit variabil;
• cu sarcină și capacitate variabile.

Filtrarea este adoptată fie ca tratament unic, fie în serie cu alte procese, cum ar fi în clarifloculare.
În acest din urmă caz, deoarece eficiența sedimentării postchiarifloculare nu este niciodată de 100%, efluentul clarificat conține încă o anumită cantitate de solide care trebuie îndepărtată prin filtrare.
Funcționarea filtrelor este împărțită în două faze:

• filtrare ;
• curatenie .

În purificare, filtrele sunt împărțite în:

• filtre de suprafață : filtrarea are loc prin intermediul unor foi de filtrare care împiedică trecerea materialelor mai mari către găurile din foaie (de exemplu, material nețesut ; în acest caz particulele sunt reținute pe suprafața mediului de filtrare formând un strat de material care reține particulele ulterioare. Formele speciale de filtrare de suprafață sunt procesele de membrană împărțite în funcție de dimensiunea porilor în: microfiltrare , ultrafiltrare , nanofiltrare și hiperfiltrare sau osmoză inversă . Filtrarea cu membrană poate fi utilizată, de exemplu, ca alternativă la clarifloculare sau procese de adsorbție;
• filtre de volum : filtrarea are loc printr-o matrice poroasă tridimensională numită pat filtrant format din materiale discrete de dimensiuni mici (de exemplu nisip); în acest caz, particulele sunt reținute în interiorul mediului filtrant. Eficacitatea unui material filtrant depinde de unele proprietăți ale particulelor, cum ar fi dimensiunea, forma și chimia suprafeței.

Filtrele de volum se subdivizează în continuare în:

• filtre lente ;
• filtre rapide .

Filtre lente

Filtrele lente sunt primul sistem de filtrare utilizat în potabilizare, dar în prezent sunt puțin utilizate. Filtrarea lentă poate fi utilizată în caz de turbiditate <10 ppm . Filtrele constau din rezervoare cilindrice din beton armat pe fundul cărora rafturi speciale, echipate cu o serie adecvată de găuri, susțin masa filtrantă.

Patul filtrant este format din nisip fin / foarte fin sau din alt material fin. Patul de filtrare este susținut de un strat subiacent de material, de asemenea, de filtrare, format dintr-un strat de pietriș grosier și straturi suprapuse de pietriș mai fin ( saltea de scurgere ).

În filtrele lente, acțiunea de filtrare este exercitată de pelicula biologică care se dezvoltă pe suprafața filtrului în 10-15 zile (timpul de maturare a filtrului). Filmul filtrant este foarte sensibil la perturbațiile mecanice și la contaminanții organici. În timpul perioadei de maturare a filmului, apa filtrată nu trebuie considerată potabilă. Debitul de apă în filtru are loc de sus, în timp ce debitul are loc de jos; viteza de filtrare este de ordinul 0,12 ÷ 0,40 m / oră. Acestea sunt în esență de tip gravitațional (filtre deschise). Când stratul de filtrare începe să se înfunde, este necesar să îl curățați, care are loc la fiecare 4 ÷ 6 săptămâni. Curățarea este manuală și constă în îndepărtarea primului strat de nisip, spălarea nisipului în rezervoare separate și reconstruirea patului filtrant.

Filtre rapide

Filtrele rapide sunt cele mai utilizate, mai ales în asociere cu alte tratamente, cum ar fi clarificarea (apa de suprafață) și îndepărtarea fierului și demanganizarea (apa adâncă) și pot trata un debit de intrare de 40 de ori mai mare decât cel al filtrelor lente.

Sunt adesea folosite atunci când turbiditatea este> 10 ppm. Filtrele rapide sunt identice cu filtrele lente; numai grosimea materialului care constituie patul de filtrare și salteaua de filtrare variază, pentru a face viteza de filtrare mai rapidă, egală cu 5-10 m / oră. În acest caz, filtrarea este mecanică. De regulă, paturile filtrante monostrat ( single media ) sunt utilizate pentru filtrele rapide constând din nisip fin de cuarț (50-80 cm grosime) susținut de o saltea filtrantă sau strat de drenaj , format din material mai grosier (de exemplu pietriș) cu o grosime de 20 ÷ 30 cm.

De asemenea, este posibil să se realizeze filtre formate din două straturi de filtrare a materialelor cu greutate specifică diferită ( mediu dublu ). De regulă, în acest caz stratul superior este realizat din antracit, care este mai ușor, iar cel inferior este făcut din nisip de cuarț. Stratul de antracit, fiind format din particule mai grosiere decât nisipul, protejează primele straturi de nisip de ocluzia rapidă.

După un anumit timp, particulele reținute încep să înfunde patul de drenaj, scăzând permeabilitatea acestuia și provocând, la un debit constant, o creștere a nivelului apei în rezervoarele de filtrare. Odată ce nivelul limită este depășit, stratul drenat trebuie supus spălării înapoi pentru a-i restabili eficiența.

În timpul spălării, apa și aerul sunt pompate de jos în sus prin conductele de apă clarificate. Intensitatea fluxului de spălare inversă trebuie să fie de așa natură încât să extindă materialul filtrant astfel încât impuritățile reținute în timpul fazei de filtrare să fie eliminate, dar trebuie să permită dispersarea materialului filtrant.

În timpul spălării înapoi filtrul are o expansiune egală cu aproximativ 10-20% din înălțimea patului, prin urmare, în faza de proiectare, acest fenomen trebuie luat în considerare pentru a evita pierderea materialului filtrant în timpul curățării acestuia. După spălarea înapoi, datorită greutății specifice diferite, materialele filtrante sunt rearanjate în mod natural prin reformarea celor două straturi originale. De regulă, filtrele trebuie spălate la fiecare 36 ÷ 48 de ore. Ele pot fi de tip gravitațional sau de presiune; în sistemele mari, acestea sunt în general deschise cu funcționarea gravitațională, în timp ce pentru utilizatorii mici pot fi utilizate filtre de presiune.

Având în vedere rapiditatea cu care unitățile de filtrare individuale devin saturate și, prin urmare, necesită spălare, într-o instalație de purificare, pentru a asigura continuitatea filtrării, se așteaptă să funcționeze din ce în ce mai multe filtre în paralel.

Tratamente fizice și chimice normale și extreme

Etape

Clarificarea constă în trei etape:

• clariflocularea;
• sedimentare sau clarificare secundară;
• filtrare rapida.

Primele două faze pot fi realizate în bazine separate sau într-un singur rezervor; în acest din urmă caz ​​vorbim de un singur bazin .
Comercial există diferite tipuri de bazine unice ale căror nume se schimbă în funcție de producător și proces, cum ar fi:

• accelator : proces de recirculare a nămolului;
• pulsator : proces de pat de noroi;
• ciclofloc : proces discontinuu cântărit de nisip fin;
• actiflo : proces discontinuu cântărit de nisip fin.

Clariflocularea

Clariflocularea este un tratament chimico-fizic care se adoptă pentru a elimina solidele suspendate nedimentabile de natură coloidală care nu pot fi eliminate cu tratamente fizice simple.

Cu acest tratament se elimină și solidele sedimentabile foarte fine, care nu pot fi eliminate, din motive economice, cu un tratament fizic simplu datorită vitezei lor de sedimentare extrem de reduse, care ar necesita coloniști mari. Cu acest tratament este, de asemenea, posibil să se îndepărteze silica coloidală prezentă în apa de origine superficială.

Cu clariflocularea este posibilă eliminarea tuturor acelor particule care provoacă turbiditatea apei și care pot influența negativ eficiența tratamentelor ulterioare. De fapt, prezența substanțelor suspendate, de exemplu, poate anula efectul dezinfectării finale, deoarece aceste particule pot proteja microorganismele împotriva acțiunii dezinfectanților.

În tratamentul cu clarifloculare, sunt exploatate proprietățile unor substanțe, numite coagulante , care, în anumite condiții de funcționare, formează compuși insolubili în apă cu o sarcină electrică de semn opus (sarcină pozitivă) comparativ cu cea a coloizilor care constituie turbiditatea care urmează să fie eliminat (încărcare negativă). Prin urmare, compușii coagulanți interacționează cu coloidii provocând formarea de micro fulgi.

Dacă apa tratată este agitată în mod corespunzător, micro-fulgii se agregează în continuare formând fulgi cu bune proprietăți de sedimentare care sunt târâți în jos de hidroxizii insolubili formați prin reacția sărurilor metalice, din care sunt făcuți coagulanții anorganici, cu ionii OH ^- prezent în apă.
Mai mult, fulgii, având o formă neregulată, în mișcarea lor descendentă captează particulele necoagulate creând un efect clarificator suplimentar. Micro-fulgii care nu se stabilesc sunt eliminați prin filtrare.

Coagulare

Coagularea este afectată de mai mulți factori, printre care:

• tip de coagulant;
• cantitatea de coagulant;
• cantitatea și caracteristicile turbidității;
• caracteristicile chimice ale apei;
• pH-ul apei.

În această primă fază sunt efectuate două operații:

• adăugarea de reactivi . Alegerea celor mai adecvați coagulanți și a concentrațiilor optime ale acestora, în funcție de caracteristicile chimice și fizice ale apei de tratat, după efectuarea testelor de borcan ;
• amestec rapid . Amestecarea trebuie să fie rapidă pentru a crea o mișcare rotitoare care să permită o bună dispersie a produsului. Timpul de amestecare trebuie să fie foarte scurt, aproximativ 1-5 min.

Tipul de agitație poate fi:

• mecanică (cu agitatoare cu pale sau cu elice sau cu turbine);
• pneumatic (prin suflarea aerului);
• hidraulice (prin intermediul pompelor).

Următoarele reacții au loc în timpul floculării:

în cazul sulfatului de aluminiu reacția este de tipul:

Al ₂ (SO ₄ ) ₃ + 3Ca (HCO ₃ ) ₂ → 2Al (OH) ₃ + 3CaSO ₄ + 6CO ₂

cu formare de hidroxid de aluminiu fulgios insolubil.

în cazul clorurii ferice:

2FeCl ₃ + 3Ca (OH) ₂ → 2Fe (OH) ₃ + 3CaCl ₂

cu formarea fulgilor grei de hidroxid feric.

Dacă alcalinitatea este insuficientă, o cantitate adecvată de hidroxid de calciu poate fi adăugată la floculant în același timp.

Este de preferat să aveți atâtea rezervoare câte reactivi trebuie adăugați în apă.

Atunci când plantele de clarifloculare se află în unități separate, bazinele de coagulare ( amestecarea rapidă ) sunt de obicei circulare în secțiune și pot avea un flux radial sau axial.

Floculare

Același subiect în detaliu: Floculare .

În această fază, efluentul de coagulare este supus agitării lente timp de aproximativ 20-25 min, pentru a favoriza agregarea micro-fulgilor în fulgi sedimentabili.

Pentru ca acest lucru să se întâmple, în apă se adaugă agenți de floculare speciali: cei mai utilizați astăzi sunt polielectrolitii.
Viteza de agitare nu trebuie să fie nici prea mică pentru a evita sedimentarea fulgilor, nici prea mare pentru a evita ruperea fulgului.

Agitarea lentă se obține prin utilizarea mixerelor mecanice (sistem dinamic) sau prin plasarea unei serii de deflectoare în rezervor (sistem static). Bazinele de floculare au o formă dreptunghiulară și pot fi:

• în etape: unde pentru a obține o eficiență mai mare rezervorul este împărțit în diferite zone în serie în care agitația scade progresiv.
• cu canale: au un debit orizontal, unde rezervorul este împărțit de partiții transversale pentru a forma un canal a cărui lățime crește treptat pentru a obține o viteză de curgere care scade treptat.

Coagulanți

Diferitele coagulante acționează în conformitate cu propriul lor mecanism chimico-fizic particular și complex, nu întotdeauna pe deplin cunoscut și interpretat. Cele mai utilizate sunt coagulanții anorganici, cum ar fi:

- următoarele săruri de aluminiu: sulfat de aluminiu Al ₂ (SO ₄ ) ₃ , clorură de aluminiu AlCl ₃ , policloruri de aluminiu bazice Al _n (OH) _m Cl _3n-m
- următoarele săruri de fier: clorura ferică _FeCl3, sulfat feric Fe ₂ (SO _{4) 3,} sulfat feros FeSO ₄
- hidroxid de calciu Ca (OH) ₂ numit var stins și oxid de calciu CaO numit var rapid.
Aceste substanțe, disociază, eliberează ioni Al ³⁺ sau Fe ³⁺ care, atunci când sunt combinați cu particulele coloidale , formează substanțe mai voluminoase care precipită împreună cu hidroxizii respectivi (care sunt, de asemenea, foarte voluminoși).
Reacția dintre coagulant și apa de tratat este influențată de temperatură, de exemplu în apa fierbinte are loc în câteva secunde, dar pentru temperaturi <4 ° C reacția este puternic încetinită.
Să analizăm diferiții coagulanți anorganici: Al ₂ (SO ₄ ) ₃ este cel mai frecvent reactiv și este eficient cu un pH cuprins între 6,5 și 7,5.
O reacție care apare în prezența bicarbonatului de calciu în apa de tratat este următoarea:

• Al ₂ (SO ₄ ) ₃ + 3Ca (HCO ₃ ) ₂ ↔ 3CaSO ₄ + 2Al (OH) ₃ + 6CO ₂

După cum se poate observa din reacție, acest coagulant determină o transformare a durității carbonice naturale (Ca (HCO ₃ ) ₂ ) a apei în duritate necarbonică (CaSO ₄ ), în plus, datorită formării dioxidului de carbon, apa tratată are caracteristici de apă agresivă .
Prezența de sodiu sau potasiu în apă afectează negativ coagularea prin deteriorarea fulgului.
Il solfato ferrico ha un comportamento molto simile a quello del cloruro ferrico ma ha il vantaggio di essere meno corrosivo ma ha lo svantaggio di essere molto costoso e di disciogliersi lentamente
È efficace con pH 4÷6 e pH 8,8÷9,2) e con acque a bassa temperatura.
La reazione principale è:

• Fe ₂ (SO ₄ ) ₃ + 3Ca(HCO ₃ ) ₂ ↔ 2Fe(OH) ₃ + 3CaSO ₄ + 6CO ₂

Come il solfato di alluminio provoca una trasformazione della durezza carbonica naturale dell'acqua in durezza non carbonica e rende l'acqua aggressiva. Trova applicazioni anche nei trattamenti di decolorazione di acqua a basso pH, nella rimozione del manganese ad alto pH, riduzione della silice e nell'addolcimento alla calce. Il cloruro ferrico ha lo svantaggio di essere corrosivo per i materiali ferrosi. È efficace con pH 4÷11.
La reazione principale è:

• 2FeCl ₃ + 3Ca(HCO ₃ ) ₂ ↔ 3CaCl ₂ + 2Fe(OH) ₃ +6CO ₂

A causa della formazione di anidride carbonica l'acqua diventa aggressiva.
Il solfato ferroso è il più economico tra i coagulanti. È adatto per acque con pH elevato e con un sufficiente tenore di ossigeno necessario all'ossidazione dell'idrato ferroso in ferrico che risulta insolubile.
Le reazioni principali sono:

• FeSO ₄ + Ca(HCO ₃ ) ₂ → Fe(OH) ₂ + CaSO ₄ + 2CO ₂
• 4Fe(OH) ₂ +O ₂ +4H ₂ O → 4Fe(OH) ₃ .

L'' alluminato di sodio è molto costoso e viene utilizzato anche nei trattamenti di addolcimento alla calce-soda specie nel caso di elevata durezza magnesiaca.

Flocculanti o coadiuvanti della flocculazione

In alcune acque, anche con un forte dosaggio di coagulante, non si riesce a sviluppare un fiocco di idonea densità .
In questi casi vengono aggiunti nell'acqua i coadiuvanti della coagulazione per favorire l'addensamento dei microfiocchi in fiocchi.
Tali flocculanti, aggiunti in piccole dosi, subito dopo ai coagulanti, migliorano il rendimento del processo influendo soprattutto:

• sulla rapidità di formazione dei fiocchi;
• sulle caratteristiche di fiocchi come dimensione e peso specifico;
• miglioramento della velocità di sedimentazione dei fiocchi.

I coadiuvanti più utilizzati sono i polielettroliti , macromolecole organiche ottenute attraverso processi di polimerizzazione , solubili in acqua o ben disperdibili, caratterizzati dalla presenza di gruppi carichi o almeno polari lungo tutta la catena.
La presenza di opportune cariche o di gruppi polari uniformemente distribuiti lungo la catena facilita l'aggregazione alla catena di microfiocchi già formati, formando dei fiocchi di maggiore dimensione. Sono prodotti naturali (amidi, polisaccaridi) o sintetici e possono essere ionici (cationici, anionici o polianfoliti) e non ionici (poliacrilammide).
Questi possono essere utilizzati anche come agenti coagulanti ma a causa del loro alto costo si preferisce utilizzarli in piccole dosi come flocculanti.
Oltre ai polielettroliti, sono frequentemente utilizzati come flocculanti anche quelli di natura inorganica come la bentonite, il carbone attivo in polvere (PAC), la silice attivata, l'alginato di sodio puro.

Sedimentazione secondaria o chiarificazione

Lo stesso argomento in dettaglio: Sedimentazione .

L'effluente della chiariflocculazione viene addotto nelle vasche di decantazione al fine di consentire la sedimentazione dei fiocchi e la loro eliminazione sotto forma di fanghi. Il tempo di ritenzione è dell'ordine di 2 - 8 ore e dipende dalla natura dei fiocchi. Esistono vari tipi di vasche di sedimentazione, chiamate anche chiarificatori , che possono essere classificate a flusso orizzontale ea flusso verticale; le prime sono di forma rettangolare le seconde circolari.

I fiocchi che si depositano sul fondo delle vasche formano il fango che si può rimuovere raccogliendolo con sistemi statici o dinamici. I primi consistono nel configurare il fondo della vasca a tramoggia (inclinazione delle pareti 1,5/1-2/1) in modo tale che il fango vi si possa accumulare naturalmente e dal quale viene estratto mediante pompe.

I sistemi dinamici, più utilizzati, consistono in rastrelli raschiatori che convogliano il fango nel punto del fondo vasca sagomato a tramoggia da cui il fango viene estratto mediante pompe. I fanghi estratti dai chiarificatori vengono inviati alla linea fanghi dell'impianto, mentre l'acqua chiarificata viene inviata al trattamento di filtrazione.

Filtrazione

La filtrazione post chiarificazione ha lo scopo di eliminare quei fiocchi e quei patogeni che non sono stati eliminati durante la sedimentazione.
Si utilizzano filtri rapidi a gravità con letto filtrante monostrato (sabbia quarzosa) o costituito da due materiali (antracite superiore e sabbia quarzosa inferiore) le cui caratteristiche sono state già descritte in precedenza.

Addolcimento

Come è noto, si definisce durezza di un'acqua il suo contenuto di ioni metallici bivalenti, essenzialmente Ca ²⁺ e Mg ²⁺ . La durezza non crea problemi per l'uso potabile ma essendo all'origine della formazione di incrostazioni, può danneggiare tubazioni, lavatrici, caldaie, ecc. e può creare problemi per particolari applicazioni industriali; pertanto in alcuni casi è necessario rimuoverla.

Il trattamento di rimozione della durezza si chiama addolcimento . L'eliminazione o la riduzione della durezza dell'acqua è indispensabile quando la durezza totale eccede i 50 gradi francesi . I possibili trattamenti di addolcimento possono essere suddivisi in due grandi categorie.

• metodi per scambio ionico : si basa sulla sostituzione di cationi di calcio e magnesio con i cationi sodio che formano sali molto più solubili, anche a temperature elevate (vedere di seguito).
• metodi per precipitazione tra i quali il metodo calce-soda.

Metodo per scambio ionico

Per ottenere questo, l'acqua viene fatta passare attraverso serbatoi cilindrici verticali detti addolcitori contenenti colonne di resine a scambio ionico. Queste sono costituite da minuscole sferette di resine scambiatrici preventivamente caricate con cloruro di sodio ( sale ); durante il passaggio le sferette rilasciano il sodio, adsorbendo il calcio e il magnesio. I vantaggi di questa operazione, in quanto il sodio non tende a precipitare sulle tubazioni, sono i seguenti: un funzionamento più efficiente degli elettrodomestici e minori guasti alle condutture idriche, con risparmi di energia elettrica , di sapone e di detersivi . Tuttavia gli addolcitori non depurano l'acqua, e la forte quantità di sodio dell'acqua addolcita ne sconsiglia fortemente l'uso alimentare. Recenti studi dimostrano che l'apporto di calcio e di magnesio contenuti naturalmente nell'acqua sono indispensabili per la salute umana. Il magnesio è responsabile di processi metabolici essenziali, mentre il calcio è efficace nella prevenzione dell'osteoporosi. L'innalzamento dei valori di sodio, inoltre, può causare problemi di ipertensione o provocare malattie cardiovascolari ^{[4] [5]} . Uno studio del British Regional Heart Study analizzò 253 città tra il 1969 e il 1973 ed indicò un valore di durezza ideale dell'acqua per uso alimentare pari a 17 gradi francesi. ^[6] Per questi motivi oggi si tende a realizzare impianti domestici o industriali nei quali l'acqua in arrivo viene inviata ad un addolcitore per tutti gli usi tecnologici e igienici, mentre per uso alimentare l'acqua dell'acquedotto non viene trattata oppure viene ulteriormente trattata da un apparecchio ad osmosi inversa. Se la provenienza dell'acqua non è igienicamente sicura se ad esempio, l'acqua proviene da un pozzo è necessario procedere preventivamente alla disinfezione tramite ozonizzazione, raggi UV o clorazione (vedere di seguito).

Metodo calce-soda

Il metodo per precipitazione più semplice e comunemente eseguito è il processo alla calce - soda . In pratica vengono utilizzati calce spenta (Ca(OH) ₂ ) e soda Solvay (Na ₂ CO ₃ ) in qualità di reagenti . La calce ha essenzialmente il compito di eliminare la durezza temporanea . L'idrossido di calcio provoca reazioni del tipo:

Ca(HCO ₃ ) ₂ + Ca(OH) ₂ → 2CaCO ₃ + 2H ₂ O

Mg(HCO ₃ ) ₂ + Ca(OH) ₂ → CaCO ₃ + Mg(OH) ₂ + H ₂ O + CO ₂

diminuendo in pratica la durezza temporanea dell'acqua precipitando il calcio e il magnesio come idrossidi insolubili.
La calce spenta inoltre trasforma la durezza permanente dovuta al magnesio in durezza calcica tramite la reazione:

MgSO ₄ + Ca(OH) ₂ → Mg(OH) ₂ + CaSO ₄

Infine la soda, che ha essenzialmente il compito di eliminare la durezza permanente, trasforma in carbonati insolubili i sali di calcio secondo la seguenti reazioni:

CaSO ₄ + Na ₂ CO ₃ → CaCO ₃ + Na ₂ SO ₄

Il carbonato di calcio precipita essendo poco solubile, mentre il solfato di sodio resta in soluzione, non potendo essere eliminata in questo processo ma comunque non da durezza. A contatto con il solfato di magnesio , invece, la soda determina la reazione:

MgSO ₄ + Na ₂ CO ₃ → MgCO ₃ + Na ₂ SO ₄

Come già accennato in precedenza il solfato di sodio resta e in soluzione, mentre il carbonato di magnesio può essere eliminato con la calce secondo la reazione descritta precedentemente, a proposito della durezza temporanea. I composti insolubili vengono poi eliminati tramite sedimentazione e poi filtrazione. La calce inoltre reagisce con l'eventuale anidride carbonica libera sciolta nell'acqua dando origine a carbonato di calcio insolubile. Questo processo è efficace anche per l'abbattimento del ferro e del manganese presenti nelle acque profonde. Se è richiesto il solo abbattimento della durezza temporanea si può fare ricorso alla sola calce.

Stabilizzazione o neutralizzazione

Le acque sono considerate stabili quando non depositano ne solubilizzano il carbonato di calcio.
Questo accade quando la seguente reazione è in equilibrio:

CaCO ₃ + H ₂ CO ₃ → Ca(HCO ₃ ) ₂

se però vi è un aumento del pH (diminuzione della concentrazione di H ⁺ ) la reazione si sposta verso sinistra e l'acqua assume un carattere incrostante mentre se il pH diminuisce, la reazione si sposta verso destra e l'acqua diventa aggressiva .

Un'acqua aggressiva può dare origine a fenomeni di corrosioni nelle tubazioni metalliche con effetto di colorazione giallo-rossastra dell'acqua, che e più evidente all'apertura di un rubinetto, dopo un prolungato tempo di chiusura, con inconvenienti identici a quelli provocati dalla presenza di ferro.

Un eccesso naturale di acido carbonico, conseguente ad una presenza elevata di anidride carbonica, è caratteristico delle acque di sorgente o proveniente da zone granitiche come ad esempio nella Valle D'Aosta, mentre acque ricche di carbonato di calcio sono quelle originate da zone carsiche come la Puglia.

Il parametro di controllo per valutare l'aggressività dell'acqua è l'indice di saturazione o indice di Langelier. Un'acqua aggressiva può causare la corrosione delle tubazione metalliche e cementizie mentre un'acqua incrostante può creare diversi problemi quali l'intasamento delle tubazioni e il deterioramento degli elettrodomestici (lavatrici, ecc.).

Per regolare la stabilità delle acque i trattamenti adottati sono i seguenti: per la neutralizzazione dell'acidità o deacidificazione , si può ottenere con:

• aerazione : usata per acque molto aggressive; serve ad eliminare parzialmente la CO ₂ innalzando il pH (vedere aerazione);
• filtrazione su materiali alcalini come frammenti di marmo , dolomite o calcare (vedere filtrazione);
• aggiunta di sostanze basiche come latte di calce, che ha anche la funzione di coadiuvare i trattamenti di coagulazione e di trasformare in composti insolubili i bicarbonati di calcio e magnesio (vedere metodo calce-soda). Si può usare anche idrato di calce in polvere.

La neutralizzazione dell'alcalinità viene attuata con l'impiego di sostanze acide; i più comuni antialcali sono l' acido solforico e l' acido cloridrico .

Deferrizzazione e demanganizzazione

Questi trattamenti rientrano tra i trattamenti chimici semplici e servono ad eliminare gli ioni solubili di ferro (Fe ²⁺ ) e manganese (Mn ²⁺ ) che conferiscono all'acqua un colore giallo-rossastro, che è causa di macchie e aloni su biancheria, sanitari, elettrodomestici, nonché un sapore metallico sgradevole. Gli ioni ferrosi e manganosi sono presenti principalmente nelle acque profonde povere di ossigeno.

In presenza di ossigeno, o altro ossidante, si ha la formazione di idrossidi insolubili che precipitando intorbidiscono l'acqua conferendogli un colore che può variare da giallo paglierino fino a rosso-marrone e si depositano sulle pareti interne delle tubazioni ostruendo le sezioni utile della condotta e supportando lo sviluppo dei ferrobatteri (ad esempio: Gallionella ferruginea , Crenotrix ).

I ferrobatteri, utilizzando il ferro precipitato come fonte energetica, proliferano formando una gelatina di colore rossastro sulla superficie interna dei tubi che ingrossandosi può ulteriormente aggravare l'intasamento delle tubazioni nonché alterare le caratteristiche organolettiche dell'acqua (odore e sapore).

Inoltre possono innescare la biocorrosione dei materiali metallici e la degradazione dei materiali cementizi. Nell'uso domestico il ferro contenuto nell'acqua macchia sanitari, rubinetteria e biancheria creando inconvenienti estetici e igienici, mentre in campo industriale può creare problemi ad esempio a concerie, cartiere o tintorie. Inoltre i composti insolubili determinano l'inquinamento delle resine a scambio ionico nei sistemi di addolcimento, riducendone drasticamente il ciclo di vita.

Questi trattamenti sono indispensabili per il trattamento dell'acqua destinata al consumo umano quando la quantità di questi due elementi è superiore ai limiti imposti dalla vigente normativa D.Lgs. n.31/2001 (ferro: 200 μg/l, manganese: 50 μg/l). I possibili trattamenti adottabili sono:

• scambio ionico : si utilizzano resine anioniche . Il potere di scambio è effettivo se il quantitativo di ossigeno disciolto è < 0,5 mg/l altrimenti si ha la precipitazione degli ossidi e l'avvelenamento delle resine. Per superare questo problema si accoppia lo scambio ionico con un trattamento di ossidazione (vedere in seguito)
• stabilizzazione con polifosfati : se il tenore totale di ferro e manganese è < 1 mg/l si può ricorrere semplicemente all'impiego di polifosfati per evitarne la precipitazione.
• ossidazione, precipitazione e filtrazione : prevede l'ossidazione del ferro e manganese ad ossidi insolubili e la loro eliminazione per filtrazione. I filtri utilizzati sono solitamente di sabbia manganizzata cioè impregnata di biossido di manganese che esplica attività catalitica. Come ossidanti si usano O ₂ , O ₃ , Cl ₂ , ClO ₂ , KMnO ₄ .

I trattamenti per abbattere il ferro e il manganese sono gli stessi ma per il secondo i tempi sono più lunghi.

Aerazione

Tra gli ossidanti il più comunemente utilizzato è l'ossigeno.
L'ossidazione si ottiene con il processo di aerazione (vedere aerazione) mediante insufflaggio di aria sotto forma di bolle minute in un'apposita vasca e l'eliminazione del precipitato mediante filtrazione.
L'ossidazione avviene secondo le seguenti reazioni:

• 2 Fe ²⁺ + ½ O ₂ + 5 H ₂ O → 2 Fe(OH) ₃ + 4 H ⁺
• 2 Mn ²⁺ + ½ O ₂ + 3 H ₂ O → 2 MnO(OH) + 4 H ⁺ .

Gli ossidi insolubili vengono eliminati mediante filtrazione.
L'ossidazione con aria si dimostra scarsamente efficace:

• con acque grezze contenenti ferro in combinazioni macromolecolari organiche o trasportato da microrganismi viventi,
• per eliminare il manganese.

In questi caso bisogna ricorrere al trattamento di ossidazione chimica (vedere ossidazione) molto più energico dell'aerazione.

Ossidazione

Come su accennato l'ossidazione chimica si usa, al posto dell'aerazione, quando questa non è sufficiente a ridurre a valori accettabili il ferro e il manganese presente nelle acque profonde.
L'ossidazione inoltre consente anche l'abbattimento dei microinquinanti organici.
In molti casi i prodotti utilizzati per la disinfezione possono essere utilizzati come agenti ossidanti.
I più utilizzati disinfettanti/ossidanti sono:

• il cloro gassoso - determina una diminuzione del pH;
• il biossido di cloro;
• l'ipoclorito di sodio - determina un aumento del pH;
• l'ozono.

Il cloro è adatto all'ossidazione di sostanze inorganiche ridotte come il ferro, ma anche nitrito, solfito, solfato ecc.
Se è necessaria una sostanza che abbia solo proprietà ossidanti, e non disinfettanti, si può utilizzare il permanganato di potassio che se sovradosato colora di rosa l'acqua trattata:

• 3Fe ²⁺ +MnO ₄ ^- + 4H ⁺ → MnO ₂ + 2Fe ³⁺ + 2H ₂ O

il cloro ed i cloroderivati sono preferibili come ossidanti, sia per ragioni economiche, sia per la facilità di impiego.
Gli ossidi insolubili che si vengono a formare sono eliminati con la filtrazione.
Mediante l'ossidazione si possono eliminare sostanze presenti nell'acqua grezza trasformandole in altre che non sono dannose o allontanandole come ad esempio i solfuri che possono essere ossidati a solfati, i cianuri che possono essere ossidati ad azoto e biossido di carbonio ed eliminati come gas.

Ossidazione catalitica

Il processo ossidativo si ottiene facendo passare l'acqua attraverso speciali filtri (filtri deferrizzatori, demanganizzatori), sia a gravità che a pressione, in grado di effettuare sia il processo di ossidazione di ferro e manganese che quello di filtrazione.

Il letto filtrante è costituito, nella sua composizione standard, da biossido di manganese ( pirolusite ), ottenuto dal lavaggio essiccatura e vagliatura del minerale selezionato per attività catalitica, che è un materiale a elevato potere ossidante, miscelato dal 20 al 50% con sabbia quarzosa, con potere meramente filtrante.

In questo caso è necessario che la granulometria dei due materiali si scelta adeguatamente per avere una perfetta miscelazione dopo i controlavaggi. Il biossido di manganese può essere utilizzato anche da solo. La pirolusite è idonea a trattare acque con pH > 6,2. A contatto con la pirolusite, il ferro e il manganese si ossidano trasformandosi in ossidi insolubili che vengono trattenuti dall'azione filtrante del filtro stesso.

Per accelerare il processo ossidativo, l'acqua può essere soggetta ad una ossidazione chimica preliminare al fine di ossidare il ferro consentendone quindi la sua eliminazione meramente meccanica nel letto filtrante. In presenza di sufficiente ossigeno la pirolusite è capace di promuovere da sola l'ossidazione dello ione ferroso. Per eliminare il manganese si possono utilizzare due processi:

• quello che non prevede una preossidazione. In questo caso la pirolusite ossida direttamente il manganese fino a quando viene completamente ridotta a monossido di manganese perdendo così le sue proprietà. Pertanto in questo caso è necessario procedere alla sua rigenerazione.
• quello che prevede la preossidazione dell'acqua trattata. In questo caso la pirolusite non ha bisogno di alcuna rigenerazione poiché agisce come catalizzatore.

I filtri vanno periodicamente assoggettati a controlavaggio per rimuovere gli ossidi precipitati. Bisogna osservare che la demanganizzazione richiede tempi di contatto maggiori rispetto alla deferizzazione. Con questi filtri si possono eliminare anche arsenico e idrogeno solforato. La masse filtrante/ossidante può essere costituita anche da zeoliti al manganese. Le zeoliti richiedono di essere rigenerate periodicamente con permanganato di potassio.

Desilicazione

La desilicazione si può ottenere durante i trattamenti di chiarificazione e di addolcimento aumentando il dosaggio dei reattivi.

Nel caso sia l'unico trattamento da eseguire si adotta lo scambio ionico con resine anioniche forti rigenerate con soluzioni di idrossido di sodio, cioè resine che contengono gruppi a carattere basico ( resine anioniche ) come i radicali ammonici quaternari ( resine anioniche forti ). Se indichiamo schematicamente la resina anionica con la formula RHO, risulta che un'acqua contenente ioni silicato (ione metasilicato) disciolti darà luogo, venendo a contatto con le resine, a reazioni del tipo:

• 2ROH + (SiO ₃ ) ^2- →R ₂ SiO ₄ +2OH ^-

Fluorurazione e defluorurazione

La presenza del fluoro nell'acqua può essere nociva se in concentrazioni elevate, non nociva se contenuta entro determinati limiti.

Per variare la concentrazione del fluoro presente nell'acqua si può procedere con i seguenti trattamenti chimici normali:

• fluorazione : si aggiungono all'acqua sostanze come il sodio fluoruro, il sodio fluosilicato o l'acido fluosalicilico.
• defluorazione : per ridurre il tasso di fluoro l'acqua viene fatta passare attraverso filtri ad alluminio attivo, idrato di allume, carbone attivo e membrane a scambio ionico.

Aerazione o strippaggio con aria

Aerazione nell' acqua artesiana

L' aerazione è un trattamento fisico naturale che viene frequentemente adottato per correggere la concentrazione di gas disciolti nelle acque grezze superficiali compresi i microinquinanti organici volatili come alcuni solventi clorurati. Questo trattamento consiste nell'insufflare aria nell'acqua allontanando in questo modo le sostanze gassose indesiderate.

Il trattamento si basa sulla legge di Dalton e sulla legge di Henry (la solubilità di un gas in un liquido a temperatura costante è direttamente proporzionale alla pressione parziale del gas stesso nella fase gassosa) pertanto insufflando aria si fa in modo che la pressione parziale dei gas ad essa estranei venga mantenuta a valori pressoché nulli e si provoca così la loro eliminazione dalla fase acquosa.

Sperimentalmente è stato notato che alcuni composti gassosi vengono rimossi più o meno facilmente rispetto a quello che sarebbe possibile prevedere sulla base dei valori della sola costante di Henry . Mediante lo strippaggio è possibile ad esempio:

• di eliminare le sostanze che alterano il sapore e l'odore (es. idrogeno solforato e sostanze organiche volatili);
• di eliminare le sostanze che aumentano l'aggressività delle acque (es. idrogeno solforato e anidride carbonica );
• di eliminare le sostanze che interagiscono con altri trattamenti (es. idrogeno solforato nella clorazione);
• di eliminare composti organici volatili sospettati di essere cancerogeni.

I rendimenti di rimozione dell'aerazione nei confronti dei microinquinanti organici sono molto buoni (90-95%). Viene anche utilizzato, negli impianti di potabilizzazione delle acque profonde per ossidare il ferro e il manganese disciolto (vedi deferrizzazione e demanganizzazione) in forme insolubili eliminabili con una successiva sedimentazione e filtrazione.

L'aerazione può determinare però l'introduzione nell'acqua trattata di batteri o altri contaminanti presenti nell'aria e inoltre tale trattamento genera una emissione aeriforme inquinante e pertanto bisognosa di un trattamento specifico prima della sua immissione nell'atmosfera. Di norma vengono utilizzati due tipologie di aeratori:

• aeratori a caduta d'acqua : possono essere a spruzzo, a piatti ea cascata:
  • aeratori a spruzzo : sono costituiti da ugelli di diametro 1÷1,5 pollici posti a distanza di 0,6÷3,6 m l'uno dall'altro con portata di 0,25÷0,5 m³/min. Questi ugelli sono posizionati su un platea in calcestruzzo armato. L'acqua viene spruzzata dagli ugelli, si polverizza aumentando la superficie di contatto con la fase gassosa, e di conseguenza la velocità del processo di degasaggio, per poi raccogliersi sulla platea;
  • aeratori a vassoi multipli o torri di strippaggio: sono i più utilizzati e sono costituiti da una torre a piatti perforati, distanti 10–75 cm, con eventuale riempimento di materiale come pietrisco, coke , ecc. L'acqua spruzzata dall'alto entra in contatto con l'aria soffiata dal basso e si raccoglie sul fondo della torre.
  • aeratori a cascata : consistono in genere in una struttura di calcestruzzo a gradini, su cui l'acqua ruscella. il carico idraulico è di 1÷3 m.
• aeratori a diffusione oa bolle d'aria : consistono in vasche profonde 2,5÷4,5 me larghe 3÷9 m con un rapporto larghezza profondità di 2/1 e tempo di detenzione di 10-30 min. Mediante diffusori porosi posti sul fondo della vasca viene insufflata aria.

L' ossigeno inoltre oltre ad ossidare ioni quali quelli ferrosi e manganosi che flocculano ossida anche le eventuali sostanze organiche.

• aeratori meccanici : utilizzano una girante motorizzata, sola o in combinazione con un sistema di iniezione d'aria.

Per ossidare preventivamente queste ultime si può usare per esempio l' ozono o il cloro ( (vedere trattamento di ossidazione).

Ossidazione

L'ossidazione avviene prevalentemente per via chimica anche se sono in via di sperimentazione quella per via fotochimica mediante raggi ultravioletti (vedi attinizzazione). L'ossidazione chimica permette l'abbattimento dei microinquinanti organici anche se in questo caso deve essere sempre attentamente valutata la possibilità che una incompleta ossidazione porti a degli intermedi di reazione parimenti o maggiormente tossici.

L'ossidazione chimica si usa inoltre al posto dell'aerazione quando questa non è sufficiente a ridurre a valori accettabili il ferro e il manganese presente nelle acque profonde (vedi deferrizzazione e demanganizzazione). In molti casi i prodotti utilizzati per la disinfezione possono essere utilizzati come agenti ossidanti.

I più utilizzati disinfettanti/ossidanti sono:

• il cloro gassoso - determina una diminuzione del pH;
• il biossido di cloro;
• l'ipoclorito di sodio - determina un aumento del pH;
• l'ozono.

Il cloro è adatto all'ossidazione di sostanze inorganiche ridotte come il ferro, ma anche nitrito, solfito, solfato ecc. In merito al manganese questo viene ossidato molto lentamente dal cloro, in questo caso si può procedere utilizzando un filtro rivestito di ossido di manganese.

Se è necessaria una sostanza che abbia solo proprietà ossidanti e non disinfettanti si utilizza il permanganato di potassio che però utilizzato in eccesso colora di rosa l'acqua trattata. Il cloro ed i cloroderivati sono preferibili come ossidanti, sia per ragioni economiche, sia per la facilità di impiego.

Gli ossidi insolubili vengono eliminati con la sedimentazione e la filtrazione. Mediante l'ossidazione si possono eliminare sostanze presenti nell'acqua grezza trasformandole in altre che non sono dannose o allontanandole; tra questi i solfuri che possono essere ossidati a solfati, i cianuri che possono essere ossidati ad azoto e biossido di carbonio ed eliminati come gas.

Trattamenti di affinazione

I trattamenti di affinazione sono trattamenti fisici e chimici adottati per correggere le caratteristiche organolettiche e la concentrazione di solidi disciolti.
Tali trattamenti si distinguono in:

• controllo dell'odore e sapore;
• demineralizzazione.

Oltre ai trattamenti tradizionali di seguito descritti, per l'affinamento esistono anche i processi a membrana , molto più efficaci di quelli tradizionali ma anche più costosi.
Pertanto le applicazioni delle membrane (che rientrano nella categoria dei filtri superficiali) è limitata a trattamenti di affinamento per la rimozione di inquinanti difficili da trattare con i metodi tradizionali.

Controllo dell'odore e del sapore

Le sostanze responsabili delle alterazioni dell'odore e del sapore sono normalmente le sostanze organiche volatili insature, gas disciolti (ad esempio idrogeno solforato) e microrganismi (ad esempio alghe, microviventi). Poiché l'odore e il sapore dell'acqua sono strettamente interconnessi, si utilizzano gli stessi trattamenti.

I trattamenti adottabili sono:

• aerazione : elimina i gas disciolti;
• chiariflocculazione : elimina le sostanze ei microrganismi in sospensione;
• disinfezione : elimina le alghe e gli altri microviventi;
• adsorbimento su carbone attivo : elimina le sostanze in soluzione anche in micro concentrazione.

I primi 3 trattamenti sono stati già descritti nei punti precedenti.

Adsorbimento su carbone attivo

Il trattamento su carbone attivo permette di eliminare dall'acqua sostanze microinquinanti organiche ed inorganiche (es. metalli pesanti, insetticidi e altri fitofarmaci, clorammine, trialometani , ecc.) che possono dare origine ad alterazione dell'odore e del sapore.

Il carbone attivo possiede al suo interno una miriade di canalini, pori e tasche dove le sostanze gassose o disciolte presenti in una soluzione formano legami fisici con la superficie del carbone e pertanto vi aderiscono. Questa proprietà si chiama adsorbimento ;il potere adsorbente di un solido è definito dall' isoterma di Freundlich . Le caratteristiche dei materiali adsorbenti sono:

• elevata superficie specifica -800-1200 m ² /g;
• piccole dimensioni del grano (pochi millimetri).

Per conferire questa proprietà al carbone (sia di origine vegetale che minerale), questo viene sottoposto ad un trattamento di attivazione che consistente in un riscaldamento in presenza di adatti reagenti e tendente a farne aumentare la superficie specifica.

L'adsorbimento su carbone attivo può avvenire:

• sul letto filtrante fisso o FAC (filtri a carboni attivi): si usa carbone attivo granulare o GAC ; in questo caso il carbone attivo può essere riattivato una volta esaurito e pertanto riutilizzato.

Per eliminare le sostanze che intasano il filtro, come per i filtri rapidi, si procede al controlavaggio , ma se si vuole eliminare le sostanze adsorbite che determinano l'esaurimento del carbone attivo, si deve procedere alla rigenerazione del materiale. La rigenerazione del carbone attivo granulare avviene o per via chimica mediante opportuni solventi o per via termica inviando il materiale in forni ad alta temperatura dove viene rigenerato per combustione in atmosfera di vapore acqueo.

Quest'ultima rigenerazione è la più usata e la meno costosa ma comporta una perdita di carbone variabile tra 5%-10%. I filtri su carbone attivo sono del tutto simili ai filtri rapidi per caratteristiche, dimensioni e parametri dimensionali. In alcuni casi due filtri sono disposti in serie: il primo in up-flow e il secondo in down-flow ; Un problema di questi filtri è la crescita di batteri sul carbone. L'eccessivo sviluppo microbico può causare, infatti, l'intasamento del filtro e, quindi, la conseguente indesiderata presenza di un alto quantitativo di batteri nell'acqua trattata.

• in sospensione : si usa carbone attivo in polvere o PAC ; in questo caso il carbone attivo viene introdotto nell'acqua ad esempio durante la chiariflocculazione funzionando anche da coadiuvante di coagulazione.

Il PAC viene perso insieme ai fanghi di supero pertanto il loro uso è più costoso però non favoriscono lo sviluppo batterico.

Demineralizzazione

Per molti impieghi come ad esempio:

• l'alimentazione di caldaie in pressione;
• l'industria farmaceutica;
• l'industria fotografica;
• l'industria elettronica.

non è sufficiente l'allontanamento delle sostanze in sospensione e dei sali che danno durezza ma bisogna procedere ad una drastica riduzione di tutte le sostanze disciolte, che salvo casi eccezionali, sono rappresentate quasi totalmente da sostanze inorganiche presenti in forma ionica.

Il metodo oggi disponibile per la dissalazione delle acque dolci superficiali e profonde è lo scambio ionico .

Scambio ionico

Schema di funzionamento di un demineralizzatore

Lo scambio ionico si basa sulla proprietà di alcune sostanze di natura organica, dette resine scambiatrici , insolubili in acqua, capaci di scambiare con l'acqua stessa atomi legati ai loro gruppi funzionali con gli ioni presenti in soluzione.

Le resine scambiatrici si dividono in:

• resine cationiche : sono capaci di cedere alla soluzione gli ioni H ⁺ e di asportarne cationi metallici (Na ⁺ ,Ca ²⁺ , Mg ²⁺ , ecc.)
• resine anioniche : sono capaci di cedere alla soluzione gli ioni OH ^- e di asportarne gli anioni in soluzione(Cl ^- ,SO ₄ ^2- , ecc.)

Queste resine possono essere naturali ( zeolite , glauconite ) e artificiali; le prime sono cationiche e si utilizzano prevalentemente per il trattamento di addolcimento, per le demineralizzazione si usano prevalentemente quelle artificiali.

Le resine, sia anioniche che cationiche, possono ancora suddividere in deboli e forti:

• resine cationiche deboli : sostituiscono con H ⁺ solo cationi che derivano da basi forti (es. Na ⁺ , K ⁺ );
• resine cationiche forti : sostituiscono con H ⁺ anche cationi che derivano da basi deboli (es. Ca ²⁺ , Mg ²⁺ );
• resine anioniche deboli : sostituiscono con OH ^- solo gli anioni che derivano da acidi forti (es. SO ₄ ^2- , Cl ^- ,NO ₃ ^- );
• resine anioniche forti : sostituiscono con OH ^- anche gli anioni che derivano da acidi deboli (HCO ₃ ^- , CO ₃ ^- ,SiO ₃ ^2- ).

Schematicamente le resine cationiche possono essere rappresentate con il simbolo RH , le anioniche con ROH .

Pertanto l'acqua contenente sali disciolti, venendo a contatto con le resine dà vita a reazioni del tipo:

• RH + Na ⁺ → RNa + H ⁺
• 2ROH + SO ₄ ^2- → R ₂ SO ₄ + 2OH ^-

Le resine si presentano sotto forma di granuli delle dimensioni di qualche millimetro, vengo posti in recipienti cilindrici di diametro variabile simili a filtri in pressione.

Le resine si considerano esaurite quando buona parte degli atomi di idrogeno e dei gruppi ossidrilici scambiati sono stati sostituiti e le razioni di scambio non possono più aver luogo.

A questo punto è necessario effettuare la loro rigenerazione.

Nel caso di resine cationiche la rigenerazione consiste nel contatto con una soluzione a concentrazione abbastanza elevata di ioni H ⁺ , ottenuta praticamente con una soluzione di acido cloridrico .

Nel caso di resine anioniche la soluzione è invece di idrossido di sodio (ioni OH ^- ).

In questo modo le reazioni su riportate si spostano verso sinistra e la resina si rigenera.

Disinfezione

Il trattamento di disinfezione ha lo scopo di distruggere completamente i microrganismi patogeni o di microrganismi indicatori della potenziale presenza di microrganismi patogeni. Questo trattamento è sempre presente nella potabilizzazione delle acque superficiali o trattate in apparecchiature all'aperto mentre per le acque profonde può essere presente se necessario. Di regola il trattamento di disinfezione è posto a valle di tutto il ciclo di potabilizzazione. Spesso, nel caso di acque superficiali, si può prevedere:

• una disinfezione iniziale (normalmente subito a valle dei trattamenti fisici semplici ) con l'obiettivo ad esempio di:
  • evitare la proliferazione di alghe e microrganismi dannosi per i successivi trattamenti. Si utilizza di norma l' ozono e il ClO ₂ mentre non sono adatti l'ipoclorito e il cloro gassoso poiché formano prodotti pericolosi ( trialometani o THM);
  • ossidare i composti inorganici (es. ferro, manganese, ammoniaca).
• una disinfezione finale (subito a valle dell'ultimo trattamento, es. post clorazione) al fine di abbattere i microrganismi residui e inoltre deve conferire persistenza cioè garantire la potabilità dell'acqua fino al rubinetto della singola utenza. Si usa l'ozonizzazione o l'irraggiamento con raggi ultravioletti seguiti da acido ipocloroso per la persistenza con dosaggi proporzionali al percorso che deve seguire l'acqua fino alle utenze. si può anche utilizzare solo biossido di cloro o acido ipocloroso .

I trattamenti usualmente impiegati sono:

• trattamenti chimici:
  • la clorazione;
  • la cloro-ammoniazione,
  • l'ozonizzazione;
• trattamenti fisici:

  l'irraggiamento con raggi ultravioletti (UVC) o attinizzazione;

  • processi oligodinamici.

Tale trattamento viene usato sempre anche negli impianti di depurazione anche se non scopi diversi, infatti nel trattamento delle acque reflue la disinfezione serve a ridurre la carica batterica entro i limiti richiesti dalla normativa vigente per il mantenimento degli standard qualitativi del corpo ricettore (mare, fiumi, laghi, suolo).

Clorazione

È il trattamento di disinfezione più diffuso che garantisce l'igienicità dell'acqua per tutto il suo percorso fino all'utenza, ma può generare sottoprodotti tossici e altera il sapore dell'acqua.

Azione disinfettante

L'azione battericida è svolta dal cloro e dai suoi derivati (ipocloriti e biossido di cloro). Tale azione si estrinseca come azione ossidante e tossica sul protoplasma della cellula e soprattutto come azione inibitrice dei processi enzimatici ; l'azione ossidante è importante per la distruzione dei virus mentre l'azione tossica ed inibitrice determina il blocco del metabolismo dei batteri .

Per contro il cloro è inadatto all'inattivazione di spore batteriche e protozoi (es. cryptosporidium parvum ); per questi tipi di microrganismi risultano più efficaci, l'ozonizzazione, l'attinizzazione e la filtrazione su membrana .

Affinché l'azione della clorazione risulti efficace è importante che la torbidità dell'acqua sia bassa per evitare che i microrganismi non si aggreghino alle particelle sottraendosi così all'azione del disinfettante. L'agente disinfettante è l' acido ipocloroso che si ottiene sciogliendo clorogas o gli ipocloriti - ma non il biossido di cloro la cui azione battericida è diversa - in acqua secondo le seguenti relazioni:

Cl ₂ + H ₂ O → H ⁺ + Cl ^- + HClO

NaClO + H ₂ O → H ⁺ + OH ^- + HClO

La dissociazione dell'acido ipocloroso in ione clorito o ipocloritione (ClO ^- ), avviene secondo la seguente reazione:

HClO → H ⁺ + ClO ^-

e di conseguenza l'azione disinfettante del clorogas o degli ipocloriti, è fortemente influenzato dal pH . Infatti poiché l'azione disinfettante legata alla forma indissociata dell'acido ipocloroso, essendo lo ione clorito privo di effetti disinfettanti, questa sarà più efficace nelle acque con pH più basso. Con un pH < 5 si ha un grado di dissociazione di HClO praticamente nullo mentre passando a pH = 8 il grado di dissociazione è pari a circa il 70-80%. La reattività del biossido di cloro è invece indipendente dal pH.

Azione ossidante

Il clorogas e gli ipocloriti, come già accennato in precedenza, sono adatti all'ossidazione di sostanze inorganiche ridotte come: ferro, manganese, solfato, solfito, nitrito, ecc. La velocità di ossidazione del manganese è però lenta.

Inoltre il cloro ossida il bromuro e lo ioduro generando come sottoprodotti i bromati e gli iodati, reagiscono con l'ammonio formando clorammine, le quali hanno un potere disinfettante anche se inferiore a quello del cloro.

Il cloro è però inadatto all'ossidazione dei composti organici poiché danno origine a dei sottoprodotti clorati che possono essere più pericolosi delle sostanze da cui derivano (es. trialometani).

La presenza di fenoli può creare sottoprodotti (clorofenoli) che alterano il sapore e l'odore dell'acqua.

Il biossido di cloro invece oltre al ferro ossida efficacemente anche il manganese trasformandoli in ossidi insolubili facilmente eliminabili mediante filtrazione.

Inoltre questa sostanza non ossida il bromuro non creando bromati o altri prodotti bromorganici e non reagisce con l'ammonio - non si formano clorammine. Infine ossida efficacemente i fenoli e tutti quei composti che alterano il sapore e l'odore e decolora efficacemente gli acidi umici e fulvici. Non forma trialometani .

Dosaggio

Per clororichiesta si intende la quantità necessaria di cloro per una completa potabilizzazione dell'acqua. Il cloro viene aggiunto all'acqua fino a che la domanda di cloro presentata dalle sostanze organiche disciolte sia soddisfatta, tutta l'ammoniaca presente sia stata ossidata e rimanga in soluzione un residuo di cloro libero.

Si raggiunge il punto di viraggio o punto di rottura ( break point ) quando il tenore di cloro libero presente nell'acqua aumenta proporzionalmente alla dose di cloro introdotta (diagramma di clorazione: cloro aggiunto-cloro residuo). La presenza nell'acqua di cloro libero è importante per rendere l'acqua batteriologicamente pura fino al rubinetto delle utenze, prevenendo inquinamenti accidentali lungo il percorso dell'acqua.

Può capitare però che dosaggi sbagliati in eccesso facciano acquisire all'acqua sapore e odore sgradevoli dovuti al cloro o ai clorofenoli e inoltre può danneggiare l'apparato digerente.

I cloratori sono pompe dosatrici di cloro , solitamente sotto forma di ipoclorito di sodio . Questi erogano quantità dosate di cloro per corrispettivi volumi di acqua in transito.

Cloro gassoso

Il cloro gassoso è molto aggressivo e corrosivo e pertanto devono essere prese tutte le precauzioni necessarie per evitare eventuali fughe.
Può essere aggiunto:

• tal quale: è più economico ma è poco efficiente per la scarsa dissoluzione del clorogas;
• il soluzione: acqua di cloro ottenuta dalla dissoluzione di cloro in acqua.

Il cloro gassoso può formare trialometani (THM) e acidi aloacetici (HAAs).
Il cloro gassoso è poco adatto per i piccoli acquedotti a causa della sua difficile manipolazione.

Ipocloriti

L'utilizzo di ipocloriti è più costoso del clorogas e risulta più competitivo di questo nel caso di disinfezione saltuaria e per piccoli impianti.
Gli ipocloriti più utilizzati sono quello di sodio, di calcio e di potassio.
L'ipoclorito di sodio utilizzata a scopo potabile deve essere conforme alla norma UNI EN 901.
Come il cloro gassoso può formare trialometani (THM) e acidi aloacetici.

Biossido di cloro

Il biossido di cloro essendo fortemente instabile e di difficile formazione viene prodotto in apposti reattori, al momento dell'utilizzo partendo da clorito di sodio e acido cloridrico secondo la seguente reazione:

• 5NaClO ₂ + 4HCl → 5NaCl + 4ClO ₂ + 2H ₂ O

Nuove tecnologie prevedono anche la generazione di biossido di cloro partendo da clorato di sodio e acido solforico in presenza di acqua ossigenata secondo la seguente reazione:

2NaClO ₃ + H ₂ SO ₄ + H ₂ O ₂ → 2ClO ₂ + O ₂ + Na ₂ SO ₄ + 2H ₂ O

Il biossido di cloro rispetto al cloro ha i seguenti vantaggi:

• ha un potere ossidante maggiore del cloro;
• ha il vantaggio di non formare trialometani e acidi aloacetici;
• agisce efficacemente contro batteri, virus e spore che il cloro non riesce ad eliminare;
• l'effetto sporicidico e virulicido del biossido di cloro è molto elevato rispetto ad una concentrazione uguale di cloro;
• è più efficace del clorogas per l'inattivazione del cryptosporidium parvum che con il clorogas riesce a controllare solo a alti dosaggi;
• non ha una reazione con l'ammonio o con suoi leganti, mentre il cloro reagisce con l'ammonio e crea ammidi di cloro che hanno un effetto negativo per la disinfezione dell'acqua potabile;
• non ha inoltre l'odore tipico del cloro;
• la sua reattività non dipende dal pH dell'acqua.

Tuttavia anche il biossido di cloro presenta dei problemi infatti è più costoso e l'NaClO ₂ non reagito potrebbe formare cloriti o clorati, che sono potenti agenti mutageni .

Tecniche di clorazione

Le tecniche usualmente impiegate sono:

• la preclorazione;
• la super clorazione;
• la clorazione frazionata;
• la postclorazione o clorazione standard.

Preclorazione

Prevede l'aggiunta di cloro a monte della filtrazione (trattamento di chiariflocculazione) in quantità tale che non si abbia cloro residuo a valle del filtro.

Con questa tecnica si hanno i seguenti vantaggi:

• riduzione della carica batterica;
• controllo della crescita delle alghe;
• distruzione dell' idrogeno solforato e di altre sostanze che possono influenzare il colore e il sapore dell'acqua;
• ossidazione di composti inorganici (ferro, manganese, ammoniaca).

Questa tecnica è bene che sia seguita sempre da una postclorazione per garantire la potabilità dell'acqua prodotta.

Superclorazione

Prevede l'aggiunta occasionale di cloro ad alte concentrazioni(o in un punto del ciclo di potabilizzazione - di regola dopo la filtrazione - o frazionata in più punti dell'impianto) al fine della rimozione degli odori e dei sapori.

Per rimuovere l'eccesso di cloro che rimane nell'acqua si effettua una declorazione mediante ad esempio:

• adsorbimento su carbone attivo;
• aggiunta di sostanze riducenti come il tiosolfato di sodio , il metabisolfato di sodio , il solfito di sodio , il bisolfito di sodio , l' ammoniaca acquosa, l' anidride solforosa ;
• aerazione.

Clorazione frazionata

Prevede l'aggiunta di cloro ad alte concentrazioni in due punti distinti dell'impianto.

Con questa tecnica si hanno i seguenti vantaggi:

• riduzione della carica batterica sui filtri;
• controllo della crescita delle alghe sui filtri;
• riduzione del sapore e dell'odore.

Sulla flora batterica, l'azione del cloro a alte concentrazioni per tempi brevi è più efficace di un'esposizione per tempi lunghi a basse concentrazioni come avviene ad esempio in una preclorazione.

Postclorazione

Prevede l'aggiunta di cloro a valle della filtrazione (trattamento di chiariflocculazione).
In questo caso la quantità di cloro è minima essendo stato già abbattuto la quasi totalità delle sostanze organiche presenti nell'acqua grezza e pertanto l'azione del cloro si concentra solo sulla flora batterica presente.
Come disinfettante viene frequentemente preferito l'ipoclorito di sodio.

Cloroammoniazione

La cloroammoniazione sfrutta l'azione battericida delle clorammine prodotte dall' ammoniaca e dal cloro aggiunto separatamente all'acqua.

L'acido ipocloroso, che si forma per aggiunta di cloro nell'acqua, si combina con l'azoto ammoniacale formando mono e diclorammine secondo la seguente reazione (per le monocloroammine):

• NH ₃ + HClO →NH ₂ Cl +H ₂ O

Poiché l'azione battericida è più lenta di quella del cloro, specialmente per pH elevati, il tempo di contatto con l'acqua deve essere più lungo (1 - 2 ore).

Il trattamento di cloroammoniziaone però garantisce una percentuale di cloro residuo libero più elevata rispetto a quella del cloro, garantendo così una maggiore sicurezza contro gli inquinamenti accidentali senza alterare le proprietà organolettiche dell'acqua.

Inoltre non produce quantità significanti di trialometani.

Ozonizzazione

L'ozonizzazione è una tecnica di disinfezione delle acque che impiega ozono (O ₃ ).
L'azione ossidante dell'ozono avviene in due modi: direttamente tramite O ₃ (selettiva) e attraverso il radicale OH di formazione secondaria (non selettiva).

Vantaggi e svantaggi

L'ozono rispetto al cloro:

• ha una maggiore efficacia nei confronti di batteri e virus e in concentrazione elevata anche nei confronti dei protozoi;
• non determina l'insorgere di cattivi odori e sapori;
• se l'ozonizzazione è ben eseguita garantisce una quantità molto ridotta di sottoprodotti pericolosi per la salute umana (vedere sottoprodotti della disinfezione) e la distruzione di cattivi odori.

Inoltre l'utilizzo dell'ozono porta all'ossidazione e alla conseguente rimozione delle sostanze inorganiche presenti nell'acqua, come il ferro, il manganese (vedere deferrizzazione e demanganizzazione) il cianuro, l'arsenico.

Provvede alla distruzione di diversi microinquinanti organici - come fitofarmaci , fenoli e detergenti - in maniera più efficace del cloro; infatti risulta più attivo nella demolizione di molecole complesse. Ha però l'inconveniente di avere un costo elevato e avendo un decadimento rapido, non consente una copertura igienica dell'acqua fino all'utenza e pertanto non può essere l'unico trattamento di disinfezione. Infine in presenza di acque contenenti bromuri dà origine a bromati che rientrano tra i sottoprodotti della disinfezione (vedere sottoprodotti della disinfezione).

Impiego

Questo gas essendo instabile e non potendo essere stoccato e trasportato deve essere prodotto nel luogo di trattamento mediante ozonizzatore. Nei generatori di ozono, l'aria prelevata dall'esterno, viene sottoposta inizialmente ad una deumidificazione spinta. Successivamente, all'interno del generatore, il flusso viene investito da scariche elettriche ad alto voltaggio che fanno arricchire l'aria di ozono, infatti l'energia fornita consente ad una parte delle molecole d'ossigeno di essere scisse in due molecole omologhe dette radicali che sono particolarmente elettronegative, secondo la reazione:

• O ₂ +en → 2O•

ciascun radicale andrà ad unirsi ad una molecola di ossigeno per dare ozono, una molecola trivalente molto aggressiva e instabile:

• O•+O ₂ → O3

L'ozono è una molecola instabile e la sua azione disinfettante risulta dall'ossigeno nascente, altamente ossidante, che si libera nella seguente reazione di dissociazione:

• O ₃ → O ₂

L'ozono ha una bassa solubilità nell'acqua ed essendo questo gas tossico e corrosivo, deve essere immesso nella corrente dal basso verso l'alto per aumentarne la miscelazione.

L'immissione nella corrente avviene per insufflaggio, attraverso una rete di piastre in ceramica porosa poste sul fondo della camera di contatto.

Il contatto acqua-aria ozonata, e pertanto la soluzione dell'ozono, avviene sulla superficie delle numerose bollicine che risalgono in superficie. La parte di aria ozonata in eccesso viene recuperata nella parte superiore della camera di contatto e rimessa in circolo. L'ozonizzazione può essere effettuata anche all'acqua grezza in ingresso all'impianto. In questo modo si previene la formazione e lo sviluppo di popolazioni batteriche ed algali, e si riesce a mantenere tutte le sezioni dell'impianto di potabilizzazione in condizioni di massima pulizia.

Attinizzazione

lampada a mercurio

L'attinizzazione sfrutta l'azione battericida dei raggi ultravioletti emanati da lampade a vapori di mercurio a bassa pressione. L'uso di raggi UV consente di distruggere le molecole indispensabili per i processi metabolici del DNA batterico.

I raggi UV hanno un potere biocida elevatissimo nei confronti di batteri, spore, virus, funghi, nematodi. L'efficacia massima la si ha mediante l'uso di lunghezza d'onda (λ) intorno ai 250 nanometri corrispondente agli UV C e con una densità di flusso radiativo di almeno 6000 µW/cm ² (microWatt per centimetro quadrato). Poiché le lampade usate normalmente perdono efficacia nel corso del tempo si usano lampade con densità di flusso radiativo molto superiore.

Questo trattamento è efficace a condizione che l'acqua sia sufficientemente limpida (SST< 30 mg/l), e perciò i raggi luminosi possano permearla completamente, poiché l'energia radiante viene intercettata dalle particelle sospese.

Tecnica

Il trattamento consiste nell'esporre l'acqua perfettamente limpida per 1-3 secondi ai raggi UV-C, e poiché la penetrazione dei raggi è limitata l'acqua deve scorrere in lama < 10 cm. L'esposizione delle acque ai raggi ultravioletti può avvenire sostanzialmente in due modi.

Nel primo caso l'acqua scorre all'interno di un reattore tubolare, sigillato e in pressione, in cui è posta la lampada; nel secondo caso l'acqua scorre su una superficie riflettente e al di sopra di questa è posta la lampada.

Vantaggi e svantaggi

L'utilizzo dei raggi ultravioletti ha il vantaggio di non dover aggiungere sostanze chimiche, causa della modifica delle proprietà organolettiche dell'acqua, ma nel contempo ha lo svantaggio dei costi elevati, della necessità di acqua relativamente limpida e del non garantire la persistenza e pertanto non può essere l'unico trattamento di disinfezione. Infine risulta adatto per trattare piccole portate.

Processi oligodinamici

I processi oligodinamici o sterilizzazione ione d'argento, ancora in via di sperimentazione, sfruttano l'azione inibitrice sulla vita batterica dell'argento (effetto oligodinamico.)
Per la sterilizzazione l'argento viene disposto su sabbia, porcellana o candele ceramiche o aggiunto direttamente all'acqua.

Sottoprodotti della disinfezione

La disinfezione può determinare la produzione di sottoprodotti, detti DBPs - dall'inglese Disinfection By-Products , che risultano dei contaminati dell'acqua potabile che possono conferire a questa odori e sapori sgradevoli ma possono anche avere effetti nocivi per la salute (prodotti cancerogeni).
Infatti i disinfettanti formano, con alcune sostanze organiche e/o inorganiche presenti nell'acqua, composti di tipo:

• organo-alogenati - es. i trialometani (THM)
• inorganici - es. i cloriti
• non alogenati - es. il benzene .

I fattori che influenzano la formazione dei DPBs sono la tipologia, la dose del disinfettante e il residuo di disinfezione.
Come si è visto in precedenza il cloro gassoso e gli ipocloriti formano acido ipocloroso il quale può dare origine a DBP come:

• organo-alogenati tra i quali i principali sono:
  • i trialometani (THMs)
  • gli acidi aloacetici (HAAs)
• inorganici:
  • clorati (specialmente con ipocloriti)
• non alogenati:
  • aldeidi
  • benzene .

Il biossido di cloro forma principalmente composti inorganici come i cloriti ei clorati, mentre le clorammine possono dare origine ad esempio a alogenotrili, clorammine organiche, come composti organo-alogenati, mentre come composti inorganici possono formare nitriti, nitrati, clorati e idrazina, mentre tra i composti non alogenati figurano aldeidi e chetoni .
L'ozono può dare origine tra l'altro a bromoformio, acetone come composti del primo gruppo, clorati, iodati e bromati come composti inorganici e aldeidi e chetoni come composti dell'ultimo gruppo.

Trialometani

Tra i sottoprodotti più pericolosi della disinfezione troviamo i trialometani o THMs (TriHaloMethanes). Quelli principalmente presenti nell'acqua potabile sono: cloroformio , bromoformio , bromodiclorometano, dibromoclorometano. Queste sostanze sono sospettate di creare danni al fegato, reni e al sistema nervoso centrale e sono inoltre considerati cancerogeni per l'uomo (2B per la IARC - probabile cancerogeno). Si formano per reazione tra il cloro e la materia organica presente nell'acqua; si possono formare anche per reazione col propanone (sotto prodotto dell'ozono). Il D.lgs n.31/2001 prevede un limite massimo di trialomentani pari a 30 µg/L.

Acidi aloacetici

Sia il cloro gassoso che gli ipocloriti reagendo con il propanone presente nell'acqua possono formare gli acidi aloacetici o HAAs dall'inglese HaloAceticAcids .
i principali HAAs sono:

• l'acido monocloracetico;
• l'acido dicloroacetico;
• l'acido tricloroacetico;
• l'acido monobromoacetico;
• l'acido dibromoacetico.

Anche queste sostanze sono sospettate di causare il cancro nell'uomo.
Tali sostanze non sono regolamentate dal D.lgs n.31/2001 di recepimento della Dir. 98/83/CE "relativa alla qualità delle acque destinate al consumo umano", ma dovranno esserlo nell'emanando provvedimento con cui, entro il 12/1/2023, dovrà essere recepita la Dir. (UE)2020/2184 avente lo stesso argomento e che ha abrogato la Dir. 98/83/CE.

Schemi tipo di impianti linea acqua

Impianti per acque superficiali

Le acque superficiali normalmente sono notevolmente contaminate.

Sono presenti contaminanti di origine naturale come alcuni solidi sospesi (torbidità), sostanze organiche e microinquinanti di origine antropica oltre ad una elevata carica microbica. La normativa vigente (art. 80 D.lgs n. 152/2006 e smi) regola le acque dolci superficiali destinate alla produzione di acqua potabile.

In tal senso le acque superficiali vengono classificate in 3 categorie, secondo le loro caratteristiche fisiche, chimiche e microbiologiche (allegato 1/A del suddetto D.lgs) - A1,A2,A3.

Per ognuna di queste categorie vengono stabiliti i trattamenti specifici di potabilizzazione:

• A1 - trattamento fisico semplice e disinfezione;
• A2 - trattamento fisico e chimico normale e disinfezione;
• A3 - trattamento fisico e chimico spinto, trattamento di affinamento e disinfezione.

Un impianto tipo per acqua superficiali di categoria A1 può essere costituito dai seguenti trattamenti:

• pretrattamenti;
• filtrazione;
• disinfezione.

Un impianto tipo per acqua superficiali di categoria A2 può essere costituito dai seguenti trattamenti:

• pretrattamenti;
• pre disinfezione;
• chiariflocculazione;
• sedimentazione;
• filtrazione;
• disinfezione.

Un impianto tipo per acqua superficiali di categoria A3 può essere costituito dai seguenti trattamenti:

• pretrattamenti;
• pre disinfezione;
• chiariflocculazione;
• sedimentazione;
• filtrazione;
• rimozione micro inquinanti organici (adsorbimento su carbone attivo, strippaggio, ossidazione);
• disinfezione.

I pretrattamenti sono costituiti essenzialmente da una combinazione idonea di trattamenti fisici semplici.

Nel caso in cui il valore della portata affluente all'impianto o la relativa temperatura o concentrazione degli inquinanti è molto variabile è buona norma inserire nei pretrattamenti (di regola dopo la misurazione di portata) anche l' equalizzazione .

Equalizzazione

L'equalizzazione si utilizza in quei casi in cui esistono variazioni marcate di portata affluente, della temperatura dell'acqua e della concentrazione degli inquinanti.

Il bacino di equalizzazione consiste in una vasca di accumulo del quale avviene una miscelazione effettuata attraverso deflettori, agitatori meccanici o aerazione.

Il primo metodo è il più utilizzato e meno costoso ed evita la formazione di cortocircuiti però non garantisce una miscelazione efficiente; il secondo garantisce la miscelazione più efficienti ed è raccomandato per piccoli bacini infine il terzo metodo è quello che causa il maggior consumo di energia.

Dalla vasca di equalizzazione si avrà un effluente a portata, concentrazione di inquinanti e temperatura, costante.

Impianti per acque profonde

Le acque di origine profonda sono più pure di quelle superficiali e pertanto contengono principalmente sostanze di origine naturale.

Infatti possono contenere ferro e manganese; nel caso di acque profonde in aree vulcaniche e/o termali possono contenere anche idrogeno solforato , che oltre a conferire all'acqua un cattivo odore può causare la corrosione dei materiali metallici, e solfati che conferiscono all'acqua un sapore amarognolo.

Nel caso in cui la falda profondo poggia sull'acqua di mare (come accade in Puglia ) l'acqua potrebbe contenere anche dei cloruri qualora per cause antropiche si dovesse rompere l'interfaccia.

Comunque l'acqua profonda può contenere anche contaminanti di origine antropica come nitrati , fitofarmaci , organoalogenati.

Un impianto è sicuramente meno complesso di quello per acque superficiali e una tipologia può essere costituita dai seguenti trattamenti:

• ossidazione;
• adsorbimento su carboni attivi;
• disinfezione;
• accumulo finale.

Trattamento dei fanghi di risulta

I fanghi provenienti dai vari trattamenti di potabilizzazione (grigliatura, sedimentazione, chiariflocculazione, ecc.) subiscono di norma dei trattamenti di tipo chimico, biologico o fisico/termico prima del loro smaltimento finale/riutilizzo.
L'obiettivo primario del trattamento dei fanghi è quello:

• di stabilizzare le sostanze organiche, se presenti, in modo garantire uno smaltimento privo di inconvenienti igienico/ambientali;
• di ridurre al minimo il volume dei fanghi, aumentandone la frazione solida, in modo da rendere minimo il costo del trasporto e gli oneri dello smaltimento.

I processi di trattamento dei fanghi possono essere suddivisi in due grandi categorie:

• i processi di separazione che hanno lo scopo di allontanare parte della frazione liquida dalla frazione solida dei fanghi;
• i processi di conversione che hanno lo scopo di modificare le caratteristiche di fanghi per facilitarne i trattamenti successivi.

I trattamenti utilizzati comunemente possono appartenere o ad una sola delle due categorie (es. condizionamento) o ad entrambe contemporaneamente (es. incenerimento).
La linea fanghi di un impianto di potabilizzazione può essere costituito dai seguenti trattamenti:

• ispessimento a gravità: viene realizzato all'interno dei bacini di ispessimento e ha lo scopo di ridurre il contenuto di umidità dei fanghi freschi da destinarsi alla successiva fase di disidratazione;
• condizionamento : è un trattamento propedeutico al trattamento di disidratazione meccanica dei fanghi e consiste nell'aggiunta di polimeri o altri coadiuvanti chimici (es. cloruro ferrico , calce , ecc.). Il condizionamento consente principalmente una maggiore disidratabilità dei fanghi durante la disidratazione meccanica e pertanto una maggiore concentrazione di secco.
• disidratazione meccanica (centrifugazione, filtropressatura, ecc.): consiste nella riduzione ulteriore del tenore di umidità dei fanghi ispessiti al fine del loro smaltimento come rifiuto speciale inerte.

L'acqua di risulta; acqua madre , separata durante il processo viene riciclata in testa all'impianto.

Smaltimento dei fanghi

Il fango dopo i cicli di trattamenti di cui sopra, può essere smaltito:

• mediante incenerimento ;
• in discariche controllate di rifiuti speciali;

oppure riutilizzato:

• sul suolo adibito ad uso agricolo;
• sul suolo non adibito ad uso agricolo;
• negli impianti di compostaggio .

Curiosità

Questa sezione contiene «curiosità» da riorganizzare. Contribuisci a migliorarla integrando se possibile le informazioni all'interno dei paragrafi della voce e rimuovendo quelle inappropriate .

Vasca contenente alcune trote arcobaleno ( Oncorhynchus mykiss ) utilizzate per rilevare inquinamenti acuti

All'interno degli impianti di potabilizzazione spesso vengono poste delle vasche, contenenti trote arcobaleno , in cui viene immessa l'acqua potabilizzata.
Le trote, essendo sensibili a diversi inquinanti (ad esempio erbicidi ), consentono di individuare eventuali inquinamenti acuti.

Note

Bibliografia

• Giuseppe Banchi, Gallini Carla, Gieri Rizzeri Carmela, Materiali da Costruzione , Firenze, Le Monnier, 1995.
• ( EN ) Robert Perry , Don W. Green, Perry's Chemical Engineers' Handbook , 8ª ed., McGraw-Hill, 2007, ISBN 0-07-142294-3 .
• Manuale di ingegneria civile: vol I - ESAC
• Giuseppe C. Frega, Lezioni di acquedotti e fognature , Liguori Editore.

Normativa

• DPR n.236 del 24.05.1988: Attuazione della direttiva CEE numero 80/778 concernente la qualità delle acque destinate al consumo umano, ai sensi dell'art. 15 della L. 16 aprile 1987, n. 183 (modificato in un secondo momento dal D.Lgs 31/2001).
• D.Lgs. n. 31 del 02.02.2001: Requisiti di qualità delle acque destinate al consumo umano

Voci correlate

• Sistemi portatili per la potabilizzazione dell'acqua
• Captazione
• Sedimentazione
• Osmosi inversa
• Acquedotto
• Processo a membrana
• Filtrazione golenale
• Casa dell'acqua
• Depurazione delle acque

Altri progetti

• Wikimedia Commons contiene immagini o altri file su potabilizzazione dell'acqua

Collegamenti esterni

• ( EN ) Potabilizzazione dell'acqua , su Enciclopedia Britannica , Encyclopædia Britannica, Inc.
• I TRATTAMENTI AL PUNTO D'USO , atti dell'intervento di Giorgio Temporelli, POTABILIZZAZIONE DELLE ACQUE: Aspetti normativi, tecnici e gestionali - 27ª Giornata di Studio di Ingegneria Sanitaria-Ambientale, Brescia, 11 febbraio 2005
• http://www.aemcremona.it/dati/ContentManager/files/Atti%20seminario%20Cremona%2006.pdf ^{[ collegamento interrotto ]}

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