Embed Size (px)
DESCRIPTION
Víztisztítás tárgyhoz jegyzet
Citation preview
1111 Budapest, Műegyetem rkp. 3-5. Tel: 463 1530 Fax: 463 3753 e-mail: [email protected] honlap: www.vkkt.bme.hu
VÍZTISZTÍTÁS
Budapest 2007
BUDAPESTI MŰSZAKI ÉS GAZDASÁGTUDOMÁNYI EGYETEM ÉPÍTŐMÉRNÖKI KAR
VÍZI KÖZMŰ ÉS KÖRNYEZETMÉRNÖKI TANSZÉK TANSZÉKVEZETŐ: SOMLYÓDY LÁSZLÓ AKADÉMIKUS
T U B
Department of Water
Wastew ater Engineering
&
1
Tartalomjegyzék
1. Az ivóvíz fogalma, szabályozások.................................................................................4
2. Vízbázisok .....................................................................................................................6
2.1. Jellemző szennyezőforrások, és szennyezőanyag komponensek ........................................7
3. Vízkezelés során alkalmazott alapfolyamatok............................................................ 16
3.1. Oxidáció és redukció ...............................................................................................................16
3.2. pH és pufferkapacitás szabályozás.........................................................................................17
3.3. Kémiai kicsapás ........................................................................................................................17
3.4. Fázisszétválasztás .....................................................................................................................17
3.5. Adszorpció ................................................................................................................................18
3.6. Egyéb folyamatok.....................................................................................................................19
4. Ivóvíz fertőtlenítése .....................................................................................................20
4.1. Klór ............................................................................................................................................20
4.2. Klór-dioxid (ClO2) ...................................................................................................................23
4.3. Ózon ..........................................................................................................................................25
4.5.1. Az ózon előállítása ..........................................................................................................25
4.5.2. Reaktorok kialakítása ......................................................................................................26
4.5.3. Melléktermékek keletkezése ..........................................................................................27
4.4. Klóramin....................................................................................................................................28
4.5. UV (ultraibolya) sugárzás ........................................................................................................28
4.6. Membrántechnológiák.............................................................................................................30
4.7. Egyéb eljárások.........................................................................................................................30
5. Vas- és mangántalanítás ............................................................................................. 31
5.1. Vas..............................................................................................................................................31
5.2. Mangán ......................................................................................................................................32
6. Vízlágyítás ...................................................................................................................34
2
6.1. A szén-dioxid - szénsav - hidrogén-karbonát - karbonát rendszer egyensúlya ........34
6.2. A víz keménysége.....................................................................................................................35
6.3. Vízlágyításra szolgáló technológiák .......................................................................................36
4.5.1. Mésztejes vízlágyítás .......................................................................................................36
4.5.2. Meszes-szódás vízlágyítás...............................................................................................37
4.5.3. Vízlágyítás trisóval...........................................................................................................38
4.5.4. Vízlágyítás ioncserével ....................................................................................................38
7. Koaguláció-flokkuláció („derítés”)............................................................................. 41
8. Gáz-folyadék fázisszétválasztás ..................................................................................47
8.1. Gázok eltávolítása fizikai úton ...............................................................................................47
8.2. Agresszív szén-dioxid eltávolítása kémiai úton....................................................................49
9. Szilárd-folyadék fázisszétválasztás .............................................................................50
9.1. Durva fázisszétválasztás ..........................................................................................................50
9.2. A finom lebegőanyag eltávolítása – Koagulációt-flokkulációt követő ülepítés, flotálás 53
4.5.1. Ülepítés .............................................................................................................................53
4.5.2. Flotálás..............................................................................................................................55
9.3. Finom fázisszétválasztás - szűrés ...........................................................................................57
9.4. Szilárd/folyadék fázisszétválasztásra szolgáló membrántechnológiák .............................60
10. Adszorpció................................................................................................................... 61
11. Arzénmentesítés ..........................................................................................................63
11.1. Az arzén előfordulása, határértékek ......................................................................................63
11.2. Arzén eltávolítása a koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazásával .....................64
11.3. Arzén eltávolítása adszorpciós eljárások alkalmazásával ....................................................65
11.4. Membrántechnológiák.............................................................................................................66
12. Ammónium eltávolítás ................................................................................................67
12.1. Törésponti klórozás .................................................................................................................67
12.2. Ammónium eltávolítása pH szabályozást követő gázkiűzéssel .........................................68
3
12.3. Biológiai ammónium-eltávolítás.............................................................................................68
12.4. Ammónium eltávolítás regenerálással kombinált adszorpciós eljárással..........................69
13. Felszín alatti víz tisztítástechnológiai folyamatábrája (vas- és mangántalanítás) ..... 71
14. Felszíni víz tisztítástechnológiai folyamatábrája........................................................75
15. Membrántechnológiák alkalmazása ...........................................................................77
16. Biológiai folyamatok az ivóvíztisztításban .................................................................83
16.1. Talajvízdúsítás...........................................................................................................................83
16.2. Lassúszűrő .................................................................................................................................83
16.3. Nitrifikáción alapuló ammóniumeltávolítás .........................................................................83
16.4. Biológiailag aktivált szén (BAC).............................................................................................84
17. Másodlagos vízminőség romlás..................................................................................85
17.1. Biofilmek kialakulása ...............................................................................................................85
17.2. Heterotróf mikroorganizmusok az ivóvízhálózatban .........................................................87
17.3. Nitrifikáció a vízelosztó hálózatban ......................................................................................87
17.4. Korrózió a vízelosztó hálózatban ..........................................................................................89
17.5. A másodlagos szennyezések elkerülésének lehetőségei a hálózat jelenlegi kiépítettsége mellett .............................................................................................................................................90
18. Technológiák összefoglalása ......................................................................................92
Irodalomjegyzék .................................................................................................................94
4
1. Az ivóvíz fogalma, szabályozások
Az ivóvíz az emberi szervezet számára nélkülözhetetlen tápanyag. Az emberi eredetű szennyezések következtében a természetben található vizek jelentős része azonban közvetlen emberi fogyasztásra alkalmatlan. Kutatások eredményeképpen bebizonyosodott, hogy bizonyos típusú természetes eredetű szennyezőanyagok is előfordulhatnak olyan mértékben a vízben, hogy azok tartós fogyasztása a szervezetre káros lehet. A következőkben áttekintjük azokat a technológiákat, amelyekkel az ún. nyersvizekből ivóvizet tudunk előállítani. Először azonban definiálnunk kell, hogy mit is jelent az a fogalom, hogy „ivóvíz”.
Az a víz, amely megfelel az aktuális ivóvízszabvány követelményeinek, ivóvíznek tekinthető.
A vezetékes ivóvízzel való ellátottság dinamikusan nőtt az elmúlt évtizedben. A kiépített vízvezeték hálózat hossza 2004-ben 64,4 ezer km, ami 18,7%-al meghaladja az 1991-es évit. 1991-ben még csak a települések 84,1%-a volt ellátva vezetékes ivóvízzel, ma már ez az arány közel teljes körű 99,9 %. Hazánkban 1991-ben a lakások 86,4%-a, 2004-ben már 93,7 %-a volt bekapcsolva a vízvezeték hálózatba. A lakosság vízellátási komfortjában jelentős különbségek vannak. A lakásbekötéses színvonalú ellátás mellett ma még a lakosság egy része az alacsonyabb komfortot jelentő udvari csapolóhelyekről és utcai közkifolyókról hordott vízzel elégíti ki ivóvízszükségletét. A lakások 4,5-5 %-a a hálózatra kötött közkutas ellátásból nyeri a vizet, azaz ezt is beszámítva a háztartások több mint 98 %-a vezetékes ivóvízzel ellátott. A háztartások maradék kb. 2 %-a a településektől távolabb, talajvízre telepített kútjából látja el magát. (ÖKO Zrt., 2005)
Az ivóvízzel szembeni elvárások a következők:
• színtelen • szagtalan • kellemes ízű • hőmérséklete: 8 – 12 °C • ne tartalmazzon
o kórokozó mikroorganizmusokat o mérgező anyagokat o lebegőanyagot, vagy egyéb zavarosságot okozó anyagot o kellemetlen szagot vagy ízt okozó anyagot
• ne legyen nagy a sótartalma • ne legyen nagy a szerves anyag tartalma
Az ivóvizek minőségével kapcsolatos szabályozások a különböző ajánlásokon, illetve szabványokon keresztül történnek. Mint ahogy a nevükben is szerepel: az ajánlás nem kötelező érvényű, a szabvány azonban kötelező érvényű szabályozási eszköz. A WHO (World Health Organization – Egészségügyi Világszervezet) ajánlásai azonban nagy befolyással vannak az egyes szabványokban meghatározott határértékekre, így ezek az ajánlások végeredményben beépülnek az egyes szabványokba.
Kiterjedés szerint három csoportba sorolhatjuk a szabályozásokat:
• globális (világméretű); pl.: WHO Guidelines (Az Egézségügyi Világszervezet ajánlásai) • regionális; pl.: EU Direktívák (Szabvány)
5
• országos szabványok
Az ivóvíz minőségére vonatkozó szabványok az egyes komponensek maximálisan megengedhető koncentrációit (MAC érték) határozzák meg. Az adott határértékek rendszeresen felülvizsgálatra kerülnek és a legújabb kutatási eredmények alapján sor kerül változtatásukra (általában szigorításukra).
A ’70-es és a ’80-as években a hazai ivóvízszabvány (MSZ 445-1978, MSZ 445-1989) kialakításakor a WHO irányelveit vették figyelembe. Az EU csatlakozás miatt azonban a ’90-es évek második felétől már az EU Direktívák váltak irányadóvá. Az ivóvíz minőségére vonatkozó előírásokat jelenleg a 201/2001. (X. 25.) sz. Kormányrendelet szabályozza, amely 2001. októberében lépett életbe.
Az EU Direktívák átvétele jelentős változást okozott a hazai ivóvízszabvány teljesíthetőségében, mivel számos komponens tekintetében a 201/2001-es Kormányrendelet jóval szigorúbb határértéket ír elő, mint az azt megelőző MSZ 445. Számos települést érint, és különös problémát jelent ez az arzén, az ammónium ion, a vas- és a mangán tekintetében.
6
2. Vízbázisok
Az ivóvíz előállításához a nyersvizet felszíni vagy felszín alatti vízbázisokból nyerhetjük. Magyarországon az ivóvízellátásban meghatározó szerep jut a felszínalatti vizeknek. A felszíni vízből származó ivóvíz aránya a nyolcvanas években sem érte el a 15%-ot, napjainkban pedig 5-6% között változik. A nagymértékű csökkenés oka elsősorban a kilencvenes években bekövetkezett ivóvízfogyasztás csökkenésben keresendő. A Balaton térségében, az Északi Középhegységben és a Szolnokon létesített felszíni-víz tisztító üzemek ma is termelnek, hiszen az adott térségekben nem állnak rendelkezésre felszínalatti vizek megfelelő mennyiségben és minőségben.
A felszíni vízbázisok körébe tartoznak:
• tározók, • tavak és • folyók.
Az ivóvízellátásban felhasználásra kerülő felszínalatti vizek alapvetően négy csoportba sorolhatók:
• talajvíz • mélységi vizek • parti szűrésű víz • karsztvíz.
A talajvizek részesedése az ivóvízellátásban ma már nem nevezhető jelentősnek, melynek elsősorban az az oka, hogy a talajra jutott, vagy a talajban nem megfelelő körültekintéssel elhelyezett szennyezőanyagok, valamint a növénytermesztésben alkalmazott műtrágyák egy része eljutott a talajvízbe. Az ország nagy területén a rendelkezésre álló talajvizek a vezetékes ivóvízellátásba csak költséges vízkezelési technológiák alkalmazását követően vonhatók be. Az elmúlt 15-20 évben több vízmű-telep működését kellett leállítani, szüneteltetni, vagy korlátozni a víz határértéket meghaladó nitrát tartalma miatt.
A Mecsek, a Dunántúli Középhegység, az Aggteleki Karszt és a Bükk karsztvíz tartóiban található karsztvíz egy részét rendszeresen felhasználjuk a lakossági ivóvízellátásban. Karsztvizeink minősége az esetek többségében az ivóvízellátás céljaira megfelel, a fertőtlenítésen kívül egyéb vízkezelési technológia alkalmazása nem szükséges. A karsztvíztartók vízgyűjtő területén azonban nem mindenütt fordítanak megfelelő figyelmet a vízbázisvédelemre, és ennek következtében fennáll a vízkészletek elszennyeződésének veszélye. A Balaton-felvidéken egyes karsztvíz tartókban a nitrát ionok koncentrációja meghaladja a hazai ivóvízszabványban rögzített határértéket.
Magyarország területének nagy részén a mélységi vizek - ha nem is mindig elegendő mennyiségben és megfelelő minőségben - megtalálhatók, és elsősorban ez indokolja, hogy részesedésük a lakosság ivóvízellátásában meghaladja a 30%-ot. A rétegvizek széleskörű felhasználását az is indokolja, hogy a védett víztartókból kitermelt víz utánpótlódása lassú folyamat, ezért jelenleg felszíni eredetű, antropogén szennyezés a vízben nem található. Néhány komponens koncentrációja azonban - annak ellenére hogy természetes eredetű - meghaladja az ivóvízszabvány határértékeit, így vízkezelési technológia alkalmazása szükséges annak érdekében, hogy a kitermelt víz ivóvízként felhasználható legyen.
7
A lakosság vízellátásában több mint 40%-kal részesednek partiszűrésű vizeink. Partiszűrésű vízbázisaink a Duna, a Dráva a Rába és a Hernád mentén találhatók. Bár a partiszűrésű vizek minősége mind a folyó, mind a hátoldal felől érkező szennyezőanyagokkal szemben nem eléggé védett, egy-két kivételtől eltekintve szerves és szervetlen mikroszennyezők, kellemetlen szagot és ízt okozó anyagok ma még nem jelennek meg a kitermelt vízben. Meg kell azonban jegyezni, hogy a nem szerencsés mederviszonyok következtében egyes partiszűrésű vízbázisaink vizében határértéket lényegesen meghaladó mennyiségű vas, mangán és ammónium ion fordul elő. Kezelésre szoruló partiszűrésű vizeink esetében azonban elegendő a hagyományos vas- és mangántalanítási technológiákat alkalmazni, jelenleg nincs szükség ózonos és granulált aktívszenet tartalmazó adszorber beiktatására a vízkezelési technológiákba.
Vízminőség tekintetében alapvető különbség van a felszíni és felszín alatti vízbázisok között.
A felszíni vizekre jellemző:
• gyakori, egyes komponensek tekintetében periodikus vízminőség változás • rendkívüli szennyezések előfordulhatnak, de viszonylag gyorsan levonulnak • folyamatosan változó vízhőmérséklet.
A felszín alatti vizekre jellemző:
• stabil, lassan változó vízminőség • stabil hőmérséklet • több éves igénybevétel esetén változhat a vízminőség.
2.1. Jellemző szennyezőforrások, és szennyezőanyag komponensek
Az egyes vízbázisok egymástól eltérő típusú szennyezőanyagokat tartalmazhatnak. Így pl. a felszíni vizekről feltételezhetjük, hogy jelentős oldott oxigén tartalommal rendelkeznek, folyamatos kapcsolatuk van a gáztérrel (légtérrel) és ennek megfelelően több felszínalatti víztípussal ellentétben nem tartalmaznak metán gázt, kénhidrogént, agresszív szén-dioxidot, oldott állapotú vas- és mangánvegyületeket valamint a nyári időszakban amikor a nitrifikációs folyamatok megfelelő sebességgel lejátszódnak 0,5 mg/L-nél nagyobb koncentrációban ammónium ionokat. Mindezek mellett nem szabad azonban megfeledkeznünk arról, hogy ivóvízellátási céllal létesített tározóinkban éppen a nyári időszakban a fenéküledékben felhalmozódott természetes eredetű szerves anyagok jelenléte következtében felgyorsulnak az anaerob folyamatok és ennek következtében a tározott víz alsó rétegeiben megjelenhet a kén-hidrogén, megnőhet az ammónium ionok, valamint az oldott állapotú vas- és mangán vegyületek koncentrációja. A felszínalatti vizekben ezzel szemben - a karsztvizek kivételével - nem kell számítanunk lebegőanyagok, illetve algák jelenlétére.
Adott víztípusok szennyezőanyagainak eltávolítására az elmúlt évszázadban többé-kevésbé jól használható vízkezelési technológiák kifejlesztésére került sor. A felszíni és felszínalatti vizek tisztítására egymástól lényegesen eltérő technológiákat alakítottak annak ellenére, hogy az alkalmazott egységek nagy része azonosnak tekinthető. Az eltérés alapvető oka az eltávolítandó komponensek, a koncentrációk és a hangsúlyok különbözőségében keresendő.
A felszíni vizek tisztításakor a következő komponensek eltávolítására van szükség: lebegőanyagok (beleértve az algákat is), mikroorganizmusok, oldott szerves anyagok, íz- és szagrontó anyagok, szerves mikroszennyezők. Hazai felszíni vizeinkben a szervetlen mikroszennyezők koncentrációja jelenleg nem közelíti meg az ivóvízszabványban rögzített határértéket. Külföldi eredetű folyóink
8
vizében azonban nem zárható ki koncentrációjuk növekedése. A Balatonban, illetve hegyvidéki tározóink vizében megfelelő vízvédelmi, környezetvédelmi intézkedésekkel elkerülhető a szervetlen mikroszennyezők koncentrációjának növekedése.
A felszínalatti vizekre nem jellemző, hogy lebegőanyagot tartalmaznának. Kivétel a karsztvíz, tekintettel arra, hogy nagyobb esőzések, vagy intenzív hóolvadás idején a vízgyűjtő területről nagy mennyiségű szilárd állapotú talaj-alkotó juthat a karsztvíz tartókba. Ezek a szilárd anyagok azonban nagyrészt nem kolloid állapotúak, így a karsztvíz tartókban néhány nap alatt elválnak a víztől, és az esetek döntő többségében nem jelennek meg a kiemelt vízben. Megfelelő körültekintéssel üzemeltetett karsztvíz kiemelés esetén nem kell számolnunk lebegőanyagot is tartalmazó víz megjelenésével.
A mikroorganizmusok mind a felszíni, mind a felszínalatti vizekben az ivóvíz határértéket meghaladó mértékben vannak jelen. Természetesen a felszíni vizekben nagyságrendekkel nagyobb a mikroorganizmusok egyedszáma mint a felszínalatti vizekben. Általában a felszínközeli felszínalatti vízben (talajvíz) a legnagyobb a mikroorganizmusok száma, míg a rétegvizekben a legkisebb. Ez az egyik oka annak, hogy a vízkezelés legfontosabb lépése a mikroorganizmusok egyedszámának szabályozása. Az alkalmazott technológiai folyamat neve: fertőtlenítés.
1. ábra – Giardia lamblia (bal oldali kép) és Cryptosporidium parvum (jobb oldali kép) paraziták
Hosszú ideig úgy tűnt, hogy a fertőtlenítés ismert módszereivel és vegyszereivel az emberi szervezetre veszélyes mikroorganizmusok egyedszáma tetszőleges mértékben szabályozható. Az elmúlt 15-20 évben azonban tudomásul kellett vennünk, hogy egyes mikroorganizmusok a hagyományos fertőtlenítési módszerekkel nem távolíthatók el a vízből a kívánt mértékben. A Giardia és különösen a Cryptosporidium eltávolítása a hagyományos fertőtlenítéstől eltérő módszereket igényel. Sajnálatos tény, hogy a hazai felszíni-víz tisztító üzemek, de még a vízügyi, egészségügyi és környezetvédelmi hatóságok sincsenek felkészülve az említett mikroorganizmusok vizsgálatára. Nincs tehát megbízható információnk arról, hogy pl. a Cryptosporidium reális veszélyt jelent-e Magyarországon a felszíni-víz tisztító üzemekből származó ivóvizet fogyasztó lakosság számára.
A harmadik nagy csoport, melyet a felszíni vizekből el kell távolítanunk (vagy koncentrációját jelentős mértékben csökkenteni) az az oldott állapotú szerves anyag. A felszíni vizekben található szerves anyagok elsősorban természetes eredetőek, de folyók esetében egy részük kommunális és ipari szennyvizekből is származhat. A folyók vizénbe jutó ipari eredető szerves anyagok nagy része a szerves mikroszennyezők családjába sorolható. A természetes eredetű szerves anyagok nagy része közvetlen egészségügyi kockázatot nem jelent az emberi szervezetre, de tudjuk, hogy a fertőtlenítőszerként adagolt klórral reagálva rákkeltő hatású trihalo-metán vegyületeket, illetve mutagén hatást kifejtő klórozott szénhidrogéneket alkotnak (ld. 4.1. fejezet). Tavak, tározók vizében egyes szerves anyagok nagyon kellemetlen ízt és szagot okozhatnak.
9
A szerves mikroszennyezők felszíni vízbe jutása egyértelműen az emberi tevékenység következménye. elsősorban ipari eredetűek, de a növényvédőszerek mezőgazdasági területekről származó bemosódásokból is származhatnak. Felszíni-víz tisztító üzemeink vízbázisainak ismeretében elmondhatjuk, hogy tározóink vízminősége jelenleg (a Komra-völgyit kivéve) nem igényli a szerves mikroszennyezők eltávolítására való felkészülést. A Balatonra és folyóinkra települt felszíni-víz tisztító üzemeink esetében azonban már ma is szükséges a szerves mikroszennyezők eltávolítására is alkalmas technológiai egység jelenléte.
A felszíni vizekbe bocsátott szennyvizek szerves anyagainak, illetve a természetes életciklus következtében az elpusztuló vizi élőlények bomlási folyamatainak eredményeként ammónium ionok jelennek meg a vízben. Megfelelő oxigénellátottság és kedvező vízhőmérséklet esetén az oxidációs (nitrifikációs) folyamatok következtében az ammónium ionok elegendően nagy sebességgel átalakulnak nitrát ionokká. A téli időszakban azonban az oxidáció sebessége nem eléggé nagy, így az ammónium ionok koncentrációja meghaladja az ivóvízszabványban rögzített határértéket. Eltávolításukról a téli időszakban tehát gondoskodni kell.
A felszínközeli felszínalatti vizeket (talajvíz) a felszíni eredetű szennyezőanyagok, valamint a nem megfelelő módon a talajban elhelyezett szennyezőanyagok viszonylag könnyen elérhetik. A csatornázottság hiányában sok kis és közepes településen a kommunális szennyvizeket a talajban elszikkasztják. A nem megfelelő körültekintéssel, illetve a szakértelem teljes hiányával megvalósított szikkasztás eredményeként a szerves szennyezőanyagok mellett durva esetben a talajvízben nagy mennyiségű kórokozó mikroorganizmus és ammónium ion, kevésbé durva esetben elsősorban nagy mennyiségű nitrát ion jelenik meg. A talajvízben az oldott oxigén koncentrációja kicsi, sok esetben hiányzik, így anaerob viszonyok is kialakulhatnak. Az anaerob viszonyok lehetővé teszik a határértéket meghaladó mennyiségű ammónium ion, oldott állapotú vas- és mangánvegyület jelenlétét a vízben. Anaerob körülmények között nem meglepő a kén-hidrogén megjelenése. A veszélyes hulladékok talajban történő nem megfelelő elhelyezése következtében szerves és szervetlen mikroszennyezők is eljuthatnak a talajvízbe. Természetes eredetű, valamint talajban elhelyezett szerves szennyezőanyagokból származó szerves anyagok jelenlétére is kell számítani.
Az ivóvízként felhasznált rétegvizek jelentős része vettnek tekinthető, azaz nem kell arra számítanunk, hogy az emberi tevékenységből származó szennyezőanyagok eljutnak a mélységi vizekbe. Tudomásul kell azonban vennünk, hogy a rétegvizek több olyan természetes eredetű anyagot is tartalmazhatnak, melyek koncentrációja lényegesen meghaladja az ivóvízszabványban megengedett értékeket.
A védett rétegvizek (mélységi vizek) mikroorganizmus egyedszáma kicsi. Ennek elsősorban az az oka, hogy a víz nem tartalmaz oldott oxigént, tehát az aerob mikroorganizmusok egyik fontos létfeltétele hiányzik. Nem hiányoznak viszont azok az anyagok, melyeket az aerob mikroorganizmusok tápanyagként felhasználhatnak. Ez az oka annak, hogy a felszínre kiemelt mélységi vízben előbb vagy utóbb, de különösen levegőztetést követően, sor kerülhet az aerob mikroorganizmusok nagy mértékű szaporodására és ammónium ionok jelenlétében a nitrifikációs folyamatok beindulására. Az anaerob mikroorganizmusok hiánya, vagy nagyon kicsi egyedszáma annak a következménye, hogy a víz már nem tartalmaz (elfogyott) számukra fogyasztható tápanyagot. Mikrobiológiai szempontból tehát a védett rétegvizek nagyon kedvező minőségűnek tekinthetők, de nem szabad megfeledkezni arról, hogy oxidatív viszonyok közé kerülve a víz minőségéét károsan befolyásoló aerob folyamatok beindulására kerülhet sor.
Tekintettel egyes víztartók környezetének speciális viszonyaira, valamint a víz tartósan oxigénhiányos állapotára, a mélységi vizek több helyen balesetveszélyes (robbanásveszélyes) koncentrációban tartalmaznak vízben oldott állapotban illékony szénhidrogéneket, elsősorban
10
metán gázt, melynek megfelelő mértékű eltávolítása alapvető feladat. A különleges geológiai viszonyokkal értelmezhető, hogy Magyarországon a geotermikus gradiens megközelítően kétszerese a Földre jellemző átlagnak. Ennek következtében sok helyen a rétegvizek hőmérséklete közelíti, vagy meghaladja a 30 oC értéket.
Részben a különleges geológiai adottságok, részben az átlagosnál nagyobb vízhőmérséklet következtében helyenként a mélységi vizek oldott szervetlen anyag (só) tartalma meghaladja az ivóvízszabványban meghatározott határértéket. Az esetek többségében a határérték túllépést nem egészségre ártalmas komponensek okozzák. Az oldott állapotú anyagok koncentrációjának csökkentésére jelenleg csak költséges technológiák állnak rendelkezésre. Mélységi vizekben - szintén a különleges geológiai körülmények miatt - a szervetlen sók arányában a hazai átlaghoz viszonyítva lényeges eltérés is bekövetkezhet, a víz az ivóvízszabványban megadott minimális értéknél kisebb koncentrációban tartalmaz Ca2+ és Mg2+ ionokat. Szükség esetén az adott ionok pótlása lényegesen egyszerűbb feladat, mint eltávolítása.
A tartósan anaerob viszonyok miatt mélységi vizekben megjelenhet (és egyes helyeken meg is jelenik) a kén-hidrogén, melynek eltávolítása az ivóvízből alapvető feladat. Szintén az oxigénhiányos állapot következménye a hazai rétegvizek többségének nagy, a korábban említett komponensekhez hasonlóan természetes eredetű ammónium ion tartalma. Anaerob viszonyok között viszont nem várható nitrát és nitrit ionok megjelenése.
A víztartók geológiai környezetének állapota, valamint a víz oxigénhiányos állapotának következtében a rétegvizek többségében az oldott állapotú vas- és mangán-vegyületek koncentrációja meghaladja az ivóvízszabványban megadott határértékeket. Bár a vas és a mangán vegyületei nem okoznak közegészségügyi problémát, oxigén jelenlétében, illetve lúgos közegben kicsapódó vegyületeik esztétikai szempontból kifogásolhatóvá teszik a vizet, mosáskor pedig foltossá a világos ruhákat. A vízelosztó hálózatban kicsapódó vas- és mangán-vegyületek az ún. másodlagos vízminőségromlásban jelentős szerepet játszó mikroorganizmusok megtelepedését, biztonságos életkörülményeik kialakítását teszik lehetővé. Ez az oka annak, hogy - a fertőtlenítést nem számítva - a felszínalatti vizek kezelésében leggyakrabban alkalmazott víztisztítási technológia a vas- és mangántalanítás.
Rétegvizeinkben az elmúlt húsz év egyik legjelentősebb minőségi problémáját az okozta, hogy a nagyérzékenységű vízanalitikai módszerek széleskörű alkalmazási lehetősége következtében felismertük: az eddig toxikus anyagtól mentesnek tartott mélységi vizeink egy jelentős része határértéket meghaladó koncentrációban tartalmaz oldott állapotú, természetes (tehát geológiai) eredetű arzén vegyületeket. A WHO (World Health Organization – Egészségügyi Világszervezet), majd ezt követően az uniós szabályozás drasztikusan csökkentették az arzén ivóvízben maximálisan megengedhető koncentrációját - MAC érték - 50 μg/L-ről 10 μg/L-re. A magyarországi arzén probléma nyolcvanas évek elején történt felismerését határozott intézkedés (vízminőségjavító kormányprogram) követte, melynek következtében a kilencvenes évek elejére csaknem minden érintett településen sikerült 50 μg/L-nél kisebb szintre csökkenteni a szolgáltatott ivóvíz arzén tartalmát, mely akkor megfelelt a WHO és az EU akkor érvényben lévő ajánlásainak, szabványainak. 2001. októbere óta Magyarországon érvényes ivóvízszabvány értelmében azonban az ivóvízben megengedhető maximális arzénkoncentráció a korábbi 50 μg/L-es határértékről 10 μg/L-re csökkent (az uniós szabályozásnak megfelelően). A szabvány szigorodása mintegy 1.300.000 fogyasztót érint.
Tekintettel arra, hogy a rétegvizek döntő többsége védettnek tekinthető, nem várható, hogy mikroszennyezők, szennyvizek és egyéb szennyezőanyagok rendezetlen elhelyezéséből származó szennyezések a mélységi vizekben megjelennek. Természetes eredetű szerves anyagok (humin, fulvin, lignin anyagok) azonban egyes helyeken még a felszíni vizekre jellemző értékeket is
11
meghaladó koncentrációkban is jelen lehetnek a víz enyhe elszíneződését okozva, valamint a klórral történő fertőtlenítést nehezítve.
A karsztvizeket az ivóvízellátás szempontjából jelenleg a legjobb minőségű vízkészletnek tekintjük. Ez a megállapítás azonban elsősorban az ún. kémiai vízminőségre vonatkozik. Míg a talajvizeknél a kémiai és a mikrobiológiai vízminőség között bizonyos összefüggés felfedezhető, karsztvizek esetében ez a kapcsolat kevésbé egyértelmű.
A talajvíz és a karsztvíz utánpótlódásának közvetlen forrása a csapadék. A talajvizet a csapadék többé-kevésbé szennyezett talajrétegen (szemcsés közegen) átszivárogva és onnan szennyezőanyagokat kioldva éri el, ezzel szemben a karsztvíz-tartókba a csapadékvíz kis ellenállású áramlási csatornákon jut el. Bár a felszín és a karsztvíz-tartók közötti távolság általában egy nagyságrenddel nagyobb mint a felszín és a talajvíz-szint közötti, a csapadékvíz általában rövidebb idő alatt jut el a karsztvíz-tartókba mint a talajvízbe.
A csapadékvíz a karsztvíz-tartókba több ezer év alatt az elsősorban kalciumban és magnéziumban gazdag üledékes kőzetekben kémiai folyamatok révén kialakult csatornákon jut el. Ez az „útvonal” a talajvíz eléréséhez szükséges áramlási közegtől (a talaj felső rétege) eltérően nem tartalmaz szennyezőanyagokat. A karsztvíz minőségét alapvetően két szennyeződési lehetőség fenyegeti. Az egyik a felszíni vízgyűjtő területről történő szennyezőanyag bemosódás, a másik a felszínalatti vízgyűjtő területen elhelyezett hulladéktárolók. Ezek közé tartoznak az adott terület csatornázottságának hiányában megvalósított szabálytalan szennyvízelhelyezések is.
A felszínalatti vizek közül egyedül a karsztvízben találhatunk jelentős, a telítési szinthez közeli oldott oxigén tartalmat. A stabil aerob viszonyok, valamint a felszínnel való többé-kevésbé zavartalan kapcsolat miatt aerob mikroorganizmusok jelentős számban előfordulhatnak a karsztvizekben. Hasonló okokból kén-hidrogén, ammónium ionok valamint illékony szénhidrogének (metán gáz) jelenlétével azonban nem kell számolni. A tartósan aerob körülmények miatt oldott állapotú vas-, mangán- és arzén-vegyületek sem fordulnak elő a karsztvízben.
A felszíni bemosódásból és a rendezetlen, felelőtlen hulladék-elhelyezésből származó szennyezőanyagok azonban eljuthatnak a karsztvíz tartókba. Ennek sajnos már következményei is vannak, néhány helyen az elmúlt húsz évben a karsztvízben a nitrát ionok koncentrációjának határozott növekedése figyelhető meg, sőt a Balaton-felvidéken egyes karsztvizekben a 40 mg/L határérték túllépése is megtörtént.
A felszíni bemosódásból, illetve a rendezetlen szennyezőanyag elhelyezésből származó nem-toxikus szerves anyag koncentráció növekedés jelenleg még nem olyan mértékű, hogy az technológiai beavatkozást igényelne. A vizsgálatok eredménye szerint karsztvizeinkben a szerves és szervetlen mikroszennyezők koncentrációja nem közelíti meg az ivóvízszabványban megengedett értékeket. Fokozott figyelmet kell azonban a karsztvíztartók vízgyűjtő területének környezetvédelmére, vízminőségvédelmére, hogy a jelenlegi kedvező vízminőségi állapot hosszú ideig fenntartható legyen.
Bár a karsztvizek oldott anyag (só) tartalma nem haladja meg az ivóvízszabványban meghatározott határértéket, egyes komponensek tekintetében sor kerülhet határérték túllépésre (Ca- és Mg-sók). A határértéket meghaladó keménység egészségügyi ártalmat nem okoz, de a vízkőkiválások a lakásokban található szerelvényekben, a főtést biztosító berendezésekben jelentős károsodást okozhatnak, illetve a hőátadást csökkenthetik. Karsztvizek felhasználásánál erre a lehetséges kellemetlen hatásra is figyelmet kell fordítani.
12
Magyarországon a különböző típusú vizekből a lakosság ivóvízellátásában mennyiségét tekintve legnagyobb szerepe a partiszűrésű vizeknek van. Az utánpótlódás kettős jellege miatt jellege miatt (a folyóból, illetve a hátoldalról származó víz) a partiszűrésű vizekben potenciálisan megjelenő szennyezőanyagok lényegében a felszíni vizekben és a talajvizekben előforduló szennyezőanyagok sajátos keveréke. Azt azonban tényként kell kezelnünk, hogy az év nagyobb részében az adott folyó vízszintje elegendően magas ahhoz, hogy az utánpótlódás a folyó felől történjen meg, a hátoldali utánpótlódás tehát csak ritkán dominál.
Magyarországon a partiszűrésű kutak telepítésénél a mennyiségi szemlélet uralkodott, a kinyerhető víz minőségének változását a kutak elhelyezésének függvényében nem vették figyelembe a szükséges mértékben. Sok esetben a szűrőréteg vastagsága nem tudja biztosítani a négy - hat hetes elérési időt, mely mai ismereteink szerint a folyóban található szennyező anyagok jelentős részének biztonságos távoltartásához szükséges. A hetvenes években mind elméleti megfontolások, mind gyakorlati tapasztalatok alapján megállapították, hogy nem célszerű a folyók azon szakaszain partiszűrésű kutakat telepíteni, ahol a hidraulikai viszonyok miatt az üledék fokozott lerakódására kerül sor. Az állandóan szaporodó üledék szerves anyag tartalma nagyon nagy mértékben csökkenti az átszivárgó víz oldott oxigén koncentrációját, így a szűrőrétegbe a víz már csaknem oxigénhiányos állapotban kerül. A szivárgó víz a szűrőréteg első szakaszában elveszíti maradék oldott oxigén tartalmát, és anaerob körülmények között továbbjutva oldott állapotú vas- és mangán-vegyületeket, valamint ammónium ionokat vesz fel. Körültekintő kút-telepítéssel több helyen elkerülhető lett volna a költsége vas- és mangántalanítási vízkezelési technológia kialakítása és üzemeltetése.
A partiszűrésű kutak vizében mind kórokozó, mind nem-patogén mikroorganizmusok megjelenhetnek, ezért a víz fertőtlenítésére szükség van. Ammónium ionok megjelenésére abban az esetben kell számítanunk, ha a folyó felőli utánpótlódást biztosító víz nagy mennyiségű szerves anyagot tartalmazó üledéken átáramolva éri el a parti szűrőréteget. A folyó alacsony vízállása esetén, a hátoldali utánpótlódás erősödése alkalmával a talajvízből származó ammónium ionok is megjelenhetnek a partiszűrésű kutak vizében.
Felszíni vizeinkben - így folyóinkban is - folyamatosan nő a nitrát ionok koncentrációja. Szerencsére ez a növekedés kis mértékű, így jelenleg folyóink nitrát tartalma 10 és 20 mg/L között változik. A folyó felől érkező víz tehát nem okozhatja jelenleg a partiszűrésű kutak vizében a nitrát ionok koncentrációjának olyan mértékű növekedését, mely az ivóvízszabványban megállapított határértéket megközelíteni. Nagyobb mértékű nitrát koncentráció növekedést okozhat a hátoldali utánpótlódás felerősödése, mert egyes helyeken a talajvíz nitrát tartalma a 100 mg/L értéket is meghaladhatja.
A természetes szűrőréteg visszatartja a szilárd állapotú anyagokat, beleértve a kolloid diszperziók szilárd részecskéit is. Hasonló sorsra jutnak az emulgeált részecskék is. A folyó vizében jelenlévő oldott állapotú anyagok (beleértve a szerves és szervetlen mikroszennyezőket is) azonban a szűrőréteg vastagságától, valamint a víz szűrőrétegen történő átjutásának sebességétől függően hosszabb vagy rövidebb idő alatt elérhetik a kutakat. Erre a jelenségre a számtalan külföldi mellett sajnos hazai példa is van (Vác déli vízbázis elszennyeződése gyógyszergyártásból származó szerves mikroszennyezőkkel a nyolcvanas évek elején). Tény azonban, hogy a folyóban a viszonylag kis koncentrációban és rövid ideig megjelenő mikroszennyezőket a szűrőréteg korlátozott mértékben vissza tudja tartani. A partiszűrés folyamata - adott határok között - vízkezelési technológiának is tekinthető.
A szerves mikroszennyezők között a partiszűrésű vízbázisok estében kiemelt jelentőségük van a kőolajszármazékoknak. Ennek elsősorban az az oka, hogy a folyókon - különösen ahol intenzív hajóforgalom van - szénhidrogén szennyezés nagy gyakorisággal előfordulhat. A különböző
13
kőolajszármazékok azonban ipari szennyvízkibocsátásokból is származhatnak. A természetes parti szűrőréteg a tartós szennyezés visszatartására csak korlátozott mértékben, telítődését követően a szénhidrogének csaknem akadálytalanul jutnak el a kutakba.
Bár a partiszűrésű kutakba jutó vízben oxigénhiányos állapotok előfordulhatnak, a viszonylag rövid utánpótlódási idő miatt a vízben - vízminőségi szempontból - egyensúlyi állapotok nem alakulhatnak ki. Ennek megfelelően Ennek megfelelően kén-hidrogén és a szénhidrogének között metán gáz megjelenésére nem kell számítanunk.
Összefoglalva tehát az egyes vízbázisok legfontosabb szennyezőanyag forrásai és jellemző szennyezőanyag komponensei a következők:
Talajvíz
o Az első vízadó réteg legjelentősebb szennyezőforrásai: kommunális hulladékok rendezetlen lerakása a veszélyes hulladékok nem megfelelő elhelyezése szakszerűtlenül kialakított szennyvízszikkasztók szennyvizek gondatlan elhelyezése a talajban
o A talajvíz potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ammónium, nitrit és nitrát ionok vas és mangánvegyületek egyéb oldott szervetlen anyagok oldott szerves anyagok (pl. humin és lignin anyagok) szerves és szervetlen mikroszennyezők kén-hidrogén oldott oxigén hiánya
Mélységi vizek
o A víztartó felett egy vagy több vízzáró réteg helyezkedik el amennyiben ezek a
vízzáró rétegek nagy kiterjedésűek és sérüléseket nem tartalmaznak, a víztartóban elhelyezkedő vízbe felszíni (tehát emberi) eredetű szennyezőanyagok nem jutnak el.
o A mélységi vizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
mikroorganizmusok (egyedszámuk nagyon kicsi) ammónium ionok vas és mangán vegyületek humin, lignin és fulvin anyagok illékony szerves anyagok (pl. vízben oldott metán gáz) kénhidrogén oldott oxigén hiánya magas vízhőmérséklet nagy sótartalom (oldott!) nagy mennyiségű oldott szén-dioxid oldott állapotú arzén vegyületek (geológiai, geokémiai eredetű!)
14
Karsztvíz
o A karsztvíz minőségét alapvetően két szennyeződési lehetőség fenyegeti. Az egyik a felszíni vízgyűjtő területről történő szennyezőanyag bemosódás, a másik a felszínalatti vízgyűjtő területen elhelyezett hulladéktárolók. Ezek közé tartoznak az adott terület csatornázottságának hiányában megvalósított szabálytalan szennyvízelhelyezések is.
o A karsztvizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ammónium és nitrát ionok zavarosság (lebegőanyag) oldott állapotú szerves anyagok szerves és szervetlen mikroszennyezők
Partiszűrésű víz
o Egyes vízfolyások adott szakaszain kialakuló kavicsteraszokon összegyűlt, rövid
idő alatt megújuló felszínalatti víz, melynek forrása elsősorban a folyó, de részben a folyó felé áramló felszín-közeli víz. Tekintettel arra, hogy a partiszűrésű víz döntő többsége a folyóból a viszonylag jó vízvezető tulajdonságokkal rendelkező parti rétegen átszűrődve jut el a víznyerő helyre, egyes vélemények szerint ez felszíni víz. Magyarországon a partiszűrésű vizet a felszínalatti vizek közé soroljuk.
o A parti szűrésű vizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ammónium, nitrit és nitrát ionok vas és mangán vegyületek oldott állapotú szerves anyagok kőolaj és származékai szerves és szervetlen mikroszennyezők kénhidrogén oldott oxigén hiánya
Folyók
o A folyók potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
zavarosság (lebegőanyag és alga) patogén és nem patogén mikroorganizmusok szerves anyagok (szennyvízbevezetések) humin, lignin és fulvin anyagok kőolaj és származékai szerves és szervetlen mikroszennyezők ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben)
Tavak
o A tavak potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
zavarosság (elsősorban alga) patogén és nem patogén mikroorganizmusok
15
humin, lignin és fulvin anyagok szerves anyagok kőolaj és származékai ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben)
Tározók
o A tározók potenciális szennyezőanyag komponensei a következők:
zavarosság (elsősorban alga) patogén és nem patogén mikroorganizmusok humin, lignin és fulvin anyagok szerves anyagok ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben)
16
3. Vízkezelés során alkalmazott alapfolyamatok
A megfelelő minőségű ivóvíz biztosítására elvileg a következő lehetőségekkel rendelkezünk:
- a meglévő és használatban lévő vízbázis vizének minősége kielégíti a hazai ivóvízszabványban megfogalmazott követelményeket, a fertőtlenítésen túlmenően egyéb vízkezelési technológia alkalmazására nincs szükség
- a meglévő és használatban lévő vízbázis vizének minősége nem elégíti ki a hazai ivóvízszabványban megfogalmazott követelményeket, tehát a fertőtlenítésen kívül egyéb beavatkozások is szükségesek, melyek a következők lehetnek:
- új, eddig nem ismert, vagy nem alkalmazott, a felhasználási helyhez közeli vízbázis feltárása, üzembe állítása, mely vizének minősége várhatóan hosszú távon kielégíti a hazai ivóvízszabvány követelményeit, azaz a fertőtlenítésen túlmenően egyéb vízkezelési technológia alkalmazására nem lesz szükség
- az adott ivóvízellátó rendszer csatlakoztatása megfelelő mennyiségű és minőséggel rendelkező távolabbi (esetleg közeli) vízbázishoz meglévő és üzemelő, vagy kialakításra kerülő regionális (vagy kistérségi) vízellátó rendszerhez
- a helyi, nem megfelelő minőségű vízbázis vizének kezelésére víztisztító üzem kialakítása és üzemeltetése
A felsorolt három lehetőség elvileg egyenértékű. Természetesen a lehetőségek határain belül arra kell törekedni, hogy a legkevesebb és legegyszerűbb technológiai lépéssel tudjuk biztosítani a megfelelő vízminőséget. Ebből a szempontból az új vízbázis kialakítása, vagy a regionális (kistérségi) vízellátó rendszerre történő csatlakozás tűnik kedvező megoldásnak. Nem szabad azonban megfeledkezni arról, hogy víz viszonylag hosszú ideig tartó szállítása is jelentős minőségi károsodást okozhat, és az ún. „másodlagos vízminőségromlás” az eredeti problémánál is nagyobb gondokat okozhat. A gazdaságossági megfontolások mellett tehát messzemenően figyelembe kell venni a víz szállítása, illetve szétosztása során várhatóan bekövetkező vízminőségváltozásokat is.
A felsorolt három megoldási lehetőség elvi egyenértékűsége természetesen csak abban az esetben érvényes, ha az adott komponens(ek) eltávolítására megfelelő hatékonyságú vízkezelési technológia rendelkezésre áll. Amennyiben valamely komponens eltávolítására még nem ismeretes megfelelő hatékonyságú vízkezelési technológia (itt eltekintünk a szélsőségesen nagy költségvonzatú megoldásoktól), követendő megoldás vagy az új vízbázis kialakítása, vagy a regionális rendszerre történő csatlakozás lehet.
Az ivóvíz kezelésénél alkalmazott technológiák lényegében fizikai, fizikai-kémiai, kémiai, kolloid-kémiai, biokémiai, mikrobiológiai folyamatok összességei. A különböző komponensek vízben lévő koncentrációjának csökkentésére alkalmas technológiák a következő alapvető folyamatok megfelelő sorrendben és gyakorisággal történő alkalmazásával hozhatók létre.
3.1. Oxidáció és redukció
Az ivóvízkezelés során az oxidációt nagyon nagy gyakorisággal alkalmazzák. Több eltávolítandó komponens a felszínalatti víztartókban kialakuló reduktív viszonyok, vagy a talajban bekövetkező áramlás során redukált állapotú lesz. Kevés kivételtől eltekintve egy adott komponens redukált
17
állapotú vegyülete vízben jól, oxidált állapotú vegyülete viszont rosszul oldódik. Az egyszerűnek tekinthető szilárd-folyadék fázisszétválasztásra tehát az adott komponens oxidált állapotú vegyülete alkalmas. A patogén és nem-patogén mikroorganizmusok egyedszámának szabályozására (fertőtlenítés) csaknem kivétel nélkül oxidációt alkalmazunk. Redukció alkalmazására ritkán kerül sor. Ilyen eset a mikrobiológiai úton megvalósított nitrát eltávolítás, melynek során a denitrifikáló mikroorganizmusok a nitrát ionokat nitrogén gázzá redukálják.
3.2. pH és pufferkapacitás szabályozás
A kémiai és mikrobiológiai folyamatok többsége megfelelő sebességgel és intenzitással csak szűk pH intervallumban játszódik. le. Sok esetben az adott vízkezelési technológiára kerülő víz pH értéke nincs az optimálisnak tekinthető intervallumon belül. Ilyenkor szükséges a rendszer pH értékét megváltoztatni, melyre a célnak megfelelően savas vagy lúgos karrakterű anyag adagolásával kerülhet sor. A szükséges pH érték kialakítása mellett az is fontos, hogy az adott folyamat során a kezelésre került víz pH értéke milyen mértékben változik. Ha a lejátszódó folyamat közben a víz pH értéke az optimális tartomány alsó vagy felső határát átlépi, célszerű a pufferkapacitást, azaz a víz pH érték stabilizáló képességét is növelni. A hazai felszíni és felszínalatti vizek viszonylag nagy hidrogén-karbonát ion koncentrációja az esetek döntő többségében biztosítja, hogy az aktuális pH érték csak kis mértékben változzon meg, a Mátrában kialakított tározók vizének pH értéke a vízkezelési folyamatok alkalmával olyan mértékben változhat, mely a szolgáltatott víz minőségének nagymértékű romlásához vezet. Ilyenkor szükséges a víz pufferkapacitásának megfelelő vegyszer adagolásával történő növelése.
3.3. Kémiai kicsapás
A vízben oldott állapotú komponensek egy része megfelelő vegyszerek adagolásával vízben nagyon rosszul oldódó vegyületté alakíthatók, melyek egyszerű szilárd-folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal (ülepítés, flotálás, szűrés) elválaszthatók a víztől. Nagyon sok esetben a kémiai kicsapás kiváltó oka az oxidáció, vagy a pH szabályozás, alkalmanként egy adagolt vegyszer hidrolízise, ha a víz elegendően nagy pufferkapacitással rendelkezik. nagyon sokszor azonban a kicsapást megfelelő vegyszerek adagolásával érhetjük el, miközben oxidáció vagy redukció, pH vagy pufferkapacitás változás, hidrolízis nem játszódik le. A kicsapással ellentétes folyamat a szilárd állapotú anyagok oldódása, oldása. A vízkezelési technológiákban az oldás áttételes, tehát nem közvetlen módon vesz részt egyes komponensek koncentrációjának csökkentésében. Az oxidáló- és kicsapószerek jelentős részét célszerű a vízhez oldott állapotban adagolni annak érdekében, hogy a kívánt folyamatok megfelelő sebességgel és hatékonysággal játszódjanak le. A reagensek jól szabályozható és megbízható adagolása is megkívánja, hogy az adagolandó oldatban a reagens(ek) koncentrációja stabil legyen. Ez az oka annak, hogy az adagolásra kerülő anyagok oldására nagyon nagy gondot kell fordítani.
3.4. Fázisszétválasztás
A vízből eltávolítandó anyagok tényleges elválasztásra a víztől egyszerű eszközökkel akkor kerülhet sor, ha ezek az anyagok gáz, vagy szilárd halmazállapotúak. A vízben oldott gáz halmazállapotú anyagok koncentrációja nagy mértékben csökkenthető, ha az adott gázt nem, vagy csak nyomokban tartalmazó gázkeveréket - célszerűen levegőt - megfelelő mennyiségben, intenzitással és időtartamig átbocsátunk a vízen. Miközben az adott komponens kiűzése (stripping) megtörténik, a kiűző gázkeverékből egyes komponensek beoldódhatnak a vízbe. Ez a tény az adott víz kémiai összetételétől függően a vízkezelés szempontjából kedvező és kedvezőtlen hatást is kiválthat. Ha pl. a metán gáz kiűzése céljából megvalósított levegőztetést olyan vízben valósítjuk meg, mely határértéket meghaladó, de nem nagy mennyiségű oldott állapotú vas-vegyületet is tartalmaz, de ammónium ion koncentrációja kicsi, a levegő oxigénje a
18
vas-vegyületek oxidálását a metán eltávolítással egyidejűleg elvégzi. Ha azonban a víz vas tartalma nem jelentős, ammónium ion koncentrációja azonban nagy, a víz oldott oxigén tartalmának növekedése és a levegőztetéssel a vízbe bejutó nitrifikáló mikroorganizmusok hatására megkezdődik az ammónium ionok ellenőrizhetetlen, szabályozhatatlan oxidálódása, melynek végterméke az egészségre ártalmas nitrit ion lehet.
A vízkezelési technológiákban a gáz - folyadék fázisszétválasztásnál lényegesen nagyobb szerepet játszik a szilárd - folyadék fázisszétválasztás. A felszíni vizekben található szennyező anyagok jelentős része szilárd állapotú anyag, vagy azokhoz kötődik. A megfelelő hatékonyságú szilárd - folyadék fázisszétválasztás a felszíni vizek tisztításának egyik legfontosabb részlete. A felszíni vizekben is előfordulnak olyan oldott állapotú eltávolítandó anyagok, melyek megfelelő adalékanyagok segítségével szilárd halmazállapotúvá alakíthatók. A felszínalatti vizek kezelésében nagyon nagy szerepe van a vas- és mangántalanításnak, melynek során az oldott állapotú vas- és mangánvegyületeket átalakítják szilárd állapotú anyagokká, majd megfelelő szilárd - folyadék fázisszétválasztással elkülönítik a víztől. Lényegében hasonló folyamatok játszódnak le az arzén eltávolítás során is, bár egyes vélemények szerint ott elsősorban nem kicsapódási, hanem adszorpciós folyamatok okozzák az eredetileg oldott állapotú arzén vegyületek szilárd állapotban történő megjelenését.
A felszíni vizekben előforduló természetes eredetű, valamint a kicsapási folyamatban képződő szilárd anyagok egy része kolloid, kvázi-kolloid diszperziót alkot a vízzel. Ezek a nagyon kicsi, μm nagyságrendű méretekkel rendelkező szilárd anyagok speciális kölcsönhatást alakítanak ki a vízzel, ezért egyszerű szilárd - folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal (ülepítés, flotálás, homokszűrés) nem különíthetők el a víztől. Megfelelő anyagok adagolásával azonban olyan vegyületek hozhatók létre a vízben, melyek a kolloid, kvázi-kolloid diszperzió részecskéivel kapcsolatba lépnek (koaguláció), és olyan aggregátumokat alkotnak velük (flokkuláció), melyek egyszerű szilárd - folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal elkülöníthetők a víztől. Sok esetben tehát a szilárd - folyadék fázisszétválasztást koagulációnak és flokkulációnak kell megelőznie abban érdekében, hogy az elválasztás megfelelő hatásfokát biztosítani tudjuk.
3.5. Adszorpció
Az adszorpció oldott anyagok és gázok tartós megkötődése szilárd felületen. A vízkezelés szempontjából az oldott állapotú anyagok megkötődése fontos. A gyakorlatban elsősorban szerves anyagok eltávolítására alkalmazzák, különös tekintettel a szerves mikroszennyezőkre. A leghatékonyabb adszorbens az említett feladat szempontjából a megfelelő módon előkezelt aktívszén, mely por vagy granulátum formájában kerülhet alkalmazásra. A jó minőségő aktívszén fajlagos felülete 1000 - 1200 m2/g. Meg kell azonban jegyeznünk, hogy az aktívszén csak korlátozottan szelektív adszorbens. Alkalmazásával elsősorban az egészségre ártalmas szerves mikroszennyezők eltávolítását kívánjuk megvalósítani, de a természetes eredetű, eltávolítani nem kívánt szerves anyagokat több nagyságrenddel nagyobb mennyiségben vonja ki a vízből, mint a mikroszennyezőket. Az aktívszén szelektivitása abban nyilvánul meg, hogy apoláros anyag, tehát az apoláros típusú szerves anyagokat adszorbeálja elsősorban, a polárosokat csak lényegesen gyengébb mértékben.
Az adszorpciós eljárásoknak speciális területe az ioncsere adszorpció. Egyes ásványok (elsősorban agyag-ásványok, azon belül is a montmorillonitok) a kristályrács meghatározott pontjain könnyen mobilizálható alkálifém (Na+ és K+) ionokat tartalmaznak, melyek többértékű fémek (pl. Ca2+ és Mg2+) ionjaira kicserélhetők. A természetes alapú ioncserélők mellett megjelentek a mesterséges ioncserélők (szerves alapanyagú ioncserélő műgyanták), melyek nem csak kationokat, hanem anionokat (pl. nitrát ionokat) is képesek kicserélni. Az ioncserélő műgyanták lényegesen könnyebben kezelhetők, nagyobb kapacitással rendelkeznek, regenerálásuk egyszerűbben
19
megvalósítható mint a természetes ioncserélőké. Az ioncserélő műgyantáknak évtizedeken keresztül egyeduralkodó szerepük volt a költséghatékony vízlágyítás megvalósításában.
Az adszorpció során - a fázisszétválasztással ellentétben - oldott állapotú anyagok vízből történő eltávolítására kerül sor úgy, hogy az oldott állapotú anyag átalakítására nem kerül sor. Bár a granulált aktívszenet tartalmazó állóágyas adszorber kialakítását és részben működtetését tekintve sok szempontból hasonló a homokszűrőhöz, működési mechanizmusok és az általuk eltávolítandó anyagok jellege alapvetően eltér egymástól. Ezért alapvetően helytelen és félrevezető az aktívszén adszorbereket aktívszén szűrőknek nevezni.
3.6. Egyéb folyamatok
Az egyéb folyamatok közé soroljuk azokat a nagy nyomáson lejátszódó membránfolyamatokat, melyek során molekula-, illetve ion-méret különbség alapján elválasztásra kerül sor. Míg a természetes ozmózis folyamat alkalmával a membrán két oldalán elhelyezkedő oldat között a membrán közbeiktatásával a koncentráció kiegyenlítődést biztosító változások valósulnak meg, a membrán egyik oldalán alkalmazott nagy nyomás hatására az említettel ellentétes folyamat, azaz az oldatból a víz az oldatból a membránon keresztül történő távozása következik be. Így egy idő után a membrán egyik oldalán a víz (illetve nagyon híg, kis sótartalmú oldat), míg másik oldalán a betöményedő, egyre nagyobb sótartalmú oldat található. A folyamat során folyadék - folyadék elválasztásra kerül sor molekula-, illetve ion-méret különbség alapján.
A membránfolyamatokat a vízkezelésben üzemi méretekben a hetvenes években kezdték alkalmazni. Az akkor még rendkívül költséges eljárást a gazdag Öböl-menti államokban a tengervíz sótalanítására alkalmazták ivóvíznyerési céllal. Az eltelt 20 - 25 évben az eljárás költségeit nagy mértékben sikerült csökkenteni, és ma már a vízlágyítás szükségessége esetén mind beruházási, mind üzemeltetési költségek tekintetében versenyképes lehet az eddig széleskörűen alkalmazott eljárásokkal.
A különböző komponensek koncentrációjának csökkentése, illetve vízből történő eltávolítása céljából alkalmazott technológiákat az említett hat alapfolyamat közül a szükségesek megfelelő sorrendben való összekapcsolásával, esetleg ismétlésével alakítják ki. A technológiai egységek kialakításánál nagyon fontos szempont, hogy az adott folyamatok lehető legtökéletesebb megvalósulására sor kerüljön. Lehet pl. bármilyen kiváló hatásfokú a szilárd - folyadék fázisszétválasztás, ha az azt megelőző kicsapódás, vagy az azt kiváltó oxidáció csak kis hatásfokkal játszódott le, és jelentős része oldott állapotban maradt. Ilyen esetekben az adott komponens eltávolítása, koncentrációjának csökkentése nem történhet meg a kívánt mértékben. Sok esetben célszerű az egyes technológiai egységeket úgy kialakítani, hogy egy egységben csak egy alapfolyamat lejátszódására kerüljön sor. Így könnyebben szabályozható az adott folyamat sebessége, lejátszódásának mértéke, és az esetleg szükségessé váló beavatkozások hatékonyabbak. Számtalan üzemeltetési problémát okozhat, ha egyetlen műtárgyban (technológiai egységben) valósítjuk meg pl. az oxidációt, a kémiai kicsapást és a szilárd - folyadék fázisszétválasztást (okoz is az országban működő vas- és mangántalanítók jelentős számában).
20
4. Ivóvíz fertőtlenítése
Az ivóvízkezelés legfontosabb lépése a fertőtlenítés. A fertőtlenítés célja a mikroorganizmusok egyedszámának adott határérték alá csökkentése (szemben a sterilizálással, ahol a cél az egyedszám 0-ra csökkentése).
Ivóvízkezelés során a fertőtlenítést általában valamilyen fertőtlenítőszerrel, oxidáció alkalmazásával hajtjuk végre (kivételt jelent pl. az UV fénnyel történő fertőtlenítés alkalmazása, melynek során a mikroorganizmusokat nem kémiai, hanem fizikai úton hatástalanítjuk).
A fertőtlenítőszerekkel szemben támasztott igények:
Kis mennyiségben, nagyon hatékonyan legyen képes a mikroorganizmusok elpusztítására A hatása hosszú távon érvényesüljön (amíg a víz eljut a fogyssztó csapjáig) Lehetőleg ne képződjön olyan melléktermék, amely kellemetlen módon befolyásolja a víz
minőségét Ne lépjen kémiai reakcióba a mikroorganizmusokon kívűl semmilyen más anyaggal
4.1. Klór
Magyarországon az ivóvízkezelés során leggyakrabban használt fertötlenítőszer a klór, melyet a következő formákban alkalmaznak:
Klórgáz (Cl2) Klóros víz Hypó (NaOCl oldata) Klórmész
A vízbe adagolt klórgáz a következő egyensúlyra vezető reakció szerint reagál a vízzel, miközben hypoklórossav és sósav képződik:
Cl2 + H2O HOCl + H+ + Cl-
Az így képződött hypoklórossav a pH függvényében disszociál:
HOCl H+ + OCl-
A klór a vízben tehát nem csak oldódik, hanem hidrolizál és a pH-tól függően disszociál is. A reakcióegyenletekben Cl2 a gázalakú klór, HOCl a hipoklórossav, OCl- a hipoklorit ion. Ezen három, baktericid hatású oxidálószer egymáshoz viszonyított mennyisége az oldat pH-jától függ (2. ábra). (Öllős, 1987)
Amennyiben a pH megnő, azaz a H+ ionok koncentrációja csökken, a rendszer több hidrogéniont szeretne termelni, tehát a disszociáció irányába tolódik el a folyamat (egyre több hypoklórossav molekula alakul át hypoklorit ionná). A mikroorganizmusokkal szemben a disszociálatlan hypoklórossav erősebb hatást felyt ki, tehát érdekünk, hogy a fertőtlenítés során kisebb pH értékeket alkalmazzunk. A pH csökkentésének határt szab az a tény, hogy 7 alatti pH értékek esetén a korrózió veszélye megnő, és épp ezért 7-nél alacsonyabb pH-jú víz nem is vezethető a hálózatba. Így tehát a klóros fertőtlenítés során alkalmazandó pH tartomány a 7 és 7,5 közötti pH tartomány. 7,5-ös pH felett már jelentős mennyiségben képződik hypoklorit ion, ezáltal csökken a fertőtlenítés hatékonysága.
21
2. ábra – Klór, hipoklórossav és hipoklorit ion egyensúlya a pH függvényében
A hypoklórossav a vízben található oxidálható anyagok egy részét (melyeknek kisebb a redox potenciáljuk mint a Cl2/2Cl- rendszeré) oxidálja. Ennek megfelelően például sor kerül a vas(II) vegyületek oxidálására, tehát a klórgáz adagolása megkönnyíti, meggyorsítja a vastalanítás folyamatát.
A klór a vízben található ammónium ionnal is reakcióba lép a következő egyenlet szerint:
NH4+ + HOCl NH2–Cl + H2O + H+
Az így keletkező monoklór-amin (NH2Cl) fertőtlenítő hatása nagyon gyenge.
Ha a hypoklórossav feleslegben van, reakcióba lép a korábban képződött monoklór-aminnal is, és diklór-amin képződik (NHCl2), mely a hypoklórossav további feleslege esetén triklór-aminná alakul (NCl3).
NH2–Cl + HOCl NHCl2 + H2O
NHCl2 + HOCl NCl3 + H2O
Ammónium ion jelenlétében tehát lényegesen nagyobb mennyiségű klórt (hypoklóros savat) kell a rendszerbe juttatni.
A klór (valójában a hipoklóros-sav) az emberi tevékenység következtében a felszíni, vagy felszínalatti befogadókba jutott szerves szennyezőanyagok, valamint a természetes eredetű szerves anyagok egyes csoportjaival reakcióba léphet daganatos megbetegedést is okozó THM (trihalo-metán) vegyületek képződését eredményezve.
Ezek legjellegzetesebb képviselője a kloroform (CHCl3). Meg kell azonban említeni a diklór-bróm-metánt (CHCl2Br) és a dibróm-klór metánt (CHClBr2) is, melyek lényegesen kisebb mennyiségben keletkeznek, mint a kloroform, de a klórozáskor mindig jelen vannak.
A THM vegyületek képződésének elsősorban azokban a vizekben nagy a valószínűsége, melyek néhány mg/L koncentrációban természetes eredetű humin, fulvin, illetve lignin anyagokat tartalmaznak.
[Cl-] = 10-3 M, C T C l = [Cl2] + [HOCl] + [OCl-]
-2 2 0
0
4 1086
0,5
1,0
Cl2 =
[Cl2] OCl- =
[OCl-]
α
HOCl =
[HOCl]
C T C l α
C T C l α C T C l
α
pH
22
3. ábra – A törésponti klórozás görbéje (a klór és a vízben jelen lévő ammónium közötti reakciót kifejező görbe)
Mivel a THM vegyületek rákkeltő hatásúak (karcinogén vegyületek), ezért a szabvány rögzíti az ivóvízben megengedhető maximális koncentrációjukat. A jelenleg érvényes szabályozás szerint a megengedett összes THM szint: 50 μg/L.
A szerves anyagok és a vízbe adagolt klór reakciója során olyan klórozott szerves vegyületek is képződhetnek, melyek mutagén tulajdonságokkal rendelkeznek (azaz géndeformációt okozhatnak, deformált sejtek jöhetnek létre). Ilyen vegyületek például a rövid szénláncú klórozott szénhidrogének.
A vízbe fertőtlenítési céllal adagolt klór egyéb szervesanyagokkal, például az ipari szennyvizekkel kibocsátott fenolokkal, fenolszármazékokkal is reagál, és – a néhány ug/L koncentrációban már kellemetlen szagot okozó – klór-fenolok képződnek.
4. ábra – A fenol és klórozás során keletkező mellékterméke: a klór-fenol szerkezete
A klór, mint fertőtlenítőszer tehát nagy körültekintéssel kell alkalmazni. A fertőtlenítésre kerülő víz minősége alapvetően befolyásolja, hogy milyen kockázati tényezővel alkalmazhatjuk a klórt. Elsősorban a viszonylag nagy mennyiségű ammónium iont, illetve szerves aynyagot tartalmazó vizek esetén kell nagy figyelmet fordítani a fertőtlenítés körülményeire.
Adagolt klór mennyisége (mg/L)
Kló
rmar
adék
ok (
mg/
L)
Összes adagolt klór
töréspont
kötött maradékok szabad és kötött maradékok
szabad klór
monoklóramin
diklóramin
triklóramin
OH Fenol OH Klór-fenol
Cl
23
A klórgázt adagolhatjuk gáz formájában, illetve klóros víz, hypó (NaOCl oldata) vagy klórmész formájában.
Klórgáz adagolásához a csppfolyós klórt acél palackokban vagy hordókban hozzák forgalomba. A palackok ill. hordók tárolására szigorú biztonságtechnikai előírások vonatkoznak. Klór elvételéhez pl. csak szabadtérről nyíló ajtajú, terepszint feletti, gépi úton is szellőztethető, fűtott helység felel meg. A fűtést a cseppfolyós klór gázzá alakulásához szükséges párolgási hő biztosítása („lefagyás elkerülése”) teszi szükségessé (Mészáros G., 1998).
Az 1970-és években elterjedt Advance típusú klórozók (5. ábra) már alkalmasak voltak a klórgáz biztonságos adagolására. Az adagoló és a bekeverés helye (injektor) közötti klórvezeték szívott, e vezeték sérülésekor a klór áramlása megszűnik, a berendezés levegőt szív és kever be a vízbe. A klórvezeték szívását és a klór bekeverését a külön nyomásfokozó szivattyúval üzemeltetett injektor biztosítja (Mészáros G., 1998).
5. ábra – Advance típusú klóradagoló (forrás: http://www.hik.hu/tankonyvtar/site/books/b10102/ch09s03s03s05.html)
Kisebb létesítmények vizét, a gáznemű klórnál könnyebben kezelhető klórt tartalmazó vegyületekkel is szokták fertőtleníteni. Ilyenek a nátrium- és kálcium-hipoklorit (NaOCl, Ca(OCl)2), a klórmész. Ezek a következő reakció szerint lépnek kapcsolatba a vízmolekulákkal:
NaOCl + H2O HOCl + NaOH
Ca(OCl)2 + 2 H2O 2 HOCl + Ca(OH)2
A klórmész aktív összetevője a kálcium-hipoklorit, tehát fertőtlenítő hatása ugyanolyan mechanizmus alapján valósul meg mint kalcium-hipoklorit esetében. (Vodnár J., 2001)
4.2. Klór-dioxid (ClO2)
A klórdioxid mint fertőtlenítőszer a hetvenes évek második felétől került a vízkezeléssel foglalkozó szakemberek érdeklődésének középpontjába. Ennek oka abban keresendő, hogy ez az
24
anyag a vízben előforduló szerves vegyületekkel nem képez THM vegyületeket, és nem reagál az ammónium ionokkal sem.
Klórdioxid jelenlétében azonban klórozott aromás vegyületek képződhetnek, és a fertőtlenítés során klorát (ClO3
-), illetve klorit (ClO2-) ionok képződnek. Közülük a klorit iont az ivóvízben
egészségre ártalmas anyagnak minősítették mérgező hatása miatt.
Ez az oka annak, hogy a WHO 1993-ban kiadott ajánlásában 200 μg/L-ben határozta meg az ivóvízben maximálisan megengedhető klorit ion koncentrációt.
Klorit ionok az ivóvízbe csak klórdioxiddal megvalósított fertőtlenítés során kerülhetnek, tehát a klorit ionokra vonatkozó szabályozás egyúttal a maximálisan alkalmazható klórdioxid koncentrációra is utal. Így a maximálisan adagolható klór-dioxid koncentráció 0,8 mg/L, amely azonban bizonyos esetekben elképzelhető, hogy nem biztosítja a víz fertőtlenítését.
A klórdioxidot a felhasználás helyén kell előállítani, ugyanis nem célszerű szállítani robbanásveszélyessége miatt.
A klór-dioxid háomféle eljárással állítható elő (Öllős, 1987):
1. A klór-dioxidot a felhasználás helyszínén állítják elő nátrium-kloritból (NaClO2). A nátrium-kloritot savval reagáltatva klór-dioxid képződik a következő egyenlet szerint:
5 NaClO2 + 4 HCl 4 ClO2 + 5 NaCl + 2 H2O
2. A klór-dioxid klórgázból is előállítható. Ebben az esetben a folyamat a következő két lépcsőből áll:
Cl2 + H2O HOCl + HCl
A közbenső termékek (HOCl és HCl) a nátrium-klorittal reakcióba lépnek és ClO2 keletkezik:
HOCl + HCl + 2 NaClO2 2 ClO2 + 2 NaCl + H2O
3. A ClO2 előállítása nátrium-hipokloritból (NaOCl, hypó) és nátrium-kloritból (NaClO2) elsősorban az olyan kisebb vízművekben előnyös, amelyek hipokloritot használnak. A kétlépcsős reakció:
NaOCl + HCl NaCl + HOCl
HCl + HOCl + 2 NaClO2 2 ClO2 + 2 NaCl + H2O
A klórdioxid savas közegben nagyon erős oxidálószer, a ClO2/Cl- rendszer redox potenciálja lényegesen nagyobb mint a Cl2/2Cl- rendszeré.
ClO2 + 5 e- + HOH Cl- + 4OH-
A vízkezelésre jellemző körülmények között a klórdioxid a következő reakció szerint oxidál:
ClO2 + e- ClO2-
25
A ClO2/ClO2- rendszer redox potenciálja azonban lényegesen kisebb mint a Cl2/2Cl- rendszeré. A
klórdioxid megközelítően 30 %-kal gyengébb oxidálószer a vízkezelésre jellemző körülmények között, mint a klór. Ennek megfelelően fertőtlenítő hatása is gyengébb.
A klór-dioxidot tehát általában nagy ammóniumion koncentrációjú vagy nagy szervesanyag tartalmú vizek kezelésére, esetleg utóklórozásra alkalmazzák.
4.3. Ózon
4.5.1. Az ózon előállítása
Az ózon rendkívül erős oxidálószer, már kis koncentrációban is veszélyes az élő szervezetekre, beleértve a magasabbrendű élőlényeket, így az embert is. Fertőtlenítő hatásának felfedezése 1886-ra tehető. Ettől kezdve kutatók tanulmányozták az ózon alkalmazási lehetőségeit, azonban az olcsó és hatékony klór használata háttérbe szorította az ózon felhasználását és megakadályozta széles körű elterjedését (Langlais et al, 1991).
Az ózont kezdetben főként fertőtlenítési célokra alkalmazták, azonban igen hamar felismerték, hogy a mikroorganizmusok inaktiválása mellett jelentős mértékben javított a víz ízén és szagán. Ezen kezdeti felhasználások során az ózonozásra leginkább a technológia végén került sor, míg az 1960-as évektől az ózonozást a tisztítási folyamat elején is alkalmazták (előózonozás) a vas- és mangán oxidáció (5.1 és 5.2 fejezetek), illetve a színt okozó vegyületek eltávolítása céljából. Az 1960-as évek közepétől az ózon újabb alkalmazási lehetőségeit ismerték fel: megfigyelték az ózon pozitív hatását a koagulációs-flokkulációs folyamatokban, valamint bizonyos mikroszennyezők oxidálásában az ózon szintén rendkívül hatékonynak bizonyult (Langlais et al, 1991).
Előállítása a levegő oxigénjéből, vagy oxigén gázból történik nagyfeszültségű elektromos kisülések alkalmazásával:
3O2 + E 2O3
Az ózon rendkívül erős oxidáló hatása a felszabaduló nasscens oxigénnek köszönhető.
O3 O2 + ,O’
Ha ez a nasscens oxigén nem talál oxidálandó anyagot, egy másik nasscens oxigénnel azonnal átalakul viszonylag gyenge oxidációs hatást kifejtő kétatomos oxigén-molekulává.
,O’ + ,O’ O2
Ezek a folyamatok az okai annak, hogy az ózon (vízbe adagolásától számítva) hosszú ideig nem tudja erőteljes oxidációs tulajdonságát kifejteni.
Az ózon fertőtlenítő hatása függ a víz aktuális pH értékétől. 8,0-nál nagyobb pH értékeken nagyon nagy reakcióképességű hidroxil- és szerves- gyökök képződhetnek a vízben ózon és szerves anyagok jelenlétében. Ezek a nagy reakcióképességű hidroxil- és szerves- gyökök katalizálják az ózon bomlását, és a szerves anyagok oxidációját, reprodukálva önmagukat. Enyhén savas közegben az ózon viszonylag lassan, de szelektív módon oxidál. A mikroorganizmusok elpusztítása szempontjából az enyhén savas közegben lejátszódó oxidáció a kedvezőbb.
A vízkezelésre leggyakrabban alkalmazott pH tartományban (7,0 ≤ pH ≤ 8,0) viszont az ózon spontán bomlása és a szerves anyagok nem-szelektív oxidációja kerül előtérbe. Ez az oka annak, hogy az ózon önmagában nem alkalmazható fertőtlenítőszerként. A víztisztító telepet elhagyva a
26
kezelt víz a hálózatba kerül, ahonnan több órás tartózkodási időt követően jut csak el a fogyasztó csapjáig. Mivel azonban az ózon nem-szelektív módon oxidál, ezért az ózonizálást követően 1-1,5 órán belül már lebomlik, jelenléte nem mutatható ki a vízben. Ferőtlenítőszer hiányában azonban a mikroorganizmusok a hálózatban elszaporodhatnak, ún. másodlagos elszennyeződést okozva. Ezért az ózon alkalmazása esetén a víz hálózatba juttatása előtt utólagos (klórral vagy klór-dioxiddal történő) fertőtlenítésre van szükség.
4.5.2. Reaktorok kialakítása
Az ózonozásra (mint fertőtlenítésre) szolgáló technológiai egység tervezése általában a CT koncepción alapul. C a fertőtlenítőszer koncentrációját, míg a a T a műtárgybeli tartózkodási időt jelenti. A CT érték mikroorganizmusonként, fertőtlenítőszerenként és eltávolítási hatásfokonként különböző érték. A reaktor megfelelő kialakítása befolyásolja a fertőtlenítés hatékonyságát. A legkedvezőbb kialakítás a csőreaktor jellegű, azonban ez az ideális eset a valóságban csupán megközelíthető. Terelőfalak alkalmazásával a reaktor hidraulikája kedvezőbbé válik és a reaktor viselkedése egyre inkább közelít a csőreaktor hidraulikai viselkedéséhez (Do-Quang et al, 2000; Langlais et al, 1991; Roustan et al, 1993). Ezen terelőfalak a reaktort több „kamrára” osztják (ld. 6. ábra 1., 2., 3. cellák). Az ózon azonban reakcióba lép a vízben található egyéb szennyezőanyagokkal is, nem csupán a mikroorganizmusokkal, így az ózonozás első fázisában ezen reakciók játszódnak le. Ez a víz kezdeti ózon igénye. Miután a kezdeti reakciók lejátszódtak, sor kerülhet a mikroorganizmusok hatástalanítására; az ózonozás ezen fázisában C átlagos ózonkoncentráció és olyan reaktor térfogat biztosítása szükséges, amelynek következtében a víz legalább T ideig van kapcsolatban ezen ózontartalommal. Így biztosított az előírt CT érték alkalmazása a patogén mikroorganizmusok megfelelő mértékű inaktiválásához. Kutatások igazolták, hogy a reaktorok akkor működnek hatékonyan, ha csak az első kamrákba vezetnek ózont, a többiben pedig a megfelelő kontakt időt biztosítják. Az első kamrákban tehát lejátszódhatnak az oxidációs folyamatok a vízben található szennyezőanyagokkal, majd pedig azokban a kamrákban, ahova ózont már nem vezetnek, sor kerül a fertőtlenítésre (Do-Quang et al, 2000; Martin et al, 1992).
6. ábra – Ózonozó műtárgy (forrás: Langlais et al., 1991)
Vízszint Vízszint
Bemenő víz
Elfolyó víz
Ózon beoldása
1. cella 2. cella 3. cella
27
Mivel az ózon előállítása költséges folyamat és az ózon vízben meglehetősen rosszul oldódik, így a lehető legjobb oldódás elérése feltétlenül szükséges. Az irodalomból számos technológia ismert, az alapvető célkitűzés minél kisebb buborékok előállítása nagy fajlagos felület elérése érdekében illetve az ózonmolekulák lehető legegyenletesebb szétoszlatása a reaktorban. A már említett terelőfalak mellett ezt a célt szolgálják az olyan típusú beoldó rendszerek is, amelyek egyben keverést is biztosítanak (például turbinás ózon bekeverés, 7. ábra).
7. ábra – Turbinás ozonozó (forrás: Langlais et al., 1991)
4.5.3. Melléktermékek keletkezése
Az ózonozás első fázisában az ózon nem a mikroorganizmusokkal lép reakcióba, hanem a vízben található egyéb vegyületekkel, többek között a vízben található szerves anyagokkal. Az ózon a nagy molekulatömegű szerves anyagokat képes feldarabolni, és kisebb vegyületekké alakítani. Ezen kisebb méretű szerves vegyületek már könnyen hozzáférhetőek a mikroorganizmusok számára, melyek így a vízelosztó hálózatban elszaporodhatnak. Az ózon ezen tulajdonsága párosul instabil voltával, amely bizonyos esetekben kedvezőtlenné teheti az alkalmazását. Mivel az ózon könnyen átalakul illetve reakcióba lép a vízben található vegyületekkel, a vízelosztó rendszerben hatékony maradék ózon koncentráció nem tartható fenn. Mindemellett, ha a víz szervesanyag tartalma jelentős, a mikroorganizmusok számára hozzáférhető szervesanyag (BDOC, AOC) magas koncentrációban képződik az ózonozás hatására (Albidress et al, 1995). Ezen két körülmény együttesen – maradék fertőtlenítőszer hiánya illetve tápanyagtartalom – kedvező feltételeket biztosít a mikroorganizmusok elszaporodására az elosztó hálózatban.
A vízelosztóhálózatbeli mikroorganizmusok számának szabályozása során a tápanyagtartalom csökkentése illetve hatékony maradék fertőtlenítőszer alkalmazása egyaránt szükséges. Amennyiben ózon az alkalmazott elsődleges fertőtlenítőszer és jelentős mennyiségű asszimilálható szerves szén képződik, granulált aktív szén (GAC, ld. 10. fejezet) alkalmazása
Ózon bevezetése
Bemenő víz
Elfolyó víz
28
szükséges az ózonozást követően. Azonban másodlagos fertőtlenítőszer adagolása a víztisztító telepet elhagyó víz alacsony szervesanyag tartalma esetén is feltétlenül szükséges.
Mivel az ózon alkalmazása után másodlagos fertőtlenítőszer adagolása is szükséges, így a másodlagos fertőtlenítőszer és az ózonozás következtében keletkezett melléktermékek közötti reakciók, az így keletkezett vegyületek, és ezen vegyületek közegészségügyi hatásainak ismerete szintén szükséges. Egy lehetséges megoldás az ózon alkalmazása, mint elsődleges fertőtlenítőszer, és azt követően klór adagolása a vízminőség romlás megakadályozása céljából a vízelosztó hálózatban. Azonban a kutatási eredmények az ózon THM képződésre gyakorolt hatásáról meglehetősen ellentmondásosak. Az ózon a THM prekurzorok oxidálására, más esetekben viszont a THM képződés serkentésére képes, illetve egyes kutatási eredmények szerint a klórozást megelőző ózonozásnak nincsen számottevő hatása a THM képződésre (Tuhkanen et al., 1994; Colemann et al, 1992).
A fertőtlenítési melléktermékek tekintetében az utóbbi években különösen előtérbe került bromát képződésének kérdése az ózonozás eredményeképpen. A bromát rákkeltő, a bromid ionokból képződhet ózonizálás hatására, keletkezését számos vízminőségi paraméter befolyásolja. Azokon a telepeken tehát, ahol bromid található a nyersvízben, és ózonos oxidációt alkalmaznak, a kezelt víz bromát tartalmának vizsgálata rendkívűl fontos.
Összefoglalva tehát, az ózon rendkívűl erős oxidálószer, olyan mikroorganizmusokat is képes elpusztítani, melyek hatástalanítására a klór alkalmatlan (pl. Cryptosporidium). A mikroorganizmusok hatástalanítása mellett az ózon nagyon hatékonyan oxidálja a vasat, mangánt, arzént és különféle szerves anyagokat is. Hátránya azonban, hogy a vízben gyorsan elbomlik, így másodlagos fertőtlenítőszer alkalmazása szükséges az ózonizálást követően. A szervesanyagokkal lejátszódó reakciók következtében ózonizálás után általában aktív szén (ld. 10. fejezet) alkalmazása javasolt.
4.4. Klóramin
A mono-klóramin jelentős fertőtlenítő hatással rendelkezik, de a közvetlen mikroorganizmus pusztító képessége nem közelíti meg a korábban említett fertőtlenítőszerekét. Ez is az egyik oka annak, hogy a klórral történő fertőtlenítés jelentősen veszít hatékonyságából ammónium ionok jelenlétében, azaz a klóraminok képződése során.
Bár a klóramin mind a baktériumok, mind a vírusok elpusztításában kevésbé hatékony mint a korábban említett fertőtlenítő szerek, nagyon jól alkalmazható a mikroorganizmusok egyedszámának meghatározott, alacsony szinten tartására. Fertőtlenítő hatását ugyanis hosszú ideig képes megőrizni. Nem lép reakcióba szerves anyagokkal, és az ammónium ionokkal sem. Ennek megfelelően korlátozott fertőtlenítő képességét hosszú ideig megőrzi, és nem termel egészségre ártalmas anyagokat.
A monoklóramin hátránya, hogy enyhe, de kellemesnek nem mondható szagot kölcsönöz a víznek. Ez az oka annak, hogy kombinált alkalmazása - pl. az ózonnal együtt - nem terjedt el széleskörűen. Vannak azonban olyan vízművek, melyek a fő fertőtlenítési folyamatot ózon adagolásával oldják meg, az utófertőtlenítést pedig a helyszínen előállított mono-klóramin adagolásával. A klóramint ammónium-szulfát és nátrium-klorid reakciójával állítják elő.
4.5. UV (ultraibolya) sugárzás
Meghatározott hullámhossz tartományban az ultraibolya sugárzás erős fertőtlenítő hatással rendelkezik. Ez a fajta fertőtlenítés nem kémiai, hanem fizikai úton hatástalanítja a
29
mikroorganizmusokat. Az UV fényt a sejtek DNS-e nyeli el, miáltal a DNS-ben egyes bázispárok közötti kötések módosulnak. A fertőtlenítés szempontjából legjelentősebb a timin nukleotidok dimerizációja (Varga és Lugosi). A kialakult timin dimerek ugyanis megakadályozzák a DNS-szál olvasását, ezáltal a DNS replikációja megakad, a sejtosztódás megáll (8. ábra).
A fertőtlenítés hatékonysága nem függ a kezelésre kerülő víz pH értékétől. Az UV sugárzással történő fertőtlenítés során nem képződnek egészségre ártalmas melléktermékek, a kezelés hatékonyságát az ammónium, vagy egyéb ionok jelenléte nem befolyásolja.
Az ultraibolya sugárzás azonban csak néhány centiméteres vízrétegben tudja fertőtlenítő hatását a kívánt mértékben kifejteni. A sugárzás fertőtlenítő hatását csak a sugárzás időtartama alatt tudja kifejteni, a hálózatbeli mikroorganizmus-elszaporodást nem tudja megakadályozni. Ezért az ózonhoz és a klóraminhoz hasonlóan vezetékes ivóvíz-ellátásban fertőtlenítőszerként csak más anyagokkal kombinálva alkalmazható.
Az UV fertőtlenítés a vízhozamtól függően zárt vagy nyitott rendszerben történik. A 9. ábra egy zárt kialakítású reaktort mutat, amely leginkább a kis vízhozamokra jellemző kialakítás.
8. ábra – Az UV sugárzással történő fertőtlenítés hatásmechanizmusa
T G
A A C
T T G T
A
G
C
C
A
T G
C
G
C A
A C
G T
UV
KETTŐS KÖTÉS KIALAKULÁSA
DNS
30
9. ábra – UV reaktor kialakítása
4.6. Membrántechnológiák
Megfelelő pórusméretű (nanométer nagyságrendű) membránon nagy nyomás alkalmazásával az oldatokból kis méretű molekulák – vizes oldatokból értelemszerűen vízmolekulák – átpréselhetők a membránon, míg a nagy molekulák (azaz az oldott anyagok) eredeti helyükön maradnak. Ezzel az eljárással lényegében molekula-szeparáció biztosítható.
Tekintettel arra, hogy a mikroorganizmusok mérete lényegesen meghaladja az oldott anyagok molekuláinak méretét, a membrántechnológiák a molekula-szeparáció mellett a mikroorganizmusokat is eredeti helyükön tartják, azaz nem jutnak át a tisztított vízzel a membránon. Így a fordított ozmózis (illetve nanoszűrés) lényegében fertőtlenítő hatással rendelkezik. A fertőtlenítés – a vegyszeres eljárásokkal szemben – nem kémiai, hanem fizikai úton történik.
4.7. Egyéb eljárások
Az egyéb eljárások közé sorolható az ezüst ionokkal történő fertőtlenítés (az ezüstion baktérium pusztító hatással rendelkezik, házi viztisztító berendezésekben alkalmazott anyag), illetve a kálium-permanganát (KMnO4) alkalmazása is.
31
5. Vas- és mangántalanítás
A vas- és mangán fogyasztása nem káros az emberi szervezetre (a vasra kimondottan szüksége is van), azonban esztétikai okokból ezeket a komponenseket is el kell távolítanunk a nyersvízből.
5.1. Vas
A vas a felszín alatti vizekben, a reduktív körülmények között, oldott állapotban van jelen. A felszínre kerülve azonban amint oxidálódik, rosszul oldódó vegyületté válik, és barnás színű csapadék formájában jelenik meg.
A korábbi (2001 előtti) Magyar Szabvány szerinti szabályozás értelmében a maximálisan megengedhető koncentráció 0,2-0,3 mg/L, míg az Európai Uniós (és 2001 óta Magyarországon is érvényes) szabályozás szerint 0,2 mg/L a maximálisan megengedhető vas koncentráció az ivóvízben.
A vas előfordulási helyei:
• Talajvíz • Védett rétegvíz • Parti szűrésű víz
Ezekben a vízbázisokban a reduktív jelleg miatt a vízben jól oldódó vas(II) (Fe2+) vegyületek dominanciája érvényesül.
Ahhoz, hogy a vasat valamilyen szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával el tudjuk távolítani a vízből, először vízben rosszul oldódó vas(III) vegyületté kell alakítani.
A vastalanítási technológia tehát a következő alapfolyamatokból áll össze:
• Oxidáció • Kémiai kicsapatás • Szilárd-folyadék fázisszétválasztás
Az első lépéshez, az oxidációhoz egy olyan oxidálószer alkalmazása szükséges, melynek redox-potenciálja meghaladja a vas(II)/vas(III) rendszer redox-potenciálját.
Az Fe2+ / Fe3+ rendszer redox-potenciálja: + 0,77 V
Néhány oxidálószer redox-potenciálja:
• Vízben oldott oxigén (semleges közegben): +0,815 V • Vízben oldott oxigén (savas közegben): +1,229 V • Ózon (lúgos közegben): +2,07 V • Hypo-klórossav (semleges-savas közegben): +1,49 V • Kálium-permanganát (KMnO4, savas közeg): +1,69 V • Kálium-permanganát (lúgos közeg): +1,85 V • Hidrogén-peroxid: +2,14 V
32
Tehát a vas oxidálása a fent említett vegyszerek alkalmazásával megoldható. Amennyiben csak a vasat kell oxidálni (más, oxidációt igénylő eltávolítandó szennyező nincs határérték feletti koncentrációban a vízben), a levegő alkalmazása is elegendő lehet. Ilyenkor a technológia egy egyszerű levegőztetésből, majd ezt követő szilárd-folyadék fázisszétválasztásból (szűrés, esetleg azt megelőzően ülepítés is) áll. Amennyiben a vas mellett más vegyületet is kell oxidálni (pl. arzént, mangánt), valamilyen erősebb oxidálószer alkalmazása is javasolt, úgymint klór, ózon, kálium-permanganát.
A vas(II) oxidációja vas(III)-á az egyes vegyszerekkel a következő egyenletek szerint játszódik le (Langlais, 1991):
• Fe(II) oxidációja oxigénnel (O2):
2Fe2+ + ½O2 + 5H2O 2Fe(OH)3 + 4H+
• Fe(II) oxidációja ózonnal (O3):
2Fe2+ + O3 + 5H2O 2Fe(OH)3 + O2 + 4H+
• Fe(II) oxidációja hypoklóros-savval (HOCl):
2Fe2+ + HOCl + 5H2O 2Fe(OH)3 + Cl- + 4H+
• Fe(II) oxidációja klór-dioxiddal (ClO2):
Fe2+ + ClO2 + 3H2O Fe(OH)3 + ClO2- + 3H+
• Fe(II) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4):
3Fe2+ + MnO4- + 2H2O 3Fe(OH)3 + MnO2 + 5H+
5.2. Mangán
A korábbi (2001 előtti) Magyar Szabvány szerinti szabályozás értelmében a maximálisan megengedhető koncentráció 0,05-0,1 mg/L, míg az Európai Uniós (és 2001 óta Magyarországon is érvényes) szabályozás szerint 0,05 mg/L a maximálisan megengedhető vas koncentráció az ivóvízben. A régi magyar szabályozás a vas és mangán együttes koncentrációjára 0,3 mg/L-t írt elő. Az európai szabvány a vas és mangán együttes értékére külön korlátozást nem ír elő.
A mangán előfordulási helyei:
• Talajvíz • Védett rétegvíz • Parti szűrésű víz
Ezekben a vízbázisokban a reduktív jelleg miatt a vízben jól oldódó mangán(II) (Mn2+) vegyületek dominanciája érvényesül.
Ahhoz, hogy a mangánt valamilyen szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával el tudjuk távolítani a vízből, először vízben rosszul oldódó mangán(IV) vegyületté kell alakítani.
A mangántalanítási technológia tehát a következő alapfolyamatokból áll össze:
• Oxidáció
33
• Kémiai kicsapatás • Szilárd-folyadék fázisszétválasztás
A Mn2+ / Mn4+ rendszer redox-potenciálja: + 1,51 V A Mn2+ / MnO2 rendszer redox-potenciálja: + 1,28 V
A 5.1 pontban felsorolt oxidálószerek közül tehát a levegő önmagában a mangán oxidálására nem alkalmas, valamilyen erősebb oxidálószer (ózon, kálium-permanganát) alkalmazására van szükség. A redox-potenciál értékek alapján elvileg a klór is alkalmas a mangán oxidálására, azonban ez egy nagyon lassú folyamat.
Amennyiben a vízben jelen lévő mangán koncentrációja nem haladja meg a 0,4-0,5 mg/L értéket, a vízben jelen lévő mangán erős oxidálószer alkalmazása nélkül, a levegő oxigénjének felhasználásával is oxidálható. Az eljárás lényege, hogy a szűrőszemcsék felületén egy speciális katalitikus réteget kell kialakítani. A katalizátor réteg KMnO4 vagy MnCl2 oldat szűrőhomokon való keringetésével alakítható ki. Ezáltal a szűrőszemcsék felületén MnO2 réteg alakul ki, amely már katalizátorként biztosítani tudja, hogy a mangán a levegő oxigénjének hatására oxidálódjon. Az így előkészített szűrőt bedolgozott szűrőnek nevezik. A szűrő bedolgozását bizonyos időközönként meg kell ismételni (regenerálás KMnO4 oldattal), hiszen a katalizátor csak akkor működik, ha folyamatosan megújul.
A mangán(II) oxidációja mangán(IV)-é az egyes vegyszerekkel a következő egyenletek szerint játszódik le (Langlais, 1991):
• Mn(II) oxidációja oxigénnel (O2):
Mn2+ + ½O2 + H2O MnO2 + 2H+
• Mn(II) oxidációja ózonnal (O3):
Mn2+ + O3 + H2O MnO2 + O2 + 2H+
• Mn(II) oxidációja hypoklóros-savval (HOCl):
Mn2+ + HOCl + H2O MnO2 + Cl- + 3H+
• Mn(II) oxidációja klór-dioxiddal (ClO2):
Mn2+ + 2ClO2 + 2H2O MnO2 + 2ClO2- + 4H+
• Mn(II) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4):
3Mn2+ + 2MnO4- + 2H2O 5MnO2 + 4H+
34
6. Vízlágyítás
6.1. A szén-dioxid - szénsav - hidrogén-karbonát - karbonát rendszer egyensúlya
Magyarország hidrogeológiai szempontból szerencsés helyzetben van, ugyanis a karbonátos alapkőzet (CaCO3) következményeképpen a vizekben jelentős mennyiségű hidrogénkarbonát-ion (HCO3
-) található. Ez azt jelenti, hogy ha savas hatás éri tavainkat, folyóinkat, attól még jelentős pH csökkenés nem következik be, hiszen ez a természetes puffer rendszer ezt a külső hatást egy ideig kompenzálni tudja.
A már említett „pufferoló-hatás” a következőképpen játszódik le:
HCO3- + H+ H2CO3
HCO3- + OH- CO3
2- + H2O
Ezek a folyamatok valójában egyensúlyi folyamatok és a következőképpen írhatóak fel:
HCO3- + H+ H2CO3
Ha savas hatás éri a rendszert (a pH lecsökken) akkor ez azt jelenti, hogy a H+ ion koncentráció megnő. Mivel egyensúlyi rendszerről van szó, ezért a rendszer a megnövekedett számú H+ ionokat el szeretné tüntetni, tehát a folyamat a a szénsav (H2CO3) képződés irányába fog eltolódni:
HCO3- + H+ H2CO3
Ehhez hasonlóan a második folyamat is egy egyensúlyra vezető folyamat:
HCO3- + OH- CO3
2- + H2O
Az egyensúlyi rendszerek esetében tehát mindkét oldalon szereplő vegyületek jelen vannak, csak épp az adott viszonyoktól (pl.: pH) függően más és más arányban. Tehát jelen van H2CO3, HCO3
- és CO3
2- a pH-nak megfelelő mértékben.
A pH-tól való függés a következőképpen alakul:
Ha pH ≤ 4,5 A vízben csak CO2 és H2CO3 van jelen.
Ha 4,5 ≤ pH ≤ 8,3 A vízben jelen van CO2, H2CO3 és HCO3-.
Ha pH ≥ 8,3 A vízben lévő szabad CO2 és H2CO3 megszűnik. A vízben tehát HCO3-
van jelen és megjelenik a CO3-.
35
10. ábra – A vízben található szervetlen szénformák aránya a pH függvényében (forrás: Öllős, 1987)
8,3-as pH érték felett a vízben megjelenő CO32- ion a vízben található Ca2+ ionokkal reakcióba lép
a következő egyenlet szerint:
Ca2+ + CO32- CaCO3
Az így keletkező vízkő (CaCO3) megjelenik a vízvezeték falán. A vízkő lerakódás elkerülése érdekében a technológia tervezése során a pH növelését (mint technológiai lépést) célszerű elkerülni.
6.2. A víz keménysége
A víz keménységét a vízben található kálcium- (Ca) illetve magnézium- (Mg) sók okozzák. A víz pH változásának hatására vagy a hőmérséklet emelkedés hatására kálcium-karbonát (CaCO3) válhat ki a csövek, edények, stb. felületén. A XIX. század végén ez a jelenség vezetett el a nagynyomású kazánok robbanásához, ugyanis a kialakuló bevonat csökkentette a kazán hőátadó képességét. Ezért a kazánokat jobban kellett fűteni, így viszont egyre több kálcium-karbonát vált ki a kazán felületén. Amikor azonban a karbonát-réteg felszakadt, azon a helyen túlzottan gyorsan következett be a gőzképződés, amely hirtelen nyomásnövekedéshez majd robbanáshoz vezetett. Ez hívta fel a figyelmet a víz lágyításának szükségességére, amely az első, ipari méretekben alkalmazott vízkezelési technológia volt.
Mi történik a víz forralása során a szén-dioxid – szénsav – hidrogén-karbonát – karbonát egyensúllyal?
A hőmérséklet emelés hatására a gázok folyadékban történő oldódása csökken. Ennek következtében a szén-dioxid elkezd távozni a rendszerből, tehát a rendszer H2CO3/CO2 egyensúlya megbomlik. A rendszer elkezd CO2-t termelni, aminek következtében viszont a H2CO3 kezd elfogyni. Így tehát megbomlik a H2CO3/HCO3
- egyensúly is. Az egyensúlyi rendszer elkezd szénsavat termelni, aminek következtében viszont a hidrogén-ion koncentráció lecsökken, tehát a pH elkezd nőni. Ha a pH értéke meghaladja a 8,3-as értéket, megjelenik a karbonát-ion a rendszerben (CO3
2-) ami viszont a vízben található kálciummal már kálcium-karbonátot képez. Egy egyenletbe összefoglalva a fentieket, a folyamat a következőképpen írható le:
Ca2+ + 2HCO3- Ca2+ + H2O + CO2 + CO3
2-
pH
100
80
60
40
20
0 4 5 6 7 8 9 10 11 12
A szénsav-vegyületek
moláris koncentrációja
az összes szénsavtartalom
%-ában
Szabad CO2
HCO3-
CO32-
36
Ahogy a melegítés hatására a CO2 távozik a rendszerből (felfelé mutató nyíl), egyre több karbonát (CO3
2-) termelődik, ami egyre nagyobb mértékű vízkőképződéshez vezet (Ca2+ + CO32-
CaCO3)
A víz keménységét a vízben oldott Ca és Mg ionok okozzák, amelyek ionos formában (Ca2+, Mg2+) vannak jelen. A víz összes keménysége a változó keménységből és az állandó keménységből tevődik össze:
Összes keménység = Változó keménység + Állandó keménység
Változó keménység: azzal a Ca2+ és Mg2+ mennyiséggel jellemezhető, amely a víz forralása alkalmával szilárd állapotú kálcium, illetve magnézium vegyületté alakul át, azaz a HCO3
--al egyenértékű Ca2+ és Mg2+ mennyisége a víz változó keménysége.
A fenti reakcióegyenlet értelmében 1 mol Ca2+ 2 mol HCO3- ionnal egyenértékű. Az
atomtömegeket figyelembe véve, ez azt jelenti, hogy 2 * 61 = 122 mg HCO3--al 40 mg Ca2+
egyenértékű.
A 40 mg-on túl jelen lévő Ca és Mg mennyiség adja a víz állandó keménységét, amely forralás esetén is megmarad a vízben. Ezek a Ca és Mg ionok egyéb anionokhoz kapcsolódnak, pl. Cl-, SO4
2- vagy NO3- anionokhoz.
6.3. Vízlágyításra szolgáló technológiák
4.5.1. Mésztejes vízlágyítás
A meszes vízlágyítás során oltott meszet (Ca(OH)2) adagolnak a kezelendő vízhez, amely a vízben található Ca2+ és Mg2+ anyagokkal reagál, vízben rendkívűl rosszul oldódó csapadékot képez (a reakcióegyenletekben aláhúzással jelölve), amely azután szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával eltávolítható a vízből.
2 HCO3- + Ca(OH)2 Ca2+ + 2 CO3
- + 2 H2O
2 Ca2+ + 2 CO3- 2 CaCO3
A fenti egyenletekből látható, hogy 1 mol Ca(OH)2 adagolásával 2 mol Ca2+ ion távolítható el a vízből. A Mg2+ ionokkal a következő egyenlet szerint reagál az oltott mész:
Mg2+ + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + Ca2+
37
11. ábra – Meszes vízlágyítás technológiai folyamatábrája
Meszes vízlágyítással a 20-28 német keménységi (nk) fokkal jellemezhető víz keménysége 6-8 nk-ra csökken.
4.5.2. Meszes-szódás vízlágyítás
A szóda, azaz nátrium-karbonát, vízben nagyon jól oldódó vegyület, a következő egyenlet szerint disszociál:
Na2CO3 2 Na+ + CO32-
A keletkező karbonátion a vízben jelen lévő kálcium ionnal reagál:
Ca2+ + CO3- CaCO3
A technológia során a mésztelítő reaktort követően – kellő pihentetés után – a vizet szódatelítő reaktorba vezetik (13. ábra). A mész-szódás vízlágyítási technológiával 2,5-3 német keménységi fokú víz állítható elő.
12. ábra – A meszes-szódás vízlágyítás technológiai folyamatábrája
1 2
3
4 5
6
víz
mészhidrát Ca(OH)2
1 – mésztelítő 2 – keverős reaktor 3 – lágyítandó nyersvíz 4 – ülepítő 5 – lágyított víz 6 – mésziszap
1 6
5
7 8
9
víz
mészhidrátCa(OH)2
4 – meszes szuszpenzió5 – lágyítandó víz 6 – keverős reaktor
szóda Na2(CO)3
3
2
4
1 – szódatelítő 2 – szóda oldat 3 – mésztelítő
7 – ülepítő8 – lágyított víz 9 – mésziszap
38
4.5.3. Vízlágyítás trisóval
Nátrium-foszfát (Na3PO4), azaz trisó is alkalmazható vízlágyításra. Vízben oldva a következő reakcióegyenlet szerint disszociál:
Na3PO4 3 Na+ + PO43-
A keletkező foszfátion a vízben jelen lévő kálcium ionnal reagál:
3Ca2+ + 2PO43- Ca3(PO4)2
A trisóval történő vízlágyítással 0,5 német keménységi fokú víz állítható elő.
4.5.4. Vízlágyítás ioncserével
Az ioncsere az adszorpciós folyamatok (ld.10. fejezet) családjába tartozó eljárás. Ioncsere alkalmazása esetén az adszorbens a vizes fázisból bizonyos ionokat megköt, és helyette az adszorbens felületéről ionok mennek a vízbe. Ioncserét a vízkezelésben számos szennyező eltávolítására alkalmazzák. Például vízlágyításra, a vízben található kálcium- és magnézium ionok eltávolítására, ammóniumion eltávolítására.
A természetes eredetű anyagok közül bizonyos típusú zeolitok alkalmasak kation cserére:
A zeolit az oldatban lévő oldott állapotú ionok egy részét megköti, helyettük nátrium-iont bocsát a vízbe. A nátrium helyére kerülhet például ammónium, kálcium vagy magnézium:
A zeolitok aktív felülete aránylag kicsi és nagyüzemi alkalmazásuk nehézkes a költséges regenerálás miatt. Ezért kifejlesztettek mesterséges ioncserélő gyantákat.
A mesterséges ioncserélő gyanták között van nátrium-bázisú, de kifejlesztettek hidrogén-bázisú kation-cserélő gyantát és hidroxid-bázisú anion-cserélő gyantát.
Na-bázisú mesterséges ioncserélő gyanta alkalmazásakor a természetes zeolitoknál ismertetett folyamatok játszódnak le:
Ioncsere adszorpció alkalmazása vízlágyításra:
Ze Na
R Na
R OH
R H R: szerves polimer
Z - Na
Z - Na + Ca2+
Z
Z
Ca + 2Na+
39
A hidrogén-bázisú gyanta alkalmazása után a hidroxid-bázisút alkalmazva sómentes, ioncserélt vízhez jutunk. Amennyiben csak a hidrogén-bázisú gyantát alkalmaznánk, a vízbe kerülő H+ ionok miatt savassá válna a rendszer. A hidroxid-bázisú gyanták azonban a vízben jelen lévő HCO3
- ionokat megkötik, és ezáltal OH- ionokat bocsátanak a vízbe. A vízbe bocsátott H+ és OH- ionok vízmolekulákká állnak össze.
Az ionmentes víz előállítása során fontos a gyanták alkalmazásának sorrendje. Ha a hidroxid-ciklusú gyantával kezdenénk az ioncserét, akkor a keletkező hidroxidionok reakcióba lépnének a kationokkal. Például a vassal történő reakció következtében, a keletkező vas-hidroxid bevonná az ioncserélő gyanta felületét, annak idő előtti kimerüléséhez vezetve. Az ioncserélő gyantákat általában a gyorszűrőkhöz (9.3. fejezet) hasonló töltött oszlopokban alkalmazzák (14. ábra), ahol az ioncserélő gyanta valamilyen támrétegen heleyezkedik el.
13. ábra – Ionmentes víz ellőállítása H+-bázisú, majd azt követően OH--bázisú ioncserélő gyanta alkalmazásával
Ca2+ HCO3-
H+ HCO3-
H+ HCO3-
H+ OH-
H2O
H+ bázisú ioncserélő
gyanta
OH- bázisúioncserélő
gyanta
Ionmentes víz
R - Na
R - Na + Ca2+
R
R
Ca + 2Na+
R - H
R - H + Ca2+
R
R
Ca + 2H+
R - OH + HCO3- R - HCO3 + OH-
2H2O
R - OH + HCO3- R - HCO3 + OH-
40
Amikor az ioncserélő oszlop kapacitása kimerül, regenerálni szükséges. A Na-ciklusú ioncserélő gyanta regenerálása NaCl oldattal, a H-ciklusú gyanta regenerálása HCl oldattal történik. Amennyiben a kezelendő víz fentről lefelé áramlik a tölteten, a regenerálás során ellenáramot (lentről felfelé) alkalmaznak.
14. ábra – Töltött oszlopos Na-bázisú ioncserélő vízlágyító berendezés (forrás: Reynolds és Richards, 1996)
NaCl só
tároló tartály
Regene-rálószer tartály
Bemenő víz
Kezelt víz
Oszlop
Gyanta
Kavics támréteg
Vízelosztás
Irányító egység
DrénrendszerSzivattyú
Hulladékvíz
41
7. Koaguláció-flokkuláció („derítés”)
A vizes szuszpenzió kolloid részecskéi, mint minden vízzel érintkező szilárd test, a felületi energiájuk révén a vízből ionokat, főleg anionokat adszorbeálnak, ezáltal elektrosztatikusan negatív töltést kapnak. Ennek következtében taszítják egymást, és így belátható időtartamon belül nem kerülhet sor az aggregálódásukra (Öllős, 1987). A XX. század első éveiben megállapították, hogy gravitációs erőtérben a magára hagyott kolloid diszperzió hosszú ideig (órákig, napokig) nem veszíti el stabilitását, azaz a szilárd részecskék jelentős része lebegve marad a vízben.
A szilárd-folyadék határfelületen kialakuló elektromos töltés mintegy 1-10 μm távolságnyira a folyadéktérben kompenzálódik. Ez a jelenség a határfelületet övező kettős rétegben játszódik le (15. ábra).
15. ábra – Az elektromos kettős réteg és a zéta (ζ)potenciál értelmezése
A kolloid részecskék nagy felületükkövetkeztében nagy mennyiségű szerves anyagok tudnak akkumulálni (megkötni, adszorbeálni), ezért is kell őket eltávolítani a vízből (ugyanis eltávolításukkal nagy mennyiségű szerves anyagot is eltávolítunk).
A negatív felületi töltést tehát csökkenteni kell. A cél a zérus töltés elérése, ugyanis ekkor a részecskék már nem taszítják egymást.
A felületi töltés csökkentését valamilyen pozitív töltésű anyaggal kell megvalosítani. Ezt kationok (Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Al3+, Fe3+) adagolásával érhetjük el. A Schulze-Hardy szabály (vegyértékűség szabálya) értelmében egy kolloid rendszer koaguláltatásához szükséges
Negatív töltésű
részecske
Távolság
Zéta potenciál
Részecske körüli
elektropotenciál
Kötött réteg
Diffúz réteg
Felületi potenciál
42
ionmennyiségek között nagy a különbség: minél nagyobb töltéssel rendelkezik az ion, annál kisebb mennyiség adagolása elegendő a megfelelő mértékű koaguláltatáshoz. Ezt a szabályt szemléltetik 16. ábra mutatott kísérleti eredmények. Az ábra a zéta-potenciál értékeket mutatja az adagolt Na+, Ca2+, Mg2+ koncentrációk függvényében. Három értékű ionok (Fe3+, Al3+) alkalmazásával már néhány tized mg/L adagolása is elegendű a zérus zéta-potenciál eléréséhez.
16. ábra – Modell szuszpenzió Zéta-potenciáljának változása egy- és kétértékű kationok jelenlétében (Licskó)
17. ábra –Modell szuszpenzió Zéta-potenciáljának változása az Al3+ és Fe3+ ionok koncentrációjának függvényében (Licskó)
43
A XX. század első felében még azt feltételezték, hogy az aggregálódást eredményező töltésváltoztatást az Al3+, illetve a Fe3+ ionok okozzák.
A XX. század huszas éveinek végén felmerült egy olyan elképzelés, hogy valójában nem az Al3+ vagy a Fe3+ ionok okozzák a kolloid, kvázi-kolloid diszperzió részecskéinek koaguláltatását, hanem az említett háromértékű ionok hidrolízis termékei. Az elképzelés szerint, melyet Zeta-potenciál vizsgálatokkal is igazoltak, az Al3+ és Fe3+ ionokból képződő pozitív elektromos töltéssel rendelkező alumínium- és vas(III)-hidroxidok koaguláltatják a kolloid, kvázi-kolloid diszperzió negatív elektromos töltéssel rendelkező részecskéit. A diszperzió részecskéinek töltés-semlegesítését követő aggregálódás révén olyan mérető alumínium- vagy vas(III)-hidroxid pelyhek jönnek létre, melyek nagy része ülepíthető (vagy flotálható) és szűrhető. Ez lehet a felszíni vizek kolloid, kvázi-kolloid diszperzióiban jelenlévő szilárd részecskék vízből történő eltávolításának mechanizmusa.
A háromértékű fémionok (Al3+, Fe3+) a következő egyszerűsített, egyensúlyra vezető folyamatok során alakulnak pelyhes szerkezetű fém-hidroxidokká:
[Al(H2O)6]3+ + H2O [Al(H2O)5OH]2+ + H3O+ (7.1)
[Al(H2O)5OH]2+ + H2O [Al(H2O)4(OH)2]+ + H3O+ (7.2)
[Al(H2O)4(OH)2]+ + H2O Al(OH)3*3H2O + H3O+ (7.3)
A többértékű fémsók (Al3+, Fe3+) vizes oldataiban a fémionok (hexa)-aqua-komplexek formájában vannak jelen. A komplex kötésű vízmolekulákból proton könnyen átjuthat a nem-komplex kötéső, tehát oldószerként jelenlévő vízmolekulákba [lásd (7.1) - (7.3) reakciók].
A (7.1) - (7.3) reakciók azonban egyensúlyra vezető folyamatok így maradéktalan megvalósulásukra csak abban az esetben kerülhet sor, ha a reakciók során képződő hidroxónium ionokat valamilyen Brönsted-féle bázis - rosszul disszociáló sav képződése közben - megköti. Magyarországon - kevés kivételtől eltekintve - a felszíni vizek olyan koncentrációban tartalmaznak hidrogén-karbonát (HCO3
-) ionokat, hogy az alumínium ionok (Al3+) adagolásakor keletkező hidroxónium ionok megkötése a következő reakciók alapján biztosított:
HCO3- + H3O+ H2CO3 + H2O (7.4)
H2CO3 H2O + CO2 (7.5)
A (7.5) reakcióban keletkező szén-dioxid jelentős része gáz alakban távozik a vízből, így az egyensúly a (7.1) - (7.5) reakciókban az alumínium-hidroxid és a szén-dioxid képződés irányába tolódik el, és ennek megfelelően a (7.3) reakcióban vízben rosszul oldódó alumínium-hidroxidok képződnek. A fentiekhez hasonló folyamatok játszódnak le Fe3+ ionok adagolásakor is.
A pelyhes szerkezetű alumínium-hidroxidok képződéséhez tehát nem elegendő az alumínium- vagy vas(III)-ionok hidrolízise, mert a több lépéses hidrolízis során keletkező hidroxónium ionok olyan mértékben csökkentik a pH-t, hogy maga a hidrolízis csak nagyon kis mértékben játszódik le, gyorsan egyensúly alakul ki. A (7.1) - (7.3) reakciók csak akkor játszódnak le, ha velük - térben és időben - párhuzamosan a (7.4) - (7.5) reakciók is megvalósulnak. Az alumínium- és vas(III)-
44
ionok teljes hidrolízisére tehát csak akkor kerülhet sor, ha egyúttal sav-bázis reakciók is megvalósulnak.
Tekintettel arra, hogy az alumínium amfoter elem, savas és lúgos közegben egyaránt jól oldódik. Ebből következik, hogy vízben rosszul oldódó alumínium-hidroxidok (melyek a felszíni vizek diszperziójának szilárd részecskéit koaguláltatják) csak nagyon szűk pH intervallumban képződnek. A kezelésre kerülő víz pH értéke és pufferkapacitása jelentősen befolyásolja az alumínium-hidroxidok kialakulását, és a képződött alumínium-hidroxidok tulajdonságait. A hazai vizek pH értéke - kevés kivételtől eltekintve - 7,0-nél nagyobb, és HCO3
- koncentrációja nagyobb 1 mmol-nál, a vízbe jutó szervetlen koagulánsok [alumínium- és vas(III)-sók] nagyon rövid idő alatt (10-7 - 10-5 s) vízben rosszul oldódó alumínium- illetve vas(III)-hidroxidokká alakulnak.
A keletkező alumínium (vagy vas) – hidroxid kapcsolatba kerül az eltávolítandó részecskékkel (18. ábra), majd ezt követően a két egymás közelébe kerülő alumínium (vagy vas) – hidroxid részecskék között hidrogén-híd kötések alakulnak ki (19. ábra). Ez a folyamat az aggregálódás, melynek következtében szilárd/folyadék fázisszétválasztásra alkalmas méretű pelyhek alakulnak ki.
18. ábra – A kolloid szol (fém-hidroxidok) kapcsolata a szuszpenzió szilárd részecskéivel (eltávolítandó anyaggal)
19. ábra – Az alumínium-hidroxidok között létrejövő hidrogén-híd kötés (szaggatott vonallal jelölve) és a kolloid szol aggregálódása
A vízben szuszpendált kolloid részecske
(lebegőanyag)
Alimínium-hidroxidvagy
vas-hidroxid pelyhek
A hidroxid-pelyhek összekapcsolódása révén a szuszpendált részecskék
aggregálódása
Al
OH HO
HO Al
OH
HO OH
45
Ezek a létrejött nagyobb pelyhek tehát már eltávolíthatóak ülepítéssel, illetve szűréssel. Amennyiben a pelyhek mérete mégsem elég nagy, segéd-derítőszereket (ún. flokkulánsokat, pl. polimereket) lehet adagolni, ezek elősegítik a nagyobb méretű pelyhek létrejöttét.
A fent vázolt technológiában az első lépés, melynek során a részecskék felületi töltését semlegesítjük, az ún. koaguláció. A második lépésben – az aggregálódás révén – kellően nagy pelyhek jönnek létre, amelyek ülepíthetőek, illetve szűrhetőek. Ez a második lépés az ún. flokkuláció.
A koaguláció során tehát az a cél, hogy a beadagolt Al só (koagulálószer) Al(III) ionját Al-hidroxiddá alakítsuk. Ehhez nagyon intenzív keverés szükséges, amellyel tehát el lehet érni, hogy a keletkező H3O+ ionok minél gyorsabban találkozzanak a vízben található HCO3
- ionokkal. Ezt mintegy 1,5-2 perc intenzív keveréssel lehet elérni.
A flokkuláció során kb. 10 perces tartózkodási idő biztosításával lassú keverést kell alkalmazni, hogy a megfelelő méretű pelyhek kialakulhassanak. Amennyiben szükséges, segéd-derítőszert (flokkulálószert) kell alkalmazni. Ha a keverés túl intenzív vagy túl sokáig tart, a már keletkezett pelyhek széttörhetnek. A 20. ábra foglalja össze a koagulánsok (flokkulánsok) és kolloidrészecskék közötti lehetséges reakciókat optimális vegyszeradagolás és keverési program(1., 2. eset), illetve túlzott vegyszeradagolás és túl intenzív keverés (4., 5., 6. eset) alkalmazása esetén.
A koagulációs-flokkulációs technológia lépéseinek összefoglalása:: A vízben szuszpendált kolloid részecskék negatív töltéssel rendelkeznek, taszítják egymást, és ezért nem tudnak összekapcsolódni, kiülepedni. A vízkezelés során alumínium- vagy vas-sókat adagolnak a vízhez. Ezek a vízben az oxidáció hatására vas-hidroxid [Fe(OH)3] illetve alumínium-hidroxid [Al(OH)3] pelyhekké alakulnak. Ezek a pelyhek a géleknél is kisebb szol részecskék, alkalmasak arra, hogy a vízben szuszpendált kolloid részecskékkel kapcsolatba lépjenek, és azok felületi töltését csökkentsék. Ezek után a kolloid részecskék már nem taszítják egymást, összekapcsolódnak (a vas- illetve alumínium pelyhek közvetítésével kapcsolódnak össze) és együttesen nagyobb pelyheket alkotva már ki tudnak ülepedni a gravitáció hatására. A vízkezelés ezen folyamatát koagulációnak nevezik.
Egy szuszpenzió megszűntetésének módja általánosságban tehát a következő lépésekből áll:
1. kolloid szol létrehozása 2. ez a kolloid szol kapcsolatba lép a szuszpenzió szilárd részecskéivel 3. a kolloid szol aggregálódása, melynek következtében pehely-szerű kolloid gélek
létrejötte, amelyek már alkalmasak a szilárd/folyadék fázisszétválasztásra 4. szilárd/folyadék fázisszétválasztás (ülepítés és/vagy a szűrés).
46
20. ábra – A polielektrolitok és a kolloidrészecskék közötti lehetséges reakciók (Öllős, 1987; Reynolds és Richards, 1996)
Polimer KolloidrészecskeDestabilizált
kolloidrészecske
1. Optimális polimer adagolás és intenzív keverés
2. Optimális pehelyképződés
Destabilizált kolloidrészecskék
Flokkuláció
Pehely képződés
3. Reakció gyenge pelyhesedéskor (másodlagos adszorpció)
Destabilizált kolloidrészecske
Másik kolloid szabad felületével nincs érintkezés
Újrastabilizált kolloidrészecske
Túlzott polimeradagolás
4. Reakció túlzott polimeradagoláskor
KolloidrészecskeStabil kolloidrészecske
(nincs szabad felületrésze)
5. Pehely széttörése (túlzott energiabevitel)
Pehely
Intenzív vagy túl hosszú idejű keverés
Pehely-töredékek
6. Reakció a polimer másodlagos adszorpciójakor (túlzott energiabevitel)
Pehelytöredék
Újrastabilizált pehelytöredék
47
8. Gáz-folyadék fázisszétválasztás
A magyarországi mélységi vizek gyakran magas metán (CH4), illetve agresszív szén-dioxid (CO2) tartalommal jellemezhetőek.
A metán robbanásveszélyes gáz, ezért eltávolítása szükséges. A nagy mélységben magas nyomáson nagy mennyiségű metán tud a vízbe oldódni (ld. Henry-törvény). A gázok oldódásának nyomástól való függését szemlélteti az Alföldön található mélységi víztárolók esete. Ezekbe a víztartókba a nagy nyomás hatására a metán nagy mennyiségben beoldódott. Amikor a víz kitermelése megtörtént és a felszínre került a víz, a nyomás lecsökkent, a robbanásveszélyes gáz kioldódott a vízből. A nagy mennyiségű kioldódott metán-gáz okozta az 1960-as években a békéscsabai konzervgyár víztornyának robbanását. Ez az esemény hívta fel a figyelmet az alföldi kutakból termelt víz metán-eltávolításának szükségességére
Ezért amennyiben a vízben metán található, a vízkezelés első lépése (a robbanásveszély miatt) a gáztalanítás kell, hogy legyen. A metán eltávolítása fizikai úton történik.
A vízben általában mindig jelenlévő kálcium- és magnézium-hidrogén-karbonátok az ugyancsak jelenlévő szén-dioxiddal egyensúlyban vannak. Ha a szén-dioxid mennyisége az egyensúlyi koncentrációnál kisebb, akkor kálcium- ill. magnézium-karbonát válik ki, ha pedig nagyobb, akkor a víz erősen korrózív tulajdonságúvá válik (Vodnár J., 2001). Amennyiben tehát az egyensúlyhoz szükséges mennyiségen túl található CO2 a vízben, azt agresszív szén-dioxidnak nevezzük, melynek eltávolítása korrózív tulajdonsága miatt szükséges. A vízben található agresszív szén-dioxidot kémiai vagy fizikai úton lehet eltávolítani az ivóvízből.
8.1. Gázok eltávolítása fizikai úton
A gázok vízben történő oldódását a Henry-törvény írja le:
cv = pg * H
cv a vízben oldott gáz koncentrációja, pg a gáz parciális nyomása, H a Henry-tényező. A parciális nyomás az a nyomásérték amit az adott gáz akkor fejtene ki, ha a légterben másfajta gázok nem lennének jelen. Ez az egyenlet csak fizikai oldódás esetén teljesül, amennyiben az adott gáz reakcióba lép a vízzel, akkor a Henry-törvány már nem tudja leírni a folyamatokat (ez történik pl. Cl2 gáz oldódásakor, ugyanis a klór gáz a vízzel reakcióba lép, aminek következtében hipoklóros-sav és sósav képződik).
Amennyiben tehát a vízben nagy mennyiségű oldott gáz van jelen, kilevegőztetéssel jelentős része eltávolítható a vízből. A cél az, hogy minél nagyobb folyadék-levegő határfelületet biztosítsunk, és a levegőből a kioldódott gázokat elvezessük (ekkor ugyanis a légtérben nem lesz magas az adott gáz parciális nyomása). Ilyen levegőztető eljárások a kaszkádos, szórórózsás és ütközőtányéros levegőztetők, gázmentesítő berendezések (21. ábra - 24. ábra).
Az ilyen, ún. nyitott rendszereknél két folyamat játszódik le párhuzamosan: egyrészt a vízben oldott gázok eltávoznak a vízből, másrészt pedig jelentős mennyiségű oxigén beoldódik a vízbe (ezáltal pl. a vas levegő általi oxidációja is megvalósul).
48
21. ábra – GM típusú gázmentesítő vázlata (forrás: Mészáros, 1998)
22. ábra – Levegőztetés szórórózsákkal (forrás: Mészáros, 1998)
23. ábra – Kaszkádos levegőztető (forrás: Fővárosi Vízművek Zrt.)
Levegő beszívás Levegő szűrő
Levegő beszívó és bekeverő injektor
Szükséges nyomás max. terhelésnél: 1,6 kp/cm2
G á z o s ví z
Gázos levegő eltávozás
Szellőztető levegő ejektor
Szellőztető ventillátor
Gázmentesített víz
Szórórózsák Elosztóvezeték
Ütkozőszita
2 % 2 %
Vízzár
~ 2,0
Bemenő víz
Elfolyó víz
49
24. ábra – Levegőztetés ütközőtárcsákkal (forrás: Mészáros, 1998)
8.2. Agresszív szén-dioxid eltávolítása kémiai úton
A kémiai módszerekkel végzett szén-dioxidmentesítés alapját a CO2-nak kálcium- és magnézium-karbonáttal és - oxidokkal való reakciói képezik. A kémiai reakciók egyrészt lejátszódhatnak valamilyen anyag (pl. mésztej) kezelendő vízhez történő adagolásával, vagy valamilyen CaCO3 vagy MgO tartalmú anyagon történő átszűréssel.
Ha a CO2 tartalmú vizet 1-5 cm-es márvány darabokkal töltött tornyon csörgedeztetik át, akkor a következő reakció játszódik le:
CaCO3 + CO2 + H2O Ca(HCO3)2 Ha a CO2-tartalmú vizet oltott mésszel kezeljük, akkor az alábbi reakciók szolgálják a CO2 eltávolítását ill. átalakítását:
Ca(OH)2 + CO2 CaCO3 + H2O Ca(OH)2 + 2 CO2 Ca(HCO3)2.
Ez a módszer megköveteli, hogy az oltott meszet jól meghatározott mennyiségben használják, különben az első reakció lesz az uralkodó, amely CaCO3 csapadékot eredményez, ezt pedig ülepítéssel és szűréssel lehetne csak eltávolítani, ami drágítja a víz tisztítását.
Szokták még használni ugyanerre a célra a félig égetett dolomitot vagy magno-masszát, ami kálcium-karbonát és magnézium-oxid keveréke. A lejátszódó reakció ilyenkor a következő:
MgO + CaCO3 + 3 CO2 + 2 H2O Ca(HCO3)2 + Mg(HCO3)2. Magyarországon pl. FERMAGO néven ismert MgO tartalmú anyagot (zsugorodásig égetett magnezit kvarchomokkal keverve) szoktak a szűrőhomokhoz keverni. A szűrőre kerülő víz szén-dioxid tartalmának a függvényében kell meghatározni a kvarchomok : fermago keverési arányt. A víz agresszív szén-dioxid tartalma a szűrőtölteten áthaladva reagál a magnézium-oxiddal, lényegében feloldja azt, miközben a víz agresszív szén-dioxid tartalma csökken. (Mészáros G, 1998)
Levegő átvezetés
Ütkozőtárcsák
2 % 2 %
~ 2,0
50
9. Szilárd-folyadék fázisszétválasztás
A 25. ábra áttekintést ad a vízkezelés során alkalmazott szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiákról. Az ábrán a teljesség kedvéért szerepel az aktív szén adszorpció is, azonban ez a technológia nem sorolható a szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiák közé, hiszen oldott szerves anyag eltávolítására alkalmas.
25. ábra – Szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiák áttekintése
9.1. Durva fázisszétválasztás
A durva fázisszétválasztást megvalósító technológiai egységek közé soroljuk a rácsot, a szitaszűrőt (általában dobszűrő), a nagyobb méretekkel rendelkező algák eltávolítására alkalmas mikroszűrőt és a homokfogót.
A rács (26. ábra) a nagyobb átmérőjű, nagyobb térfogatú, úszó tárgyak visszatartását hivatott elvégezni. A különféle nagy felületű vékony tárgyak (fóliák) valamint a falevelek víztől való elválasztását nagyon jó hatásfokkal valósítják meg a szitaszűrők. A makroszita szűrő szitaelemének nylásmérete 0,3-2,5 mm. Az ilyen méretű makroszita bizonyos szuszpendált anyagokat, úszó vagy félig úszó anyagokat, állati vagy növényi hulladékokat, rovarokat, ágat, füvet, stb. tart vissza. A mikroszita szűrő nyílásmérete a 23-65 μm tartományba esik. Az ilyen méretű szitával a nagyon finom szuszpendált anyagok (pl. planktonok) távolíthatók el (Öllős, 1987). Bár a hetvenes évek elején a vízkezeléssel foglalkozó szakemberek nagyon nagy várokozással tekintettek a mikroszűrők alkalmazása elé, a gyakorlat nem igazolta a reményeket. A beruházási és üzemeltetési költségek nincsenek arányban az eredményekkel, a mikroszűrők széleskörű elterjedésre és alkalmazására sem országosan sem világszerte nem került sor. A 27. ábra egy nyitott mikroszita szűrő felépítését és működési elvét mutatja. A dobnak a tengely alatti felületrésze merül a vízbe. Forgás közben a lerakódott szennyeződés a szita belső oldalán a
RÁCS
1 2 4 3 5 6 7
0.45 μm
Szilárd anyagok eltávolítása Szilárd/folyadék fázisszétválasztás
Oldott anyagok eltávolítása
MAKROSZITA SZŰRŐ
MIKROSZITA SZŰRŐ
ÜLEPÍTÉS,HOMOKFOGÓ
DERÍTÉS GYORSSZŰRÉS
AKTÍV SZÉN ADSZORPCIÓ
Eltávolítható szennyezők köre:
1 – úszó fadarabok 2 – falevelek, rovarok 3 – élő szerves anyag (plankton, algák) 4 – homokszemcsék, ülepíthető anyagok 5 – pelyhek, csapadékok 6 – pelyhek, csapadékok 7 – íz- és szaganyagot okozó anyagok,
mikroszennyezők, THM vegyületek
51
vízfelszín fölé kerül, ahonnan aztán az öblítő vízsugár azt az elvezető vályúba mossa. A dob nyitott vége és a nyersvízbevezető csatorna betonfala között vízzáró csatlakozás szükséges, nehogy a nyersvíz a dobot megkerülhesse (Öllős, 1987).
26. ábra – Gereb
27. ábra – Nyitott mikroszita szűrő (forrás: WRc, 1992)
A homokfogó (29. ábra) feladata a vízkezelés szempontjából nagy sűrűségűnek tekinthető szemcsék kiülepítése a vízből. Ezek a szemcsék (a kolloid rendszerekkel ellentétben) technológiai szempontból elfogadható időtartamon belül képesek kiülepedni a vízből.
Befolyó víz Elfolyó víz
SzitafelületŐblítővízMerevítő Őblítővízelvezető
vályú
52
28. ábra – Homokfogó, hosszanti átfolyású ülepítő méretezésének elve
A 28. ábra mutatja a homokfogók és hosszanti átfolyású ülepítők méretezésének elvét. Jelölje Q a vízhozamot, V a műtárgy térfogatát (ebből számítható t tartózkodási idő: t = V/Q), S az alapterületét és ω0 az ülepedési sebességet.
A részecskék t idő elteltével érik el az ülepítő alját, azaz:
t = H0 / ω0
V = H0 * S = Q*t
A fentiekből:
ω0 = H0 / t = Q / S
Azok a részecskék, amelyek ülepedési sebessége a Q / S értéket meghaladja (pl. ω1 sebességgel ülepedő részecske a 28. ábra jelölve), nem fognak a műtárgyban teljes mértékben kiülepedni, egy részük az elfolyó vízzel együtt a további technológiai egységekre kerül.
29. ábra – Homokfogó (forrás: WRc, 1992)
ω0ω1
ISZAPZÓNA
H0
H
BEVEZETŐ ZÓNA
ELVEZETŐ ZÓNA L
Úszó részecskéket elvezető vályú
Merülőfal
Iszap összegyűjtése
Bevezetés
Elvezetés
Iszapkotró
53
9.2. A finom lebegőanyag eltávolítása – Koagulációt-flokkulációt követő ülepítés, flotálás
A felszíni vizek lebegőanyagainak jelentős része kisebb méretekkel („átmérő”-vel) rendelkezik, mint a homokszűrő szemcséi között kialakuló csatornák átmérői. Ezek a lebegőanyag részecskék csak nagyon gyenge hatásfokkal távolíthatók el a homokszűrőben. A „finom” (kolloid, kvázi-kolloid mérettartományba tartozó) részecskék eltávolítását, vagy a szilárd-folyadék fázisszétválasztás számára történő alkalmasságuk megteremtését a finom fázisszétválasztási fokozat előtt kell megvalósítani. Megfelelő koagulációval (7. fejezet) a vízben szuszpendált, illetve emulgeált részecskék alkalmassá válnak arra, hogy szilárd-folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal elkülönítsük azokat a víztől. A fázisszétválasztás hatékonysága megfelelő flokkulációval jelentős mértékben növelhető. A fázisszétválasztás utolsó lépése a szemcsés közegben lejátszódó szűrés. A szűrést a körülményektől függően megelőzheti egy durvább fázisszétválasztási eljárás, pl. ülepítés vagy flotálás, melynek az a feladata, hogy a szűrőre lehetőleg 5 - 10 mg/L-nél kisebb lebegőanyag koncentrációval rendelkező víz kerüljön. Külföldön széleskörűen alkalmazzák viszonylag kis alga egyedszámmal és kis lebegőanyag koncentrációval rendelkező felszíni vizek kezelésénél az ún. koagulációs szűrűket (direct filtration), melyben a koaguláció folyamatát rögtön a szűrés követi. Ezt az eljárást Magyarországon az ivóvízkezelésben nem használják, ipari vízelőkészítésnél azonban van hazai példa alkalmazására.
4.5.1. Ülepítés
A szűrést megelőző fázisszétválasztás Magyarországon kizárólag ülepítéssel történik. A flotálást hazánkban ma az ivóvízkezelésben nem alkalmazzák. Mind a hosszanti, mind a függőleges átfolyású ülepítők (30. ábra) használata elterjedt Magyarországon. A hatvanas évektől azonban uralkodóvá vált a kör keresztmetszetű, lebegő iszapfüggönyt tartalmazó - és ennek megfelelően függőleges átfolyású - módosított Greaver-reaktorok (közismert nevén MÉLYÉPTERV-derítő) létesítése. A MÉLYÉPTERV-derítők egyeduralmát nagy ritkán a VIZITERV tervei alapján készült szintén függőleges átfolyású KORRIDOR-, illetve CYCLOFLOC-típusú derítő színesítette.
Az említett műtárgyak nem véletlenül kapták az „ülepítő” helyett a „derítő” nevet. A konstruktőrök szándékai szerint a „derítő” többfunkciós műtárgy ellentétben az „ülepítő”-vel. A tervezői elgondolások szerint a derítőben kell lejátszódnia a koaguláció befejező szakaszának és teljes egészében a flokkulációnak, valamint az ülepítésnek.
A lebegő iszapfüggönyt tartalmazó derítők kör keresztmetszetü ülepítők, melyekben a víz áramlása lentről felfelé történik. Működésének lényege, hogy a pelyhek aggregálódása következtében olyan vastagságú iszapfelhő alakul ki, amelynek a sűrűsége már elég nagy ahhoz, hogy a felfelé tartó vízárammal együtt ne ússzon fel, és ne folyjon el az ülepítőből, azonban az iszapfelhő mennyiségét úgy kell szabályozni, hogy az ne is ülepedhessen le az ülepítő aljára. A műtárgy aljáról fefelé haladó pelyhek ehhez a lebegő iszapfelhőhöz kapcsolódnak. A lebegő iszapfüggönyt tartalmazó derítők működését tehát nagy mértékben befolyásolják a műtárgyban lejátszódó hidraulikai folyamatok. A viszonylag vastag iszapfelhő (1-1,5 m) kialakítása és stabilizálása, fenntartása csak megfelelő felületi terhelés mellett valósítható meg. Az optimálisnál kisebb vízsebességek az iszapfelhő vékonyodását, elfogyását, a nagyobbak pedig a pelyhek iszapfüggönyből történő felúszását, az ülepített vízben való megjelenését eredményezik. A stabil iszapfelhő nagy jelentőséggel rendelkezik a lebegőanyagok visszatartása szempontjából: a nem kellő mértékben flokkulált pelyhek a viszonylag sűrű iszapfelhőben kapcsolódnak az ott tartózkodó nagyobb pelyhekhez. A lebegő iszapfüggöny lényegében „megszűri”az áthaladó vizet, visszatartja a lebegőanyagok jelentős részét.
54
30. ábra – Kör keresztmetszetű ülepítő (forrás: WRc, 1992)
31. ábra – Lebegő iszapfelhős ülepítő (forrás, WRc, 1992)
A felszíni-víz tisztító üzemek beruházási költségeinek csökkentése szempontjából kulcskérdés a derítők (ülepítők) felületi terhelésének nagysága. Adott térfogatú víz egységnyi idő alatt történő átbocsátása esetén a hasznos felület és a felületi terhelés szorzata állandó szám (ez az átbocsátott víz térfogata), tehát nagyobb felületi terheléshez kisebb műtárgy felület, és ennek megfelelően kisebb műtárgy térfogat is tartozik. Nagyobb felületi terhelések esetén tehát kisebb műtárgyak létesíthetők, csökkenthető a vízmű beruházási költsége. Ez azért fontos, mert a felszíni-víz tisztító üzemekben a legkisebb felületi terheléssel a derítő (ülepítő) műtárgyak rendelkeznek, azaz ezek a kapacitást meghatározó technológiai egységek.
A derítő (ülepítő) műtárgy felületi terhelése közvetett és közvetlen beavatkozásokkal növelhető. A közvetett beavatkozások közé tartozik a koagulánsok és flokkulánsok adagolásának valamint bekeverésének megfelelő kialakítása, önálló műtárgyként flokkulátor létesítése. A közvetlen módszerek közé tartozik a koaguláció és flokkuláció során kialakuló pelyhek sűrűségének növelése segéd-anyag adagolásával (pl. homokpor - CYCLOFLOC-eljárás), vagy a derítő (ülepítő)
Iszap összegyűjtése
Iszapkotró
Bevezetés
Elvezető vályú
Bevezetés
Áramlási irány
Lebegő iszapfelhő
Elvezetés
Iszapfelhőt elvezető tölcsér változtatható magasságban
Iszapfelhő „lecsapolása”
55
műtárgyban uralkodó hidraulikai viszonyok az ülepedés számára kedvező megváltoztatása (pl. lamellák, csőkötegek beépítése).
A CYCLOFLOC-eljárás elve az, hogy a kialakuló pelyhekbe nagy sűrűségű adalékanyagot építsünk be, és ennek következtében a függőleges áramlású ülepítőben lényegesen nagyobb felületi terhelés (azaz a felfelé áramló víz nagyobb sebessége) érhető el, hiszen a szennyező anyagokat magukba záró pelyhek is a szokásosnál nagyobb sebességgel ülepednek. Az eljárás segítségével 5,0 - 5,5 m/h felületi terhelést lehetett kielégítő ülepített-víz minőség mellett elérni. A szellemes megoldás (az eljárás magyar szabadalom!) az elérhető nagy felületi terhelés ellenére nem tudott átütő sikert elérni. Ennek egyik oka a viszonylag nagy mennyiségű homok adagolásának nehézkessége, a legértékesebb homok-frakció visszaforgatásának megoldatlansága, valamint a segéd-anyag és a derítőszer egymáshoz viszonyított helyének rossz kiválasztása volt.
A fejlett ipari országokban a hatvanas évek végén kezdték alkalmazni az ülepítők teljesítményének növelésére a lamellákat, csőkötegeket. A függőleges átfolyású ülepítők felső harmadába beépített lamellák alapvetően megváltoztatták a műtárgy hidraulikai viszonyait. A lamellák a víz mozgási irányát a normálisnak tekintett függőlegestől 25 – 300-kal eltérítik, így azonos áramlási sebesség mellett a víz függőleges irányú sebesség-komponense lényegesen kisebb lesz mint kényszeráramlás nélkül. A lamellák között áramló vízben a lebegőanyagokra (így a pelyhekbe ágyazott lebegőanyagokra is) ható felhajtó erő is kisebb, tehát a szilárd anyagok ülepedése is nagyobb hatásfokú lesz. Az egymástól néhány cm távolságra elhelyezett lamellák között az ülepedő részecskéknek lényegesen rövidebb utat kell megtenniük, mint a hagyományos ülepítőkben. Tapasztalatok szerint a lamellák, csőkötegek falára kiülepedett részecskék ismételt felkeveredése csak kis mértékben fordul elő. A lamellákon és a csőkötegek falán lecsúszó pelyhek nagy részének további mozgására az ülepedés jellemző a nem-kényszeráramlású víztérben. Tehát az ülepítés lebegőanyag eltávolító képessége lényegesen növelhető csőkötegek, vagy lamellák beépítésével a derítőbe, lehetőséget ad a derítők kapacitásának növelésére.
32. ábra – Csőmodulok beépítése a függőleges átfolyású, lebegő iszapfelhős derítőbe (forrás: Öllős, 1987)
4.5.2. Flotálás
Az iparban szilárd-folyadék fázisszétválasztási feladatok megoldására (ércek és szén elválasztása a meddő kőzetektől) már a XX. sz. első felében sikerrel alkalmazták a flotálást. A bányából kitermelt anyagot megfelelő szemcseméretűre őrölték, majd felületaktív anyagot tartalmazó vízzel keverték, és néhány bar nyomású gázt (célszerűen levegőt) fuvattak át a rendszeren. A kis méretű gáz (levegő) buborékok a kisebb sűrűségű (vagy a megfelelő felületaktív anyaggal kapcsolatba lépett) értékes anyaggal tartós kapcsolatba léptek, csökkentve azok sűrűségét. A folyamat
Bevezetés
Elvezetés
Csőkötegek
Iszapkotró
56
következtében az értékes anyag a vízfelszínen képződő habba került, a meddő pedig kiülepedett a medence aljára. Ez az eljárás különösen a kis és nagy sűrűségű anyagok egymástól történő elválasztására alkalmazható gazdaságosan.
Nagy-Britanniában és a Skandináv-országokban a hetvenes években kezdték alkalmazni a flotálást felszíni-víz tisztító üzemekben a koagulált - flokkulált rendszerek elválasztására az ülepítés helyett. Kezdetben ezt az eljárást olyan nyers vizek esetében tudták megfelelő hatásfokkal használni, melyeknek nagyon kicsi volt az ásványi eredetű lebegőanyag tartalma, a vízre nagy mennyiségű alga jelenléte volt jellemző. A kis sűrűségű algákat tartalmazó alumínium- vagy vas(III)-hidroxid pelyheket lényegesen könnyebb flotálni, mint ülepíteni. A vízkezelésben alkalmazott flotáló berendezések korszerűsítésének eredményeként a nyolcvanas évek végén a Skandináv-országok tapasztalatai alapján a flotálás már a nagyobb ásványi eredetű lebegőanyag koncentrációk (max. 50 mg/L) esetén is gazdaságosabb fázisszétválasztási eljárás, mint az ülepítés.
A jelenleg alkalmazott flotáló berendezések (33. ábra) felületi terhelése többszöröse a hagyományos ülepítők terhelhetőségének. Bár a flotálók megfelelő üzemeltetéséhez szükséges gépészeti egységek lényegesen összetettebbek mint az ülepítőké, az azonos teljesítményhez szükséges sokkal kisebb helyigény miatt viszont a beruházási költségek számottevően kisebbek. Ha azonban az üzemeltetési költségeket vizsgáljuk megállapítható, hogy a flotáló működtetése lényegesen bonyolultabb, és költségesebb, mint az ülepítőé. Tekintettel a flotáló nagy felületi terhelésére, biztonságos működtetése lényegesen nagyobb figyelmet és képzettebb kezelő személyzetet igényel, mint az ülepítőké. Magyarországon az ivóvízkezelési technológiákban jelenleg nem alkalmaznak flotáló berendezéseket.
33. ábra – Flotáló berendezés (forrás: WRc, 1992)
A szűrést megelőző fázisszétválasztástól azt kell elvárnunk, hogy a kezelt víz lebegőanyag tartalma ne lépje túl a 10 mg/L értéket. További követelmény, hogy az eredetileg kolloid állapotú, vagy kicsapás következtében kolloid állapotúvá vált anyag alumínium-, vagy vas(III)-hidroxid pelyhekbe ágyazódjon a megfelelő hatásfokú szűrés érdekében. Ezután kerülhet sor a gyorsszűrésre (9.3. fejezet).
Fúvóka (levegő injektálása)
Iszapkotró
Flotációs medence
Elvezetés
Iszapgyűjtő csatorna
Flokkulátor
57
9.3. Finom fázisszétválasztás - szűrés
A szűrés során a vízben található pelyheket, csapadékokat és egyéb szilárd szennyezőket tudjuk eltávolítani. Felszíni vizek esetén – a nagy lebegőanyagtartalom miatt – a szűrést gyakran megelőzik a durva szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiák, mélységi vizek esetében azonban gyakran a szűrés az egyedüli szilárd-folyadék fázisszétválasztást szolgáló technológiai lépés.
A szűrőknek alapvetően két nagy csoportját különböztetjük meg: a nyitott és a zárt szűrőket. Nagyobb vízhozamok esetén, amikor túl sok zárt szűrőt kellene alkalmazni, a nyitott szűrő gazdaságosabb megoldás lehet. A nyitott szűrők helyszínen készülő beton műtárgyak, míg a zárt szűrők készen kapható tartályok.
Szűrés alkalmazásakor a víz áramlása a nyomáskülönbség hatására történik. Ez a nyomáskülönbség adódhat abból, hogy a szűrést megelőző műtárgyat magasabbra helyezzük (azaz gravitációs rávezetést alkalmazunk), azonban nyomás alatti rendszert is kialakíthatunk. Ebben az esetben a szűrő elé nyomásfokozó szivattyút kell helyezni. Nyitott szűrők esetén kizárólag gravitációs rávezetés alkalmazható.
34. ábra – Gravitációs (bal oldali) és nyomás alatti (jobb oldali) rendszer kialakítása (forrás: Mászáros, 1998)
Ahogy a szűrőben egyre több szennyező marad vissza, egyre nagyobb nyomáskülönbségre van szükség ahhoz, hogy a víz átáramlása biztosítható legyen.
A nyitott szűrők további osztályozásával két nagy csoportot különböztethetünk meg: az állandó felvízszintű nyitott szűrőket és a változó felvízszintű nyitott szűrőket.
A változó felvízszintű nyitott szűrők (35. ábra) esetén az alvízoldali nyomómagasság kötött (pl. állványcsővel). A felvízszint pedig a szűrő eltömődésével elkezd emelkedni (egyre nagyobb nyomásra van szükség ahhoz, hogy a vízátáramlás biztosítható legyen). A kialakítás hátránya a nagy építési magasság, továbbá az, hogy a szűrőréteg felett felhalmozódó vízmennyiséget a szűrő öblítése előtt el kell ereszteni. Előnye az, hogy a szűrlet elvezetési helyén szűrőszabályozást nem igényel (Öllős, 1987).
Az állandó vízszintű üzem csak szabályozó rendszer beiktatásával valósítható meg. A szabályozó a szűrő feletti szintet érzékeli, és az eltömődés hatását a szűrletet elvezető csőbe
58
épített beavatkozó szerv (motoros tolózár, szifon) ellenállásának csökkentésével kompenzálja. Az ilyen szűrő szerkezeti magassága a változó szintűnél lényegesen kisebb (Öllős, 1987).
35. ábra – Változó (emelkedő) vízszintű, nyitott homok gyorsszűrő működési elve (forrás: Öllős, 1987)
36. ábra – Állandó vízszintű, nyitott gyorszűrő működési elve (Öllős, 1987)
A zárt szűrők alkalmazásakisebb vízműveknél általában gazdaságosabb megoldás. A zárt szűrők lehetnek egy-, vagy kétrétegűek. A kettős réteg alkalmazásának két oka lehet:
• A felső réteg nagyobb szemcseméretű (2-3 mm) homokot tartalmaz, így itt a nagyobb méretű szennyezők eltávolítása történik meg, majd ezt követi egy finomabb (1-2 mm) homokréteg, ahol már a kisebb méretű szennyezőket el lehet távolítani.
• A kettős réteg kialakításának másik oka a bedolgozott szűrőréteg kialakításának szükségessége. Erre akkor kerül sor, ha a víz mangánt és agresszív szén-dioxidot is tartalmaz. A mangán levegővel történő oxidációját az szűrőszemcsék felületén kialakított MnO2 réteg katalizálja (5.2. fejezet). Ennek az ún. bedolgozott rétegnek a kialakítását
1 Vízelosztó csatorna2 Tiszta szűrő feletti
minimális vízszint 3 Eltömődött szűrő feletti
maximális vízszint 4 Szűrőréteg 5 Szűrőgyertya 6 Szűrtvíz-állványcső 7 Öblítőzagy elvezető vályú
(egyben vízelosztó vályú szerepkörű is szűréskor)
8 Öblítővíz 9 Öblítőlevegő 10 Leürítés 11 Rendelkezésre
álló nyomásveszteség
59
KMnO4 vagy Mn(II)-klorid oldat szűrőrétegen történő keringetésével lehet kialakítani. Amennyiben a víz tartalmaz agresszív CO2-t is, ennek eltávolítására fermágót (8. fejezet) kell alkalmazni. A bedolgozott réteghez azonban fermágó nem keverhető, ezért két szűrőréteg kialakítására van szükség (a felső réteghez fermágót kevernek, az alsó réteget pedig bedolgozzák).
A 37. ábra egy kétrétegű szőrő felépítését mutatja. Ebben az esetben a kettős réteg kialakítására a két lépcsőben történő fázisszétválasztás miatt volt szükség (ez onnan látszik, hogy az ábrán nem láthatóak az alsó réteg bedolgozásához szükséges vegyszerkeringető berendezések).
37. ábra – Kétrétegő zárt gyorsszűrő felépítése (szűrési üzemmód)
38. ábra – Szűrőgyerta (öblítés ideje alatt)
1
2
5
NYERSVÍZ
5
SZŰRT VÍZ
1 Öblítőlevegő bevezetés2 Kilevegőztetés 3 Kilevegőztető szelep 4 Öblítővíz elvezető vályú 5 Öblítővíz elvezetés 6 Öblítővíz bevezetés 6
3 4
60
9.4. Szilárd/folyadék fázisszétválasztásra szolgáló membrántechnológiák
A membrántechnológiák egy része alkalmas oldott anyagok eltávolítására is (pl. a fordított ozmózis alkalmas az oldott állapotú anyagok eltávolítására, míg a nanoszűrés csak a nagyobb méretű oldott molekulák eltávolítására alkalmas), azonban a membrántechnológiák másik csoportja (ultraszűrés, mikroszűrés) a szilárd állapotú szennyezők eltávolítására képes csupán. A második csoportba tartozó technológiák tehát lényegében szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiáknak tekinthetők. Ezekben az esetekben a víz előkezelése (pl. koaguláció/flokkuláció) szükséges, és ezután a szilárd állapotű részecskék eltávolítása membránszűréssel történik. A membrántechnológiákat a 15. fejezet ismerteti részletesen.
61
10.Adszorpció
A kolloid rendszerek tárgyalása esetén szó volt már a rájuk jellemző óriási fajlagos felületről. Ezek a nagy fajlagos felületek lehetőséget adnak idegen anyagok megkötődésére. Ennek a folyamatnak a neve adszorpció. Az adszorpció során a megkötődés csupán fizikai folyamatok révén jön létre, kémiai kötések nem alakulnak ki. Ha kémiai kötések is létrejönnek a felület és a megkötődő anyag között, akkor kemiszorpcióról beszélünk.
Az adszorpciónak a gyakorlati életben is nagy a jelentősége. Gázálarcok működése például adszorpción alapul. A gázálarcokban található kis tömegű, de óriási felületű anyag képes a káros gázok megkötésére.
Az adszorpció reverzibilis, azaz megfordítható folyamat. Megfelelően erős hatásokkal a megkötődött anyagok eltávolíthatóak a felületről. Ez a folyamat a deszorpció. Ezáltal lehetőség nyílik arra, hogy az adszorbenst ismételten felhasználható állapotba hozzuk. Az a folyamat, amelynek során az eredetihez közeli állapot visszaállítása megtörténik, az úgynevezett regenerálás.
Az óriási fajlagos felülettel rendelkező anyagot, amelynek a felületén az adszorpció lejátszódik, adszorbensnek nevezzük. Az adszorbens felülete minimum néhány 100 m2/g kell, hogy legyen. A vízkezelés során leggyakrabban használt adszorbens az aktív szén, amelynek fajlagos felülete 1000-1200 m2/g.
Az aktív szén elsősorban apoláros szerves vegyületek megkötésére alkalmas. Az aktív szén hátránya, hogy nem szelektív adszorbens, ami azt jelenti, hogy olyan szerves anyagokat is eltávolít a vízből, amelyeket nem szükséges eltávolítani, mert semmiféle káros hatásuk nincsen. Mivel azonban nem szelektív, viszonylag hamar kimerül, és regenerálni kell, hogy újból felhasználható legyen.
Az aktív szén kétféle formában használatos: granulált aktív szén és por alakú aktív szén. A granulált aktívszén ránézésre egy szűrőhöz hasonlítható. A víz átfolyik az aktív szén tölteten és közben szerves anyagok megkötődnek az adszorbens felületén. A szükséges tartózkodási idő az oszlopon: kb. 10-15 perc. A por alakú aktív szén szemcséket a vízbe szórják. Ezeken a szemcséken a szerves anyagok megkötődnek, majd a szemcséket szilárd/folyadék fázisszétválasztással elkülönítik a víztől.
A granulált formájú aktív szén regenerálására van mód. A regenerálásra azért van szükség, mert az adszorbens felülete egy idő után telítődik. Az ún. adszorpciós centrumok (igen nagy energiatartalommal rendelkező kitüntetett pontok) egy idő után elfogynak, és az adszorpció leáll.
A regenerálásnak két módja van: kémiai módszer és fizikai módszer. Ha az aktív szenet ivóvízkezelési célra használják, akkor a kémiai, vegyszeres regenerálás helyett a fizikai úton történő regenerálást alkalmazzák. A regenerálás nagy nyomású, túlhevített vízgőzzel végzik, ezzel távolítják el az adszorbeálódott anyag jelentős részét. A regenerálás során igen tekintélyes veszteség lép fel; a veszteség még a jobb technológiák esetén is 10-15 %.
Az aktív szénnek két alaptípusát különböztetjük meg: a kőszén bázisú aktív szén és a növényi termékekből (pl.: kókuszdió) származó aktív szenek. A kókuszdióból származó aktív szén nagyon nagy fajlagos felülettel rendelkezik, a mechanikai szilárdság azonban nem elég nagy, míg a kőszén bázisú aktív szén esetében pont fordított a helyzet.
62
Az ioncsere (ld. 6.3.4.5.4. fejezet) egy speciális adszorpciós eljárásnak tekinthető.
39. ábra – Adszorpciós folyamat modellezése a Langmuir-izotermával
40. ábra – Adszorpciós folyamat modellezése a Freundlich-izotermával
Az adszorpciós folyamatok egyensúlyi folyamatok. Az eltávolítandó szennyezőanyag koncentrációja és az adszorbens felületén megkötődött szennyezőanyagok között egyfajta egyensúly alakul ki. Az, hogy mennyi szennyezőanyag kötődik meg, és az egyensúly beálltakor mekkora lesz az adott komponens koncentrációja a víztérben, nagymértékben függ a kezdeti szennyezőanyag koncentrációtól. Az egyensúly beálltakor a víztérben mért egyensúlyi koncentráció és az adszorbeált (megkötődött) anyagmennyiség közötti kapcsolat a Langmuir (39. ábra) és Freundlich izotermákkal (40. ábra) írható le. Az izotermák tehát az egyensúlyi koncentrációk függvényében adják meg az adszorbeált anyagmennyiséget. A fentiek értelmében az adszorpciós kapacitás (egységnyi mennyiségű adszorberen adszorbeálódott anyagmennyiség) is jelentős mértékben függ a kiindulási szennyezőanyag koncentrációtól. Mivel magasabb kezdeti koncentrációhoz magasabb egyensúlyi koncentráció (az adszorpciót követően a víztérben maradó szennyezőanyag koncentráció) tartozik, ezért ezekhez nagyobb adszorbeált anyagmennyiség is párosul az izotermák értelmében. Így az adszorpciós kapacitás értéke nagymértékben függ a kiindulási szennyezőanyag koncentrációtól.
q [mg/g]
Q
C [mg/L]
q - adszorbeált anyagmenniység Q - maximálisan adszorbeálható anyagmennyiség C - egyensúlyi koncentráció b - konstans
q / Q = bC / (1+bC) C / q = 1 / bQ + C / Q 1 / q = 1 / Q + 1/ bQ * 1/C
lg q
lg C
q - adszorbeált anyagmenniység C - egyensúlyi koncentráció a - konstans n - konstans
q = a C 1/n lg q = lg a + 1/n * lg C
63
11. Arzénmentesítés
11.1. Az arzén előfordulása, határértékek
Magyarországon a magas arzénkoncentrációjú vízbázisok felszín alattiak, melyekben az arzén geológiai, természetes eredetű szennyezésként jelenik meg. Az arzén bizonyítottan rákkeltő hatású anyag. Belélegezve tüdőrákot okoz, más úton a szervezetbe jutva, krónikus hatását kifejtve vese- hólyag- máj- illetve bőrrák előidézője (Csanády, 1998; Edwards, 1994).
Az Európai Unióhoz történő csatlakozás ivóvízkezelést érintő egyik legnagyobb kihívása az arzéneltávolítás problémája, hiszen az eddig érvényes 50 μg/L helyett az ivóvízben megengedhető maximális arzénkoncentráció 10 μg/L lett (a 2001. októberében életbe lépett új szabályozás szerint). A határérték szigorodása kb. 1,3 millió fogyasztót érint az országban.
Az arzén a vízben többnyire szervetlen formában van jelen. Az oxidatív/reduktív környezettől függően arzenát [As(V)] illetve arzenit [As(III)] található a vízben. Az arzén a pH-tól függően különböző formákban létezik (41. ábra - 42. ábra). Az arzenát előfordulása a pH függvényében: H3AsO4, H2AsO4
-, HAsO42-, AsO4
3-. Az arzenit lehetéges előfordulásai a pH függvényében: H4AsO3
+, H3AsO3, HAsO2, H2AsO3-, HAsO3, AsO3
3-. (Fields et al., 2000; DeMarco et al., 2003)
Az ábrákon látható, hogy semleges körüli pH értékek esetén az As(V) leginkább anionos formában található a vízben (H2AsO4
-, HAsO42-), míg az As(III) leginkább a töltés nélküli
formájában (H3AsO3). Mivel számos vízkezelési technológia képes a töltéssel rendelkező részecskék eltávolítására, míg töltés nélküli részecskék eltávolítása bonyolultabb feladat, ez magyarázatul szolgál arra, hogy az arzén oxidáltsági fokának, az előoxidációnak miért ilyen jelentős a szerepe az arzéneltávolítási technológiák alkalmazása során.
41. ábra – A vízben előforduló As(III) formák a pH függvényében (Fields et al., 2000)
64
42. ábra – A vízben előforduló As(V) formák a pH függvényében (Fields et al., 2000)
11.2. Arzén eltávolítása a koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazásával
A 7. fejezetben részletesen ismertetésre került a koagulációs/flokkulációs technológia, melynek alkalmazása során a víz szervesanyagtartalma jelentősen csökken. A technológia alkalmazása során jelentős mértékű arzéneltávolítást is el lehet érni. A magyarországi mélységi vizekben, a reduktív körülmények miatt, az arzén egy része redukált (As(III)) formában van jelen. A koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazása során – a fentiekben ismertetett okok miatt – az első lépés a redukált állapotú arzén oxidálása arzenáttá (As(V)-é). A leggyakrabban alkalmazott oxidálószerek a klór, ózon, kálium-permanganát.
Az arzén oxidációja a következő reakcióegyenletek szerint játszódik le:
• As (III) oxidációja ózonnal (O3):
H3AsO3 + O3 H2AsO4- + O2 + H+ (pH~6,5)
H3AsO3 + O3 HAsO42- + O2 + 2H+ (pH~8,5)
• As (III) oxidációja klórral (hypó: NaOCl formájában adagolva):
H3AsO3 + NaOCl H2AsO4- + Na+ + Cl- + 2H+
• As (III) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4):
3H3AsO3 + 2MnO4- 3H2AsO4
- + 2MnO2 + H2O + 2H+
A következő lépés az oxidált, de még mindig oldott állapotú arzén oldhatatlan formává alakítása, melyet koagulációval-flokkulációval valósíthatunk meg. Az előző fejezetben ismertetett eljárás szerint fém-sót (FeCl3-t, Al2(SO4)3-t, Fe2(SO4)3-t) adagolunk a vízhez intenzív keveréssel, majd
65
lassú keverést alkalmazunk a megfelelő méretű pelyhek létrehozása céljából. Az arzén a keletkező pelyhekkel együtt kicsapódik / beépül a pelyhekbe / adszorbeálódik a pelyhek felületén. A szilárd formává alakulás tehát a következő folyamatok eredményeképpen jön létre (Johnston és Heijnen):
a. precipitáció (kicsapatás): oldhatatlan AlAsO4 illetve FeAsO4 képződése
b. koprecipitáció: az arzén beépülése az alumínium- illetve vas-hidroxid pelyhekbe
c. adszorpció: az arzenát [As(V)] molekulák adszorpciója a vas- illetve alumínium-hidroxid pelyhek felületén
A 43. ábra mutatja a VITUKI-VÍZGÉPTERV által kidolgozott, koagulációs eljáráson alapuló arzénmentesítési technológiát. Az első lépés a gázmentesítés, ahol a vízben oldott gázok eltávolítása, és a levegő oxigénje általi oxidáció lejátszódik. Az arzén oxidációja klór adagolásával történik, majd ezt követően Fe(III)-só, és flokkulálószer adagolásával az arzén szilárd, oldhatatlan formájúvá alakítható. Ezután a víz egy up-flow rendszerű szűrőre kerül, majd egy újabb szűrőrétegen (itt az áramlás fentről lefele történik) átvezetve a hálózati fertőtlenítést (klór adagolását) követően a víz a hálózatba jut.
43. ábra – VITUKI – VÍZGÉPTERV által kidolgozott technológia (Kiss & Kelemen, 1985)
11.3. Arzén eltávolítása adszorpciós eljárások alkalmazásával
Az arzén adszorpciós (ld. 10. fejezet) eljárásokkal is eltávolítható a vízből. Az adszorbenst oszlopba töltik, és ezen vezetik át az arzéntartalmú vizet. Az arzén az adszorbens felületén megkötődik. A töltött oszlopok kinézete és üzemeltetése hasonlít az egyszerű homokszűrőkéhez.
Arzéneltávolításra alkalmazható adszorbensek:
• Aktivált alumínium-oxid (Al2O3)
• Granulált vas-oxid (pl. GEH néven forgalmazott töltetanyag)
• Ioncserélő gyanta arzén eltávolítására
Cl2 Fe(III)-só flokk. Cl2
gázmentesítés
Up-flow rendszerű szűrőmélységi szűrés
66
Az alumínium-oxid, illetve vas-oxid töltetek regenerálása történhet NaOH oldattal, ami után az adszorbenst semlegesíteni kell / desztillált vízzel át kell öblíteni. A gyakorlatban azonban a töltet kimerülése után az adszorbenst gyakran inkább kicserélik.
Ioncserés arzéneltávolítás során az HAsO42- helyett Cl- ionok jutnak a vízbe (R jelöli az ioncserélő
gyantát) :
2 R – Cl + HAsO42- R2 – HAsO4 + 2 Cl-
A töltet regenerálása NaCl oldattal történik:
R2 – HAsO4 + 2 Na+ + 2 Cl- 2 R – Cl + HAsO42- + 2 Na+
Mind az adszorpciós, mind az ioncserés eljárás alkalmazásakor általában az adszorpció hatékonysága növelhető oxidáció alkalmazásával.
11.4. Membrántechnológiák
A membrántechnológiák egy része (fordított ozmózis) alkalmas az oldott állapotú szennyezők eltávolítására, így az oldott állapotú arzén eltávolítására is. Ebben az esetben gondot jelent azonban, hogy nem csak az oldott állapotú arzén, hanem az egyéb oldott komponenseket – így az ásványi sókat is – eltávolítjuk a vízből, ezért a membrántechnológiás kezelést követően a víz utósózása szükséges.
A membrántechnológiák egy másik csoportja (ahol nagyobb a pórusméret, pl.: nanoszűrés, mikroszűrés, ultraszűrés) az oldott szennyezőket nem képes eltávolítani. Ebben az esetben a víz előkezelése: oxidáció, koaguláció-flokkuláció alkalmazása szükséges, és a membrántechnológia „csak” mint szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológia játszik szerepet.
67
12.Ammónium eltávolítás
A 2001. októbere előtt érvényes magyarországi szabályozás szerint a vízben megengedhető maximális ammóniumion (NH4
+) koncentráció a vízbázis jellege függvényében változott:
Talajvízben: 0,2 mg/L
Parti szűrésű vízben: 0,5 mg/L
Karsztvízben: 0,5 mg/L
Rétegvízben: 2,0 mg/L.
A régi szabályozás a rétegvizekben azért engedett meg magasabb (2,0 mg/L-es) ammóniumion koncentrációt, mert a mélységi rétegvizekben az ammónium jelenléte biztosan nem szennyvíz eredetű, hanem természetes folyamatok eredményeképpen jelenik meg.
A 2001. októbere óta érvényes szabvány szerint (az EU-s szabályozással összhangban) a vízneyrő helytől függetlenül az ammóniumion határértéke egységesen: 0,5 mg/L.
Az ammóniumion közvetlenül nem károsítja az emberi szervezetet, azonban közvetett módon káros hatásai jelentkezhetnek a következő esetekben:
Amennyiben a víz fertőtlenítése klórral történik, a vízben jelen lévő ammónium reagál a fertőtlenítőszerrel (ld. törésponti klórozás, 4.1. fejezet), ezáltal csökkentve a mikroorganizmusok számára rendelkezésre álló fertőtlenítőszer mennyiségét
Amennyiben a vízben jelentős mennyiségű oxigén is jelen van (pl. a technológia során alkalmazott levegőztetés következtében), a vízelosztó hálózatban nitrifikáció indulhat meg, a víz utólagos elszennyeződését eredményezve (17.3. fejezet). A nitrifikáció első lépéseként a Nitrozomonas típusú mikroorganizmusok a vízben található ammóniumot nitritté oxidálják (NH4
+ NO2-), majd a Niktrobakter mikroorganizmusok a nitritet
nitráttá oxidálják (NO2- NO3
-). Probléma akkor lép fel, ha a nitrifikációs folyamat megáll az első lépcső után, ugyanis ekkor a vízben nagy mennyiségű nitrit (NO2
-) halmozódhat fel, ami azonban már károsítja az emberi szervezetet. A nitrit a vér hemoglobinjához kötődve az oxigénszállítást akadályozza, ezáltal fulladásos halálhoz (ún. „kékhalál”) vezet. A csecsemők gyomra képes a nitrátot (NO3
-) visszaredukálni nitritté (NO2
-), így számukra a nitrát fogyasztása is veszélyes lehet.
Ammónium mentesítésre alapvetően 4 technológia áll rendelkezésre: a törésponti klórozással történő ammónium mentesítés (kémiai módszer), biológiai eljáráson (nitrifikáción) alapuló ammónium eltávolítás, zeoliton történő adszorpció (kémiai módszer) és a pH emelést követő gázkiűzés (kémiai módszer).
12.1. Törésponti klórozás
A vízben jelen lévő ammónium jelentősen befolyásolja a klórral történő fertőtlenítés hatékonyságát, mivel az ammónium és a klóradagolás során keletkező hipoklóros-sav között a következő reakciók játszódnak le (Öllős, 1998):
NH4+ + HOCl NH2–Cl + H2O + H+
NH2–Cl + HOCl NHCl2 + H2O
68
NHCl2 + HOCl NCl3 + H2O
A vízbe adagolt kis mennyiségű adagolt klór a redukáló anyagokkal (pl. vas(II), mangán(II)) reakcióba lép. Ezt követően, a klórdózist növelve, a klór már a szerves vegyületekkel és a reakcióegyenleteknek megfelelően az ammóniumionnal, majd a keletkezett monoklóraminnal (NH2Cl), diklóraminnal (NHCl2) lép reakcióba, ezáltal tehát a víz ammóniumion koncentrációja csökken. Amennyiben a klór adagolása a törésponton túl történik (ld. 1. ábra), a vízben már a fertőtlenítés szempontjából leghatékonyabb klórfajta, a szabad aktív klór jelenik meg. A töréspont elérésekor tehát minden ammóniumból származó nitrogén már triklór-aminként (NCl3) van jelen. A triklór-amin bomlásra hajlamos vegyület, bomlása során nitrogéngáz (N2) szabadul fel.
Az eljárás hátránya, hogy – mivel a trihalo-metánok képződése a töréspont környékén a legintenzívebb – jelentős mennyiségű klórozott szerves vegyület keletkezhet. A káros fertőtlenítési melléktermékek eltávolítása érdekében a törésponti klórózás után aktív szén adszorber beiktatása javasolt. A törésponti klórozás hátránya továbbá a szagrontó klóraminok keletkezése (Benedek, 1990).
A törésponti klórozás alkalmazásával a víz ammónium tartalma tehát klóraminokká alakul, így ez a technológia alkalmas a víz ammónium tartalmának csökkentésére az új határérték által előírt szintre. Más megközelítésben viszont a vízben jelen lévő ammónium gátat szab a klórral történő fertőtlenítés hatékonyságának.
12.2. Ammónium eltávolítása pH szabályozást követő gázkiűzéssel
A kémiai úton történő ammónium eltávolítás egy lehetséges módja a pH szabályozást követő gázkiűzés is. Az eljárás lényege, hogy magas pH-n a vízben található ammóniumionok ammónia gázzá alakulnak a következő reakcióegyenlet szerint:
NH3 + H2O NH4+ + OH-
Az egyensúlyi folyamat szerint a pH emelésével (azaz az OH- ionok számának emelésével) a rendszer az OH- ionok „eltűntetésének” irányába fog eltolódni, tehát ammónia gáz szabadul fel. 25 °C-on az ammónia gáz képződésének mértéke (Metcalf és Eddy, 1979):
NH3 (%) = 100 / (1 + 1,75* 109 [H+]),
ahol [H+] a hidrogénionok koncentrációja. 25 °C-on 10,8-as pH érték mellett ez 97,3 %-os ammónia gáz arányt jelent. Ilyen pH érték mellett az eltávolítás tehát már meglehetősen hatékony, alacsonyabb pH értékeken azonban az eljárás elég rossz hatásfokkal működik.
A magyarországi vizek pufferkapacitása meglehetősen magas, ezért a pH változtatásához nagy mennyiségű vegyszer adagolása szükséges. Az eljárás után a pH értéket vissza kell állítani, ami további vegyszer adagolását teszi szükségessé. A vázolt technológia alkalmazása ezért ivóvíztisztításra a nem túl gazdaságos megoldás.
12.3. Biológiai ammónium-eltávolítás
Ha a víz jelentős ammóniumtartalommal rendelkezik, akkor a víztisztító telepen nitrifikációs folyamatok játszódhatnak le, amelyek az ivóvíz ammóniumtartalmát csökkentik. A nitrifikáció kétlépcsős folyamat: az első az ammónium oxidálása nitritté a Nitrosomonas baktériumok által, míg a második a nitrit oxidálása nitráttá a Nitrobacter baktériumok által.
69
NH4+ + 1,5 O2 NO2
- + 2H+ + H2O
NO2- + 0,5 O2 NO3
-
A nitrifikáció általában a szűrőkön megtelepedő nitrifikáló baktériumok tevékenysége következtében játszódik le. A nitrifikáció végbemeneteléhez szükség van elegendő mennyiségű oxigénre, azonban számos más tényező jelenléte/hiánya is gátolhatja/elősegítheti a nitrifikáció végbemenetelét. Ezen tényezők a megfelelő pH, megfelelő hőmérséklet, a biológiai folyamatokat gátló anyagok (pl. fertőtlenítőszer) hiánya vagy jelenléte csupán alacsony koncentrációban, bizonyos tápanyagok jelenléte, stb.
A nitrifikáció lejátszódásához enyhén lúgos közeg szükséges, az optimális pH 7 és 8,5 közötti. Télen a nitrifikáció hatásfoka romlik, ugyanis a lejátszódásához megfelelő hőmérséklet is szükséges.
A módszer hátránya, hogy a nitrifikáció szabályozására egylőre még nem megoldott, általában spontán módon következik be az ivóvíztisztító telep szűrőin. Problémát okozhat ha a Nitrosomonas életfeltételei jók, azonban a Nitrobakter mikroorganizmusoké nem megfelelő, ekkor ugyanis a kezelt vízben nitrit (NO2
-) halmozódhat fel, ami közvetlen egészségügyi kockázatot jelent.
12.4. Ammónium eltávolítás regenerálással kombinált adszorpciós eljárással
A zeolit alkalmas a víz ammónium tartalmának adszorbeálására. A zeolitoknak kicsi az adszorpciós kapacitása az ammóniumion tekintetében, irodalmi adatok szerint körülbelül 0,35 mg NH4
+/g zeolit (Hódi et al., 1995). A zeolitok ammónium adszorpciós kapacitása pontosan nem határozható meg, ez nagy mértékben függ a kezdeti ammóniumion koncentrációtól (az adszorpciós folyamatok jellegéből adódóan magasabb kezdeti ammóniumion koncentrációkhoz nagyobb kapacitásértékek tartoznak) és a különböző eredetű zeolitok is más és más adszorpciós kapacitással rendelkezhetnek.
A zeolitok az ammónium ionok mellett a vízben található Ca2+ és Mg2+ ionokat is megkötik (ld. 6.3.4.5.4. fejezet), amely az ammónium eltávolítás szempontjából kedvezőtlen folyamat. Az ammóniuionra vonatkoztatott kapacitás ezért nagymértékben függ a víz keménységétől is.
Az adszorpciós kapacitás kimerülése után a zeolit regenerálására kerül sor. A regenerálás többféle módon történhet: kémiai illetve biológiai úton.
A kémiai módszer a törésponti klórozáson alapul. Hypóval történő regenerálás esetén a zeoliton megkötődött ammónium ion és a klór között a már ismertetett reakciók játszódnak le (ld. 12.1. fejezet) A regenerálószer hatására tehát klóraminok képződnek, majd a képződő vegyületek elbomlása során nitrogéngáz szabadul fel.
Az eljárás előnye, hogy az ivóvíz a klórral közvetlenül nem érintkezik, a törésponti klórozás az ivóvíztől elkülönülten, a regenerálási folyamat során megy végbe. Gondot okozhat azonban a klór-tartalmú öblítővíz csatornába való bevezetése. A technológia üzemi jellegű megvalósítása még nem ismeretes.
Kémiai regenerálási módszer a konyhasóval (NaCl) történő regenerálás is. Ekkor az adszorpciós helyeken megkötődött NH4
+ ionok Na ionokra cserélődnek. Az eljárással a zeoliton
70
megkötődött Ca2+ és Mg2+ ionok jelentős része is Na ionokra cserélődik. Az eljárás hátránya – a klórral történő regeneráláshoz hasonlóan – a regenerátum (nagy sótartalmú oldat) elvezetése.
A kimerült zeolit regenerálása történhet gáz-sztrippinggel is. Ekkor a regenerálás során a pH-t megemelik, és a megemelkedett pH következtében az ammóniumionok ammónia gáz formájában kiűzhetők (Hódi et al., 1995).
A zeolit regenerálása történhet biológiai úton is. Az eljárás során a zeolitot nitrifikáló mikroorganizmusokkal beoltják, levegőztetik, melynek következtében az ammónium nitritté, nitráttá alakul. Ezen eljárás előnye (a törésponti klórozással történő regeneráláshoz hasonlóan), hogy a hálózatba táplált ivóvíz nem érintkezik a nitrifikáló mikroorganizmusokkal, a nitrifikáció folyamata a vízkezeléstől elkülönülten, a regenerálás során megy végbe.
71
13.Felszín alatti víz tisztítástechnológiai folyamatábrája (vas- és mangántalanítás)
A következőkben főként vas- és mangántalanítási technológiai folyamatábrák kerülnek ismertetésre. Ezeket a folyamatábrák tahát szorosan kapcsolódnak a 5. fejezetben leírtakhoz, azonban ismertetésük ott még túl korai lett volna, hiszen a szűréssel kapcsolatos tudnivalókat csak a 9.3. fejezetben mutattuk be.
44. ábra – Vastalanítás nyomás alatti levegőztetéssel és zárt szűrővel (forrás: Mészáros, 1998)
A 44. ábraábrán bemutatott technológiai sor alkalmas vas, illetve 0,1 mg/L alatti mangántartalom eltávolítására. A víz robbanásveszélyes gázt nem tartalmaz, ezért elmaradhat a nyitott levegőztetés. A vas oxidációja nyomás alatti levegőztetéssel valósul meg, ahol a vas- és az alacsony mangántartalom oxidálódik, viszont oldott gázok mennyiségének hatékony csökkentésére ez a zárt megoldás nem alkalmas. Az oldott gázok kioldódására a szűrő töltet feletti térrészében van lehetőség, a 11-es számmal jelzett légtelenítőn keresztül. A szűrő mögött állványcső található, mely bukóként funkcionál, ezáltal biztosítva azt, hogy a folyamatos vízborítottágot a szűrőtölteten. A tisztított víz medencébe bocsátás előtt a vizet klórral fertőtlenítik.
A 45. ábra bemutatott technológiai sor vasat és mangánt (aránylag alacsony; < 0,5 mg/L koncentrációban) egyránt tartalmaz. Ilyen mértékű mangántartalom eltávolítása bedolgozott szűrőrétegen lehetséges. A bedolgozáshoz szükséges KMnO4 vagy Mn(II)-klorid oldatot a 11. számmal jelölt vegyszertartályban tárolják, és a 12. számú szivattyú segítségével keringetik át az alsó szűrőrétegen. A víz robbanásveszélyes gázt (metánt) nem tartalmaz, így nyomás alatti levegőztetéssel alakítható ki a technológia, közbenső átemelésre nincsen szükség. A víz tartalmaz agresszív szén-dioxidot, aminekaz eltávolítása (intenzív, nyitott levegőztetés hiányában) kémiai úton valósul meg, FERMAGO alkalmazásával. Mivel a bedolgozott szűrőréteghez FERMAGO nem keverhető, ezért van szükség két szűrőrétegre: a felső réteghez FERMAGO-t kevernek (agresszív CO2 eltávolítás), az alsó réteget pedig mangántalanítás céljából bedolgozzák (Mn kataliktikus oxidációja, és a mangánpelyhek kiszűrése itt játszódik le).
1 Levegő bekeverő 7 Öblítővíz szivattyú2 Levegő kiválasztó 8 Öblítő kompresszor 3 Szűrő 9 Előszűrlet elvezetés 4 Állványcső 10 Öblítővíz (és levegő) elvezetés 5 Tisztított-víz medence 11 Légtelenítés 6 Hálózati szivattyú 12 Leürítő
72
45. ábra – Vas- és mangántalanítás nyomás alatti levegőztetéssel, bedolgozott előszűrős szűrővel (forrás: Mészáros, 1998)
46. ábra – Szórórózsás levegőztetés, átemelés, vastalanítő szűrés zárt szűrőkkel (forrás: Mészáros, 1998)
1 Levegő bekeverő 11 Vegyszeroldó tartály 2 Levegő kiválasztó 12 Vegyszerkeringető szivattyú 3 Előszűrős zárt gyorsszűrő a Levegő kibocsátás 4 Vastalanító szűrőréteg b Előszűrlet elvezetés 5 Bedolgozott mangántalanító szűrő c Alsó réteg öblítővíz 6 Állványcső d Alsó réteg légtelenítés 7 Tisztított-víz medence e Felső réteg öblítővíz 8 Hálózati szivattyú f Felső réteg légtelenítés 9 Öblítővíz szivattyú g Túlfolyó 10 Öblítőlevegő szivattyú h Leürítő
1 Nyitott levegőztető szórórózsákkal 10 Szellőző2 Vízzár 11 Túlfolyó 3 Szívómedence 12 Leürítő 4 Átemelő szivattyú 13 Előszűrlet elvezetés 5 Vastalanító szűrő 14 Öblítővíz szivattyú 6 Állványcső 15 Öblítőlevegő kompresszor 7 Tisztított-víz medence 16 Öblítővíz elvezetés 8 Hálózati szivattyú 17 Légtelenítő
73
47. ábra – Ütközőtárcsás levegőztetés, változó szintű nyitott szűrés (forrás: Mészáros, 1998)
48. ábra – Szórórózsás levegőztetés, derítés állandó szintű nyitott szűrőkkel (forrás: Mészáros, 1998)
1 Nyitott levegőztető ütközőtányérokkal 9 Szellőzők2 Vízzár 10 Előszűrlet elvezetés 3 Vízelosztó bukó 11 Öblítővíz szivattyú 4 Csappantyú 12 Öblítőlevegő kompresszor 5 Változó szintű nyitott gyorsszűrő 13 Öblítővíz elvezetés 6 Állványcső 14 Túlfolyó 7 Tisztított-víz medence 15 Leürítő 8 Hálózati szivattyú
1 Levegőztető szórórózsákkal 11 Vasiszap elvezetés2 Vízzár 12 Vízszint érzékelő 3 Derítő 13 Szabályozó 4 Vízelosztó csatorna 14 Előszűrlet elvezetés 5 Vízelosztó bukó 15 Öblítővíz szivattyú 6 Állandó szintű nyitott gyorsszűrő 16 Öblítőlevegő kompresszor 7 Motoros tolózár 17 Öblítővíz elvezetés 8 Tisztított-víz medence 18 Túlfolyó 9 Hálózati szivattyú 19 Leürítő 10 Szellőzők
74
A 46. ábra ábrán bemutatott technológiai sor nyitott levegőztetést tartalmaz. Ezt indokolhatja robbanásveszélyes gáz jelenléte, továbbá az intenzív levegőztetés hatékonyabb vas oxidációt tesz lehetővé mint a nyomás alatti levegőztetés. A nyitott levegőztetés után átemelés történik (4. számmal jelzett szivattyú), ezért szívómedence beépítése szükséges (3. számmal jelölve). Gravitációs vízrávezetés esetén a szívómedence kialakítására nincsen szükség, erre mutat egy megoldást a 47. ábra.
A 48. ábra egy olyan technológiai sort mutat be, amelyben ülepítést alkalmaznak a szűrés előtt. Ezt indokolhatja a magas vastartalom, így ülepítés nélkül rövid szűrési ciklusok adódnának. Ebben az esetben a szűrést tehát megelőzi egy durvább szilárd/folyadék fázisszétválasztási lépcső, ahonnan a víz gravitációsan jut a változó felvízszintű szűrőre.
75
14.Felszíni víz tisztítástechnológiai folyamatábrája
A következőkben egy felszíni víztisztító folyamatábrája kerül bemutatásra. Természetesen a technológia kialakítása minden esetben a nyersvíz minőségétől függ, a példa lényegében az előzőekben ismertetett technológiák összefoglalása. A blokksémát követően az egyes technológiai egységek alkalmazásának rövid indoklása található.
49. ábra – Felszíni víztisztító üzem folyamatábrája
A rács (gereb) a nagyobb átmérőjű, nagyobb térfogatú, úszó tárgyak visszatartását hivatott elvégezni. Az ezt követő előklórozás célja annak megakadályozása, hogy nagy számú mikroorganizmus szaporodjon el a víztisztító műtárgyakon. A technológia elején végzett klórozás veszélye, hogy a vízben jelen lévő magas szervesanyag koncentráció miatt az egészségre veszélyes THM (trihalo-metán) vegyületek nagy mennyiségben képződnek. Ezek eltávolítását a technológia további lépcsőiben biztosítani kell. Ezután a víz a homokfogóra kerül, ahol a vízkezelés szempontjából nagy sűrűségű (ülepíthető) szemcséket távolítják el a vízből.
A következő lépés a por alakú aktív szén (PAC) adagolása. Az aktív szén szemcséken a vízben oldott szerves anyagok (így a korábban esetlegesen keletkezett klórozási melléktermékek) adszorbeálódnak.
A kolloid mérettartományba eső, nehezen ülpíthető szennyezők eltávolítása érdekében koagulálószer (többnyire alumínium vagy vas-sók) adagolása szükséges. Amennyiben a nyersvíz minősége megkívánja (ez a kolloid méretű szennyezők tulajdonságától függ), a pehelynövekedés elősegítése érdekében flokkulálószer adagolása is szükséges lehet. A három vegyszer (por alakú aktív szén, koaguláns, flokkuláns) adagolása gyors keverés (RM-rapid mixing) alkalmazásával történik. A pehelynövekedés elősegítése érdekében a flokkulátorban lassú keverést kell alkalmazni. Az így kialakult pelyhek az ülepítő medencébe jutnak, ahol a pelyhek egy része kiülepszik. A többi pehely eltávolítása homokszűréssel történik.
A következő egység az ózonozó. Ózont többféle célból alkalmaznak az ivóvíztisztításban(4.3. fejezet). Felszíni vízkivétel esetén alkalmazását indokolhatja, hogy valamilyen ipari jellegű
HOMOK- FOGÓ
TISZTAVÍZ MEDENCE
Elő-klórozás
Cl2 Cl2
Cl2
Cl2
Ivóvíz szolgáltatás
Nyersvíz
flokkuláns
RM (gyors
keverő)
flokkulátor
LASSÚ KEVERŐ
koaguláns
RM (gyors
keverő)
PAC
RM (gyors
keverő) ÜLEPÍTŐ
MEDENCE
GYORS HOMOK SZŰRŐ
ÓZONOZÓ MEDENCE
GRANULÁLT AKTÍV- SZÉN
ADSZORBER
Gereb
76
szennyeződés következtében toxikus vegyületeket kell oxidálni. Az ózon továbbá alkalmas olyan mikroorganizmusok inaktiválására is (pl. Giardia, Cryptosporidium), amelyek a klórral szemben ellenállóak. Az ózonizálás hatására a nagy méretű szerves vegyületek kisebb vegyületekké oxidálódnak, amelyek a hálózatba jutva mikroorganizmusok táplálékául szolgálhatnak. Ezért az ózon alkalmazását, általában aktív szén követi, ahol ezek a kisebb méretű szerves vegyületek adszorbeálódnak.
Bár az ózon rendkívűl erős oxidálószer, hosszan tartó hatása nincsen, a hálózatba jutva nagyon gyorsan lebomlik. Ezért mielőtt a víz a tározó medencébe, majd ezt követően a hálózatba jut, utólagos fertőtlenítés (klór) alkalmazása szükséges.
77
15.Membrántechnológiák alkalmazása
A membrán olyan féligáteresztő anyag, amelyen bizonyos anyagok könnyebben átjutnak, mint mások. A membrán tehát egy szelektív gát, melynek feladata bizonyos anyagok átengedése mellett más anyagok visszatartása, azaz különböző anyagok szétválasztása.
A membránszűrésben a hagyományos szűréshez képest a visszatartott anyagok köre kibővül, hiszen bizonyos membránok oldott - akár 0,0001 μm méretű - anyagok visszatartására is képesek.
50. ábra – Az ozmózis és fordított ozmózis folyamata
Az ozmózis (
50. ábra) lényege, hogy 2 tartály közé féligáteresztő membránt helyezünk. Az egyik tartályban tiszta víz található (B), a másikba (A) pedig sóoldatot helyezünk. A membrán-réteg a víz számára átjárható, azonban a szennyezőanyag számára nem. A folyamatok a koncentráció-kiegyenlítődés irányába mennek, azonban a só az A tartályból nem tud átjutni a B tartályba (hiszen az ionok számára a mebránréteg nem átjárható). Ezért a tiszta víz a B tartályból az A tartályba áramlik, amíg a nyomás olyan értéket nem ér el, amely megakadályozza a további folyadékáramlást (ozmotikus nyomás).
A fordított ozmózis az előzőekben vázolt folyamat ellentettje: nyomás hatására a sóoldatból a vízmolekulák a B tartályba áramlanak. Ezáltal a B tartályban tiszta (ionmentes) víz gyűlik össze (ez az ún. permeátum, szűrlet), míg az A tartályban nagy koncentrációjú só oldat (ún. koncentrátum) marad vissza.
A membrántechnológiákban a pórusméret csökkenésével egyre kisebb szennyezőanyagokat lehet eltávolítani, azonban ehhez egyre nagyobb nyomásértékekre van szükség. Az egyes eljárásokhoz
Féligáteresztő membrán Sóoldat
Direkt ozmózis
Ozmotikus nyomás
Ozmotikus egyensúly
Ozmotikus nyomás
Fordított ozmózis
Tiszta
víz
78
tartozó nyomásértékeket, és az eltávolítható anyagok körét, méretét az alábbi táblázat foglalja össze:
Eljárás neve Alkalmazandó nyomás
Pórusméret Eltávolítható anyagok köre
Mikroszűrés 42 - 119 kPa nyomás (6 - 17 psi)
400 – 20 000 Angstrom
Oldott anyagokat átengedi
Ultraszűrés 105 – 700 kPa (15 -100 psi)
40 – 1000 Angstrom Eltávolít: mikroorganizmusok, nagy tömegű szerves vegyületek, kolloid részecskék, iszap
800 – 100 000 dalton
Átjut: sók, kis móltömegű anyagok
Nanoszűrés 700 – 1 050 kPa nyomás (100 - 150 psi)
1 – 20 Angstrom
Eltávolít: 0,001 μm méretű szemcsés és oldott anyag,mikroszennyező anyag, mikroorganizmusok,THM prekurzorok
200 – 800 dalton
Fordított ozmózis 1,05 – 2,8 MPa (150 -400 psi)
1 – 10 Angstrom
50 – 200 dalton
A membránokat kialakításuk szerint a következő csoportokba sorolhatjuk:
• Lap membrán
• Spirál membrán
• Csöves elrendezésű membrán
• Kapilláris membrán modulok
Lap mebránok (párhuzamos sík membránok, 51. ábra): a lap-membránok sík membránlapok és támasztó (távtartó) lemezek sorozatából állnak. A tisztítandó víz két szomszédos membrán lap között halad (keresztirányú áramlás), miközben a szűrlet a membránon átszűrve, a membránlapra merőleges irányban távozik. A porózus támasztó lemezek a membrán megtámasztását szolgálják, valamint biztosítják a szűrlet összegyűjtését.
79
51. ábra – Lap membránok (párhuzamos sík membránok)
Spirál mebránok (52. ábra): a párhuzamos lap-membránokból fejlesztették ki az ún. spirál membránt. A spirál membránban a 2 membrán lap között flexibilis, porózus, szűrlet-elvezető távtartó lemez helyezkedik el. A membrán lapok 3 oldalon szigeteltek, a negyedik oldal egy perforált csőhöz van illesztve, itt gyűlik össze a tisztított víz (szűrlet). Az így készített szendvicsszerkezetet egy, a nyersvíz áramlását biztosító távtartó lemezzel egészítik ki, majd az egészet feltekercselik. A spirál membránban a nyersvíz a tekercs tengelyével párhuzamosan (a szűrési irányra merőlegesen) áramlik, míg a szűrlet spirálisan áramolva a tekercs közepén elhelyezkedő perforált csőben gyűlik össze.
52. ábra – Spirál membrán
Csöves elrendezésű membránok (53. ábra): a csöves elrendezésű membránban a membrán réteget egy támasztó cső belső oldalára viszik fel (belső szűrőfelület). Az így készített csövet (egyet, vagy többet) egy nagyobb nyomócsőbe helyezik. A nyersvíz, nyomás alatt a cső belsejében
Nyersvíz
Nyersvíz
Membrán
Porózus támasztó
Szűrlet
Koncentrátum
80
áramlik, a tiszta rész (szűrlet) a membránon átszűrődve a cső külső felülete mentén (általában egy porózus távtartó rétegben) kerül összegyűjtésre, míg a koncentrátum a cső ellentétes oldalán gyűlik össze. A cső-membránok tisztítása a legegyszerűbb, vegyszerekkel, vagy mechanikailag, tisztítólabdák csőben történő mozgatásával történik.
53. ábra – Csöves elrendezésű membrán
54. ábra - A ZeeWeed membránszál vázlatos kialakítűása, és a tisztító egység felépítése (kapilláris membrán)
Kapilláris membrán (54. ábra): a kapilláris membrán modulok több ezer vékony, üreges szálból (nagyon vékony, spagetti-szerű csövecskéből) állnak. A nyersvíz a csövecskék belsejében nyomás alatt (belülről kifelé szűrve – belső szűrőfelület), vagy azok külső részén, vákuum hatására (kintről befelé szűrve – külső szűrőfelület) áramlik. A kapilláris membránok önhordóak, és a legnagyobb felület/térfogat arány ezzel a konfigurációval alakítható ki.
Magyarországon a membrántechnológia még nem terjedt el széles körben. Példaként a Balatonőszödi Felszíni Vízműnél kialakított technológia kerül ismertetésre.
81
A Balatonöszödi Felszíni Vízmű szezonálisan működik, Balatonszemes és Balatonföldvár térségétlátja el ivóvízzel a nyári csúcsidőszakban, amikor drasztikusan megnövekszik az ivóvíz felhasználás a turizmus és a nyári öntözések miatt.
2002. júniusától üzemel a ZENON cég Zee-Weed technológiájával létesített 5 000 m3/nap névleges kapacitású felszíni víztisztító mű (55. ábra), amely a következő technológiai egységekből áll (a régi technológia korszerűsítésére a hatékonyabb algaeltávolítás érdekében volt szükség):
• Vízkivétel
• Előoxidálás kálium-permanganáttal (0,3 – 0,7 g/m3)
• Előszűrés
• Derítőszer adagolás (BOPAC – egy előpolimerizált alumínium-koaguláns) - Koaguláció (25 sec. tartózkodási idő)
• Flokkuláció (4 min. tartózkodási idő)
• Ultraszűrés
• Utóklórozás
• Tisztavíz tárolás
A membránszűrő egység adatai:
• Térfogata: 88 m3
• A membrán névleges pórusátmérője: 0,085 μm
• Vákuum hatására a víz kintről a membrán belső térrészébe áramlik
• Az iszap egy része visszajut a flokkulációs egységbe, másik része a tartály túlfolyóján keresztül távozik a zagyvíz vezetékbe
A membránszálak tisztítása, regenerálás:
• Folyamatos levegőztetés 10 másodpercenként 5-5 kazettát levegőztetve váltakozva
• Szűréssel ellentétes irányú vízárammal visszaöblítés (10 percenként 30 másodperces visszaöblítés)
• Az öblítővízzel együtt hypó oldat adagolása is történik a membránszálak belsejébe
• Időszakonként vegyszeres mosás a szálak regenerálására, illetve a nagyobb mértékű lerakódások eltávolítására (citromsav + sósav keverékével)
82
55. ábra – A Balatonőszödi Felszíni Vízmű technológiai folyamatábrája
83
16.Biológiai folyamatok az ivóvíztisztításban
Magyarországon ivóvízkezelésben nem jellemző, hogy biológiai folyamatokat alkalmaznak. Bizonyos esetekben azonban a víztisztító telepen spontán módon beindulnak a biológiai folyamatok (pl. a szűrőhomokon elszaporodnak a nitrifikáló mikroorganizmusok, melynek következtében nitrifikáció megy végbe, vagy az ózonozást követő aktív szén adszorberen biológiai aktivitás jelentkezik).
Biológiai ivóvízkezelésnek tekinthetőek például a következő technológiák:
• Talajvízdúsítás
• Lassúszűrő
• Nitrifikáción alapuló ammónium eltávolítás
• BAC (Biological Activated Carbon – Biológiailag Aktivált Szén)
16.1. Talajvízdúsítás
A talajvízdúsítás során
• a folyó
• a felszíni tározó vizét, vagy
• az ivóvíztisztító telepről kikerülő
részlegesen tisztított vizet durvaszemcséjű vízvezető rétegbe szivárogtatják. Miután a víz a talajvíztérbe jut, hosszú idő alatt, viszonylag nagyobb távolság megtétele után jut el a víztermelő berendezésekig. A víz tisztulása a természetes lassúszűrés (16.2. fejezet) révén jön létre (Öllős, 1987). Az eljárás célja az utótisztításon túl, hogy a felszíni víz tisztítását követően, annak utókezelésével, a felszín alatti vizekre jellemző kellemes ízt biztosítsunk.
16.2. Lassúszűrő
A lassúszűrőben a szűrési sebesség általában 0,1 – 0,3 m/h nagyságrendű a nyersvíz minőségétől függően (összehasonlításképpen: a gyorsszűrés során alkalmazott szűrési sebesség: 5 – 10 m/h). A tisztítási mechanizmus jelentős részét a bioloógiai folyamatok képezik: a vízben lévő szerves anyagokat a baktériumok bontják le. A felső 1-2 cm vastag eltömődött, biológiailag aktív réteget (ún. Schmutzdecke-t) időszakonként el kell távolítani. A lassúszűrés estében tehát nem alkalmaznak öblítést, hanem a felső, eltömődött réteget lenyesik. Ezután pár nap szükséges, amíg a biológiailag aktív réteg újra kialakul, ezalatt az idő alatt alacsonyabb (kevesebb mint 0,1 m/h) szűrési sebességről kezdve fokozatosan kell a szűrési sebességet emelni. Az ezalatt az idő alatt képződött szűrletet hulladékként el kell vezetni, vagy a többi lassúszűrő elé visszavezetni. (Öllős, 1987; WRc, 1992)
16.3. Nitrifikáción alapuló ammóniumeltávolítás
Ha a víz jelentős ammóniumtartalommal rendelkezik, akkor a víztisztító telepen nitrifikációs folyamatok játszódhatnak le, amelyek az ivóvíz ammóniumtartalmát csökkentik. A nitrifikáció
84
kétlépcsős folyamat: az első az ammónium oxidálása nitritté a Nitrosomonas baktériumok által, míg a második a nitrit oxidálása nitráttá a Nitrobacter baktériumok által.
NH4+ + 1,5 O2 NO2
- + 2H+ + H2O
NO2- + 0,5 O2 NO3
-
A nitrifikáció általában a szűrőkön megtelepedő nitrifikáló baktériumok tevékenysége következtében játszódik le. A nitrifikáció végbemeneteléhez szükség van elegendő mennyiségű oxigénre, azonban számos más tényező jelenléte/hiánya is gátolhatja/elősegítheti a nitrifikáció végbemenetelét. Ezen tényezők a megfelelő pH, megfelelő hőmérséklet, a biológiai folyamatokat gátló anyagok (pl. fertőtlenítőszer) hiánya vagy jelenléte csupán alacsony koncentrációban, bizonyos tápanyagok jelenléte, stb.
A nitrifikáció lejátszódásához enyhén lúgos közeg szükséges, az optimális pH 7 és 8,5 közötti. Télen a nitrifikáció hatásfoka romlik, ugyanis a lejátszódásához megfelelő hőmérséklet is szükséges.
A módszer hátránya, hogy a nitrifikáció szabályozására egylőre még nem megoldott, általában spontán módon következik be az ivóvíztisztító telep szűrőin. Problémát okozhat ha a Nitrosomonas életfeltételei jók, azonban a Nitrobakter mikroorganizmusoké nem megfelelő, ekkor ugyanis a kezelt vízben nitrit (NO2
-) halmozódhat fel, ami közvetlen egészségügyi kockázatot jelent.
16.4. Biológiailag aktivált szén (BAC)
Az ózon alkalmazása kapcsán már szó volt arról (illetve a másodlagos vízminőségi problémák részletezésekor is ismertetésre kerül majd), hogy az ózon alkalmazása során a nagy méretű szerves anyagok oxidálódása révén, kisebb méretű szerves molekulák jönnek létre. Ezek a molekulák a hálózatban a mikroorganizmusok táplálékául szolgálhatnak, ezért eltávolításuk az ózonizálást követően rendkívűl fontos feladat. Ezt a célt szolgálja az ózonozást követő aktív szén aszorpció. A szervesanyag jellegétől és mennyiségétől függően megfigyelték, hogy az ózonizálást követő aktív szénen nem csak adszorpció játszódik le, hanem (nagy mennyiségű tápanyag jelenléte miatt) biológiai folyamatok is végbemennek. Amennyiben az aktív szén mint biológiai rendszer is működik, BAC-nak (Biological Activated Carbon), azaz biológiailag aktivált szénnek nevezik.
85
17.Másodlagos vízminőség romlás
A víztisztító telepről a víz az elosztó hálózatba kerül, ahonnan néhány órás (esetleg napos) tartózkodás után jut el a fogyasztókhoz. A vízelosztó rendszerből származó mintákban – annak ellenére, hogy a víztisztítással a szabvány által előírt követelmények teljesülnek – különféle szennyezőanyagok (kémiai, illetve biológiai szennyezők) mutathatóak ki (Öllős, 1998). A 201/2001. Kormányrendelet értelmében nem elegendő, hogy a víztisztító telepen a kezelt víz minősége megfelel a szabványban rögzített értékeknek, hanem a fogyasztó csapjánál is megfelelő minőségű ivóvizet kell tudni szolgáltatni. Sajnos a fogyasztó csapjánál megjelenő ivóvíz minősége gyakran lényegesen különbözik az ivóvíztisztító telepet elhagyó víz minőségétől. A vízelosztó hálózatban lejátszódó folyamatokat és azok hatásait a szolgáltatott ivóvíz minőségére másodlagos szennyezésnek nevezik. A vízelosztó hálózatban végbemenő folyamatokat befolyásoló fő tényezők:
a nyersvíz minősége, a víztisztítási folyamatok hatékonysága, a tisztított víz minősége (kémiai, biológiai, fizikai tulajdonságok), a hálózat állapota (korrózió, a vezetékek falán kialakuló biofilm, stb.), tartózkodási idő a vízelosztó rendszerben.
Magyarországon az elmúlt 15-20 évben a vízfogyasztás drasztikusan csökkent; a korábbi pazarlónak tekinthető vízfogyasztás helyett ma már lényegesen jobban takarékoskodunk az ivóvízzel. A környezet, a rendelkezésre álló vízbázisok szempontjából tekintve ez mindenképpen pozitív változást jelent, azonban a csökkent mértékű vízfogyasztásnak negatív hatásai is jelentkeznek. Az ivóvízhálózatok kiépítése a korábbi (kb. 200 L/fő/nap) igényeknek megfelelően történt, így a jelenlegi fogyasztás (a vízdíj számla alapján kalkulált országos átlag 120 L/fő/nap – Juhász, 2003) mellett a tartózkodási idő jelentősen megnőtt, ami sok esetben a maradék fertőtlenítőszer elfogyásához vezet még mielőtt a víz a fogyasztóhoz jutna.
A maradék fertőtlenítőszer koncentráció csökkenése, esetleg elfogyása, teret ad a hálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatoknak. A folyamatok egy része olyan változásokat eredményez, amely nem jelent közvetlen egészségügyi kockázatot, csupán a víz élvezeti értékének romlásához vezet (kellemetlen íz, szín, illetve szag). A mikrobiológiai folyamatok egy másik csoportja azonban egészségre káros termékek keletkezésével jár, illetve jelentős mértékben befolyásolja a hálózat állapotát. A fejezet a biofilmek kialakulását és a hálózatban lejátszódó bizonyos mikrobiológiai folyamatokat tekint át, úgymint:
heterotróf mikroorganizmusok szaporodása a hálózatban, hálózati nitrifikáció, korrózió a vízelosztó hálózatban.
17.1. Biofilmek kialakulása
A vizes fázisban élő baktériumok nagy része poliszacharid tartalmú váladékot termel. Ez a váladék segíti elő a baktérium sejtek tapadását a legkülönfélébb felületekhez - mint például a fémekhez, műanyagokhoz, talajrészecskékhez, beültetett orvosi eszközökhöz és szövetekhez (Opulus, 2003). Ivóvízhálózatok esetében a baktériumok nagy része a szilárdanyag-folyadék határfelületen találja meg a számára megfelelő életfeltételeket az egyébként tápanyagszegény (oligotróf) környezetben, hiszen a kis tápanyag koncentrációjú víz nagy sebességgel áramolva a
86
rögzült élő szervezetek számára nagy mennyiségű tápanyagot transzportál, illetve ad át a biofilmnek (Öllős, 1998). A felülethez tapadt baktériumok növekedése és szaporodása is felgyorsul, amely rövid időn belül kolóniák kialakulásához vezet. A biofilm tehát mikroorganizmusok közössége, melyben a baktériumok az általuk kiválasztott polimer anyagokba beágyazódva élnek (Öllős, 1998; Soini, 2002). A biofilm mátrix fő összetevője a víz; ezen kívül tartalmaz baktérium sejteket, polimer anyagokat, tápanyagokat, metabolitokat (anyagcsere termékeket), szemcsés anyagokat (Soini, 2002). A biofilm a mikroorganizmusok és a tápanyagok transzportálódása és akkumulációja révén jön létre a határoló felületen, amit a metabolizmus, szaporodás, lebontási termékek képződése, végül a biofilm határolófelületéről való folyamatos vagy időszakos leválása, lenyíródása követ (Öllős, 1998). A biofilm tehát dinamikus rendszer – folyamatos megkötődés, leválás, szaporodás és elhalás jellemzi (56. ábra).
56. ábra – A biofilm kialakulásának folyamata (forrás: Jenkinson és Lappin-Scott, 2001)
A sejten kívüli polimer anyagok mátrixába beágyazódott baktériumok a fertőtlenítőszerekkel szemben roppant ellenállóak, így a fertőtlenítőszer koncentráció növelése a vízelosztó rendszerben számos esetben nem olyan hatékony mikroorganizmus-szaporodás gátló, mint amilyen hatékony a tisztítótelepen való fertőtlenítésre. Bizonyos fertőtlenítőszerek reakcióba lépnek a biofilm anyagával, és elfogynak mire a biofilmben található élő mikroorganizmusok közelébe jutnának. Más kutatások viszont arra utalnak, hogy a biofilm anyaga nem csupán „gátként” szolgál, amely a fertőtlenítőszerrel reakcióba lép, hanem a biofilmben élő baktériumok természetüknél fogva ellenállóbbak a fertőtlenítőszerekkel, illetve az egyéb környezeti hatásokkal szemben (Jenkinson és Lappin-Scott, 2001; Boe-Hansen et al., 2002).
A hálózatban kialakuló biofilmnek közvetett kellemetlen hatásai vannak a szolgáltatott ivóvíz minőségére (Niquette et al., 2001; Hallam et al., 2001):
elősegíti a patogén mikroorganizmusok megjelenését a hálózatban (például – Campylobacter sp., Enterohemorragic Esherichia coli, Yersinia enterocolitica, Microsporidia, Helicobacter pylori, Salmonella ap., Shigella sp. mikroorganizmusok a hálózatban feltehetően nem szaporodnak, azonban a biofilmben a túlélési esélyeik nagyobbak) (Lehtola, 2002);
87
a tápláléklánc „kiindulópontjaként” a magasabb rendű (akár már szabad szemmel is látható) szervezetek szaporodását elősegíti;
a biofilm mikrobiális tevékenysége a vezetékek korrózióját okozhatja; az időszakosan leszakadó biológiai hártya jelentősen növeli a víz zavarosságát; a nitrifikáló mikroorganizmusok (Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus,
Nitrosovibrio) megjelenésével nitrit halmozódhat fel a szállított ivóvízben; bizonyos baktériumpopulációk kellemetlen íz- és szagvegyületeket produkálnak.
17.2. Heterotróf mikroorganizmusok az ivóvízhálózatban
Nem kimutatható a heterotróf baktériumok (HPC – Heterotrophic Plate Count) egészségügyi kockázata, azonban indikátor mikroorganizmusként a hálózatban lejátszódó káros folyamatokra hívhatják fel a figyelmet (Lehtola, 2002; IWA, 2003). A heterotróf mikroorganizmusok a szerves szenet hasznosítják szén- és energiaforrásként. A megkötött szénnek mintegy 50%-át szén-dioxiddá alakítják, míg a másik 50%-ot sejtanyagaik felépítésére fordítják. A heterotróf mikroorganizmusok tápanyagaikat (szenet, nitrogént és foszfort) körülbelül a következő arány szerint igénylik:
C : N : P = 100 : 10 : 1
Az egyenlet alapján tehát általában a szén tekinthető szaporodást korlátozó tényezőnek. A könnyen asszimilálható szén (AOC) az összes szerves szén (TOC) bizonyos hányada, melyet a vízi szervezetek könnyen hasznosítanak. A vízelosztó rendszerbeli baktériumszaporodás szempontjából az AOC mellett a BDOC (biológiailag lebontható szerves szén) is hasznos paraméter (Öllős, 1998).
A finnországi ivóvizek meglehetősen magas szervesanyag tartalommal jellemezhetőek. Felmerül a kérdés, hogy a magas huminanyag tartalmú vizek esetén lehet-e a foszfor a limitáló tényező. Lehtola et al. (2001) ózonnal kezelt vízzel végezte vizsgálatai azt igazolták, hogy az általa vizsgált vizek esetében a limitáló tényező a foszfor volt.
17.3. Nitrifikáció a vízelosztó hálózatban
A nitrifikáló mikroorganizmusok az aerob kemoautotróf baktériumok közé sorolhatóak. Szénforrásként a szervetlen szén-dioxidot használják fel, energiaforrásként pedig a vízben található ammóniumot, illetve nitrátot. A nitrifikáció két lépcsőben zajlik le. Első lépésként a víz ammóniumtartalmát az „ammónium-oxidáló baktériumok” (ammonia-oxidizing bacteria: AOB – például: Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus, Nitrosovibrio) nitritté oxidálják:
NH4+ +3/2 O2 → NO2
- + H2O + 2H+
A második lépésben a keletkezett nitritet a „nitrit-oxidáló baktériumok” (nitrite-oxidizing bacteria: NOB – például: Nitrobacter, Nitrospira, Nitrospina, Nitrococcus) nitráttá oxidálják:
NO2- + H2O → NO3
- + 2H+
A hazai ivóvizekben a 201/2001. Kormányrendelet értelmében a maximálisan megengedhető koncentrációk (maximum available concentration – MAC):
88
Komponens MAC (mg/L)
Ammónium – NH4+ 0,5
Nitrit – NO2- 0,5
Nitrát – NO3- 50
Az ivóvízben megengedhető maximális nitrát koncentráció tehát lényegesen magasabb a nitrit koncentráció határértékénél, ugyanis a nitrit koncentráció közvetlen egészségügyi kockázatot jelent. A nitrit a vérben található hemoglobinhoz kötődve annak oxigén szállító képességét gátolja. A túlzott nitrit fogyasztás végeredményben fulladásos halálhoz vezethet, ami főként csecsemőkre jelent különös veszélyt (ún. „kékhalál”).
Az ivóvíztelepen történő ammónium-mentesítés tervezésénél figyelembe kell venni, hogy a hálózatban nitrifikációs folyamatok játszódhatnak le, és a hálózatba olyan ammónium tartalmú vizet szabad csak vezetni, amelyből a hálózatban lejátszódó nitrifikációs folyamatok következtében sem keletkezik 0,5 mg/L-es értéket meghaladó nitrit tartalom. Ha a tervezésnél a legrosszabb esetet vesszük figyelembe – azaz a hálózatban a teljes ammóniumtartalom nitritté oxidálódik, és a nitrifikáció meg is reked ezen a szinten – akkor a víz ammónium tartalmát 0,185 mg/L alatt célszerű tartani (ugyanis 1 mg NH4-N-ből 2,7 mg NO2-N keletkezik). Ily módon tehát nem elegendő a szabványban előírt 0,5 mg/L-es ammónium koncentráció tartása, hanem a telepet elhagyó víz 0,2 mg/L alatti ammónium koncentrációjának elérése a cél, és így (ha a telepet elhagyó víz nitrit tartalma egyébként elhanyagolható), akkor a hálózatban sem keletkezhet határérték feletti nitrit tartalom. Magyarországon ezt az elvet alkalmazzák például a geszterédi regionális vízműben és azóta a hálózati nitrit képződést sikeresen kézben tartják (Radnai és Murányi, 2001).
Az ivóvíztelepi ammónium eltávolítás minél nagyobb mértéke azért is különösen fontos, mert a hálózatban lejátszódó nitrifikációs folyamatok végbemenetelének körülményei, az azokat befolyásoló tényezők még nem teljesen feltártak. A nitrifikációs folyamatok tág pH tartományon belül képesek lejátszódni (pH = 6,5 – 10, az optimális pH tartomány 7 és 8 között van), elsősorban 15 °C feletti hőmérsékleten, azonban hűvösebb vizekben is észleltek már nitrifikációt (Lipponen et al., 2002). Az ammónium-oxidációt végző mikroorganizmusok általában ellenállóbbak, míg a nitrit oxidációt végző mikroorganizmusok érzékenyebbek a különféle környezeti hatásokra, így a nitrifikáció megrekedése az első lépcsőnél, és ezáltal a nitrit felhalmozódása a hálózatban reális veszélyt jelent.
A nitrit képződésén, és a nitrifikáló mikroorganizmusok számának növekedésén túl a hálózatbeli nitrifikációnak egyéb hatásai is vannak (AWWA):
megnövekedett nitrit és nitrát koncentrációk lúgosság / pH csökkenés oldott oxigén koncentráció (DOC) csökkenése maradék fertőtlenítőszer (klóramin) koncentráció csökkenése baktériumszám növekedése
A lúgosság, illetve a pH és az oldott oxigén koncentráció csökkenése a lejátszódó nitrifikációs folyamatok H+ ion termelése, illetve oxigénfogyasztása révén jön létre:
NH4+ +3/2 O2 → NO2
- + H2O + 2H+
89
NO2- + H2O → NO3
- + 2H+
Mindkét folyamat H+ iont termel, ami először a pufferkapacitás csökkenéséhez, majd annak kimerülése után pH csökkenéshez vezethet, amely a vezetékek korrózióját okozhatja. A magyarországi ivóvizek meglehetősen magas karbonát, hidrogénkarbonát tartalommal rendelkeznek, amelyek a nitrifikáció során keletkező H+ ionok „befogására” képesek.
Az ammóniumtartalmú vizek esetén, amennyiben az alkalmazott fertőtlenítőszer a klór, klóraminok képződnek. Csak az ún. törésponton túl adagolt klórmennyiség esetén érhető el hatékony aktív klór koncentráció a vízben (a monoklóraminnak is van valamennyi fertőtlenítő képessége), azonban bizonyított, hogy a töréspont környékén a legnagyobb a trihalo-metánok keletkezésének valószínűsége (4.1. fejezet). Az ammóniumtartalmú vizek esetén így számos esetben a klóramin a hálózatban megjelenő fertőtlenítőszer. Azonban a hálózatban található klóraminokból az ammónium tartalom „felszabadulhat”, növelve ezzel az ammóniumkoncentrációt és a hálózati nitrifikáció kialakulásának valószínűségét.
A hálózati nitrifikáció közvetett úton elősegítheti más mikroorganizmus fajok elszaporodását is a hálózatban. A nitrifikáló mikroorganizmusok szaporodása, majd pusztulása és lebomlása, szerves anyagot bocsát a vízbe, amely a különféle heterotróf szervezetek szaporodását elősegíti (közvetlen úton: a tápanyag biztosításával, és közvetett úton is: a maradék fertőtlenítőszer koncentráció csökkentésével) (Regan et al., 2003).
17.4. Korrózió a vízelosztó hálózatban
A vízvezetékekben lejátszódó belső korróziós folyamatok két típusa:
kémiai korrózió mikrobiológiai korrózió
A kémiai korróziót a különféle fertőtlenítőszerek (pl. klór) oxidáló hatása, alacsony pH érték, magas agresszív szén-dioxid tartalom, illetve magas oldott oxigén tartalom okozza.
A csökkent vízfogyasztás, a megnövekedett tartózkodási idő révén, a fenntartó fertőtlenítőszer koncentráció fogyásához vezet, aminek következtében a vezetékben mikrobiológiai korróziós folyamatok játszódhatnak le. LeChevallier et al. (1993) a hálózatbeli klór koncentráció és a vas mikrobiológiai korróziója közötti kapcsolatot vizsgálta. Az eredmények azt mutatták, hogy a korrózió kisebb mértékű volt abban az esetben, amikor a hálózatban a maradék klór koncentráció magasabb volt. Ekkor, bár a klór a vasat közvetlenül oxidálhatja, ugyanakkor a maradék fertőtlenítőszer a mikrobiológiai korrózió kialakulását megakadályozza. Ezek az eredmények is felhívják a figyelmet a mikrobiológiai korrózió jelentőségére, szabályozásának szükségességére.
A megnövekedett tartózkodási időnek közvetett módon a másik oldalról is hatása van a hálózatban lejátszódó másodlagos szennyezési folyamatokra. Korróziós potenciál csökkentését célzó intézkedések nélkül ugyanis a hálózatban keletkező korróziós termékeken (pl. vas csapadék), az érdesebbé váló csőfalon a mikroorganizmusok megtelepedhetnek. A korróziós termékek ugyanakkor reakcióba léphetnek a hálózatban található fertőtlenítőszerrel, ezáltal csökkentve annak koncentrációját. Így – a csökkent vízfogyasztás és a korróziós termékek fertőtlenítőszer fogyasztása következtében – maradék fertőtlenítőszer hiányában a mikroorganizmusok a hálózatban elszaporodhatnak. Ily módon tehát a korróziós és a mikrobiológiai folyamatok kölcsönösen hatnak egymásra (az egyik megléte elősegíti a másik folyamat létrejöttét):
90
1. Csökkenő vízfogyasztás maradék fertőtlenítőszer hiánya mikrobiológiai korrózió
2. Hálózatban végbemenő korróziós folyamatok korróziós termékek, érdes csőfal a mikroorganizmusok védelmet találhatnak az áramló vízzel szemben, továbbá a maradék fertőtlenítőszer reakcióba léphet a korróziós termékekkel mikroorganizmusok elszaporodása (a maradék fertőtlenítőszer hiányában)
A vezetékek mikrobiológiai korróziójához leginkább a vas és kén baktériumok járulnak hozzá. Mind a kén, mind a vas baktériumoknak két csoportja van: az oxidáló és redukáló mikroorganizmusok. A Gallionella vas baktérium a redukált állapotú vasat (Fe2+) oxidálja (Fe3+) oldhatatlan csapadékot képezve. A kén oxidálók közé tartozik a Thiobacillus, mely szulfát és hidrogén iont képez, ezáltal csökkentve a víz pH-ját (S2
- + 2O2 SO42-). A szulfát-redukáló
baktériumok kén-hidrogént hoznak létre (kénből, szulfátból, szulfitból vagy tioszulfátból), ami egyrészt nagyon kellemetlen szagú gáz, másrészt pedig korróziót okozhat. Az 17.3. fejezetben már szó esett arról, hogy a nitrifikáló baktériumok tevékenysége is pH csökkenést eredményez, ami szintén korróziót okozhat a hálózatban (EPA, 2002).
17.5. A másodlagos szennyezések elkerülésének lehetőségei a hálózat jelenlegi kiépítettsége mellett
A hálózat adottságai mellett három helyen történhet beavatkozás a másodlagos szennyezés elkerülése céljából:
az ivóvíztisztító telepen, a hálózatban (hálózat tisztításával, rekonstrukciós munkálatokkal, több ponton történő
fertőtlenítőszer adagolással), a fogyasztónál (házi viztisztító berendezések alkalmazásával, melyek hátránya azonban,
hogy megfelelő karbantartás hiányában a tápanyagdús környezetben a mikroorganizmusok elszaporodhatnak).
A hálózatban lejátszódó mikrobiológiai tevékenységek visszaszorítása érdekében az ivóvíztisztító telep technológiájának korszerűsítése a következő lépésekből áll (Ainsworth, 2004):
a telepet elhagyó részecskék számának minimalizálása, a telepet elhagyó víz partikulált, kolloid, illetve oldott vas-, mangán- illetve
alumíniumvegyületek mennyiségének minimalizálása (hiszen felületükön mikroorganizmusok tapadhatnak meg),
a biológiailag hozzáférhető szervesanyag tartalom minimalizálása (mivel azok a mikroorganizmusok táplálékául szolgálhatnak),
az elosztóhálózat anyagának figyelembe vételével a telepet elhagyó víz korróziós potenciáljának csökkentése (a vezeték korroziójának visszaszorítása érdekében),
a maradék fertőtlenítőszer koncentrációját befolyásoló anyagok mennyiségének csökkentése,
a hálózatban maradó fertőtlenítőszer koncentrációjának meghatározása a helyi viszonyok és hőmérséklet függvényében,
monitoring rendszer kiépítése a vízelosztó hálózaton.
A mikrobiológiai tevékenység visszaszorítása két helyen történik meg: egyrészt az ivóvíztisztító telepen, másrészt a víz hálózatba bocsátása előtt abból a célból, hogy ezeket a káros, az ivóvíz minőségét kedvezőtlenül befolyásoló folyamatokat visszaszorítsák. Az ivóvíztisztító telepen és a
91
hálózatba bocsátás előtt alkalmazott fertőtlenítési mód nem feltétlenül egyezik meg. Vannak olyan eljárások (pl. ózonos oxidáció, UV sugárzással történő fertőtlenítés), amelyek az ivóvíztisztító telepen nagyon hatékony mikroorganizmus inaktiválást biztosítanak 4.3., 4.5. fejezetek), azonban a hálózatban maradék fertőtlenítőszer koncentráció nem biztosítható, így ott a mikroorganizmusok újra elszaporodnak. Ezekben az esetkben valamilyen utólagos fertőtlenítési eljárás (pl. klór, klóramin alkalmazása) feltétlenül szükséges.
92
18.Technológiák összefoglalása
A 3. fejezet ismerteti a vízkezelés során alkalmazott alapfolyamatokat (oxidáció és redukció; pH és pufferkapacitás szabályozás; kémiai kicsapás, fázisszétválasztás; adszorpció; egyéb eljárások). Az összes, a jegyzetben ismertetett eljárás, technológiai egység (pl. homokszűrés, ózonizálás, aktív szén adszorpció) beletartozik a hat alapfolyamat valamelyikébe. Ugyanakkor egy technológiai berendezés alkalmazása általában több célt szolgál (pl. a nyitott levegőztetési eljárások gáz/folyadék fázisszétválasztást valósítanak meg, ugyanakkor oxidációt – pl. a vas oxidációját – is). A víztisztítási technológiákat tehát egyrészt lehet tárgyalni a berendezések kapcsán, annak ismertetésével, hogy mi történik az egyes technológiai egységekben (a homokszűrőben, ózonizálás során, stb.).
Egy másik megközelítésmódja a víztisztításnak az eltávolítandó komponenseken keresztüli ismertetés, ahol külön-külön ismertetésre kerülnek az egyes komponensek eltávolítására szolgáló technológiák (pl. ammóniumion, szervesanyag, metángáz, stb. eltávolításának módszerei).
A jegyzet a két megközelítésmódot egyszerre alkalmazta, és mindig a könnyebb megértést tekintette alapvető célnak. Bizonyos fejezetek tehát konkrét berendezések alkalmazásáról szólnak (pl. szűrők, levegőztetők), míg máshol az egyes komponensek eltávolítására szolgáló módszereket foglalta össze egy-egy fejezetben (pl. arzén és ammónium eltávolítás).
A következő táblázat egyfajta összefoglalása az eddig tárgyaltaknak, a hat alapfolyamathoz mutat be konkrét példákat (a teljesség igénye nélkül):
93
Fázisszétválasztás Oxidáció és redukció
pH és pufferkapacitás
szabályozás
Kémiai kicsapás Gáz/folyadék
fázissztétválasztás Szilárd/folyadék fázisszétválasztás
Adszorpció Egyéb eljárások
Ózon alkalmazása (Fe, Mn, As oxidálása, fertőtlenítés)
Ammónia sztripping
Vízlágyítás mész adagolásával
Metángáz eltávolítása kilevegőztetéssel
Gereb, makroszűrő, mikroszűrő alkalmazása
KMnO4 alkalmazása (Fe, Mn, As oxidálása) Ülepítés
Oldott szervesanyag eltávolítása aktív szénen történő adszorpcióval
Ammóniumion eltávolítása törésponti klórozással
Koagulációs folyamatokat megelőző pH szabályozás
Meszes-szódás vízlágyítás Flotálás
Ammóniumion eltávolítása nitrifikációval (biológiai oxidáció)
Agresszív szén-dioxid eltávolítása kilevegőztetéssel
Gyors homokszűrés
Ammónium eltávolítása zeoliton történő adszorpcióval
Fordított ozmózis alkalmazása
Vas oxidációja levegőztetés alkalmazásával
Koagulációs-flokkulációs technológia
Mangán oxidációja katalitikus tölteten
Vízlágyítás zeoliton történő adszorpcióval
Mikroorganizmusok hatástalanítása kémiai fertőtlenítési eljárásokkal (klór, klór-dioxid, ózon alkalmazása)
Klórral történő fertőtlenítést megelőző pH szabályozás Vas, mangán
oxidációja (pelyhes szerkezetűvé alakítása)
Ammónia sztripping (pH emelést követő gázkiűzés)
Ultraszűrés, mikroszűrés
Arzén adszorpciója granulált vas-oxidon (GEH-en)
UV sugárzással történő fertőtlenítés
94
Irodalomjegyzék
Ainsworth R. (2004) Safe Piped Water – Managing microbial water quality in piped distribution systems, WHO Drinking-water Quality Series, IWA Publishing, 2004
Albidress, L., Horwedel, J., Hill, G., Borchardt, J., Price, D. (1995) Effects of Ozone on Biodegradable Dissolved Organic Carbon and Heterotrophic Plate Counts in the Distribution System. Ozone Science & Engineering 17:283-295
American Water Works Association – Nitrification, http://www.epa.gov/safewater/tcr/pdf/nitrification.pdf
Benedek P.(1990) Biotechnológia a környezetvédelemben. Műszaki Könyvkiadó
Boe-Hansen R., Albrechsten H-J., Arvin E., JØrgensen C. (2002) Bulk phase and biofilm growth in drinking water at low nutrient conditions. Water Research 36, 4477-4486.
Coleman, W.E., Munch, J.W., Ringhand, H.P., Kaylor, W.H., Mitchell, D.E. (1992) Ozonation/Post Chlorination of Humic Acid: A Model for Predicting Drinking Water Disinfection By-products. Ozone Science & Engineering 14:51-69
Csanády, M. (1998) Mennyi arzén lehet a hazai ivóvizekben? Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató Környezetgazdálkodási Intézet
DeMarco M.J., SenGupta A.K., Greenleaf J.E. (2003) Arsenic Removal Using Polymeric/Inorganic Hybrid Sorbent. Wat.Res. Vol.37, 164-176
Do-Quang, Z., Ramirez, Cortina.C., Roustan, M. (2000) Influence of Geometrical Characteristics and Operating Conditions on the Effectiveness of Ozone Contacting in Fine-Bubble Conventional Diffusion Reactors. Ozone Science & Engineering 22:369-378
Edwards M. (1994) Chemistry of Arsenic Removal During Coagulation and Fe-Mn Oxidation. Journal AWWA Vol.86, No.9, 64-78
Environmental Protection Agency (2002) Health Risks From Microbial Growth and Biofilms in Drinking Water Distribution Systems, http://www.epa.gov/safewater/tcr/pdf/biofilms.pdf
Fields K.A., Chen A., Wang L. (2000) Arsenic Removal from Drinking Water by Coagulation/Filtration and Lime Softening Plants. EPA 600/R-00/063, http://www.epa.gov/ORD/WebPubs/limeFővárosi Vízművek Zrt., www.vizmuvek.hu
Hallam N.B., West J.R., Forster C.F. és Simms J. (2001) The potential for biofilm growth in water distribution systems, Water Research 35(17), 4063-4071
Hódi M., Polyák K., Hlavay J. (1995) Removal of pollutants by combined ion exchange and adsorption methods. Environmental International, 21(3): 325-331
International Water Association (2003) Heterotrophic Plate Counts and Drinking-water Safety, The Significance of HPCs for Water Quality and Human Health, http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/en/HPCFull.pdf
95
Jenkinson H.F. és Lappin-Scott H.M. (2001) Biofilms adhere to stay. TRENDS in Microbiology 9(1), 9-10.
Johnston és Heijnen. Safe Water Technology for Arsenic Removal. http://www.unw.edu/env/Arsenic/Han.pdf
Juhász, E. (2003) Hová jutott a közműolló, avagy miket lehet kiolvasni a statisztatkából 2003. Januárjában?, MaSzeSz Hírcsatorna, 2003 jan-febr., 17-21.
Kelemen B. (1991): „Huminanyag-tartalmú vizek arzénmentesítése vas(III) sóval”, Egyetemi doktori értekezés, pp. 1-63
Kiss, J. – Kelemen, B. (1985): „Az arzénmentesítés és technológiai fejlesztésének eredményei”, pp. 20-26
Langlais, B., Reckhow, D. A., Brink D. R. (1991) Ozone in Water Treatment, Application and Engineering: Cooperative research report. Lewis Publishers
LeChevallier, M.W.; Lowry, C.D.; Lee, R.G. & Gibbon, D.L. (1993) Examining the Relationship Between Iron Corrosion and the Disinfection of Biofilm Bacteria. Journal AWWA, 85:7:111
Lehtola M. (2002) Microbially available phosphorus in drinking water, Akadémiai disszertáció, Faculty of Natural and Environmental Sciences, Kuopioi Egyetem, Finnország, http://www.ktl.fi/attachments/suomi/julkaisut/julkaisusarja_a/2002a21.pdf
Lehtola M.J., Miettinen I.T., Vartiainen T., Myllykangas T., Martikainen P.J., (2001) Microbiologically available phosphorus, and microbiological growth in ozonated drinking water. Water Research 35(7), 1635-1640
Licskó I. Víz- és szennyvíztisztítás c. tantárgy előadásai, Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem – Építőmérnöki Kar (2000)
Martin, N., Benezet-Toulze, M., Laplace, C., Faivre, M., Langlais, B. (1992) Design Efficiency of Ozone Contactors for Disinfection. Ozone Science & Engineering 14:391-405
Metcalf és Eddy (1979) Wastewater Engineering: Treatment, Disposal and Reuse. 2nd ed. New York: McGraw-Hill.
Mészáros G. (1998) Felszín alatti víz tisztítása. Eötvös József Főiskola, Műszaki Fakultás, Baja
Niquette P., Servais P. és Savior R. (2001) Bacterial Dynamics in the drinking water distribution system of Brussels, Water Research 35(3), 675-682
Opulus, http://www.opulus.hu/microcontamination/endotoxin/movement/biofilm/biofilm.asp
ÖKO Zrt. A vízhasználatok bemutatása és gazdasági jellemzése (2005) (Vállalkozási szerződés a Víz Keretirányelv végrehajtásának elősegítésére II. fázis, 2. Előrehaladási Jelentés)
Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest
Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft.
96
Radnai F., Murányi F. (2001) Nitrit képződés megelőzése a geszterédi regionális vízellázó rendszerben. Magyar Hidrológiai Társaság – XIX. Országos Vándorgyűlés, Gyula, 2001. július 4-5.
Regan J.M., Harrington G.W., Baribeau H., De Leon R., Noguera D.R. (2003) Diversity of nitrifying bacteria in full-scale chloraminated distribution systems. Water Research 37, 197-205.
Reynolds, Tom D. és Richards, Paul A. (1996) Unit Operations and Processes in Environmental Engineering (Second Edition). PWS Publishing Company
Roustan, M., Stambolieva, Z., Duguet, J.P., Wable, O., Mallavialle, J. (1991) Research note: Influence of Hydrodynamics on Giardia Cyst Inactivation by Ozone. Study by Kinetics and by „CT” Approach . Ozone Science & Engineering 13:451-461
Soini S. (2002) Microbial Ecology and Control in Water Hydraulic Systems, PhD disszertáció, Institute of Environmental Engineering and Biotechnology, Tamperei Műszaki Egyetem, Finnország
Tuhkanen, T., Kainulainen, T.K., Vartiainen, T.K., Kalliokoski, P.J. (1994) The Effect of Preozonation, Ozone/Hydrogen-Peroxide Treatment and Nanofiltration on the Removal of Organic Matter from Drinking Water. Ozone Science & Engineering 16:367-383
Varga Gyula István és Lugosi Ramóna: UV fertőtlenítés alkalmazása a szennyvíztisztításban (http://www.hidrologia.hu/vandorgyules/23/1szekcio/231155.doc) Magyar Hidrológiai Társaság XXIII. Vándorgyűlése, 2005. július 6.-7., Nyíregyháza
Vodnár J. (2001) Az ivóvíz és az ipari víz technológiája. Magyar nyelvű szakelőadások a 2000-2001-es tanévben, Babeş-Bolyai Tudományegyetem – Vegyészmérnöki Kar, Kolozsvár
WRc (T. Hall és R.A. Hyde) Water Treatment Processes and Practices, 1992
