Introduzione
1
Introduzione
Negli impianti convenzionali a fanghi attivi, la presenza delle schiume biologiche è da
attribuire alla presenza di batteri filamentosi foam-former in quantità eccessiva, che si
caratterizzano per avere una parete cellulare altamente idrofobica. Il loro sovrannumero fa si
che essi escano dai fiocchi avvolgendoli, e rendendoli idrofobici, fanno si che essi possano
attaccarsi alle bolle d’aria generate dal sistema di aerazione flottando in superficie, dove
accumulandosi formano una coltre di schiuma spessa e stabile.
In questa tesi di laurea vengono affrontate le maggiori problematiche che si riscontrano negli
impianti a fanghi attivi.
Il lavoro svolto è stato finalizzato allo studio del processo biologico, condotto nel periodo
Ottobre 2010 – Giugno 2011, nell’impianto di depurazione delle acque reflue di Carini.
Per valutare la formazione di schiume nel reattore biologico sono state svolte prove, sul campo,
di sedimentabilità , di tracciamento della percentuale di ricoprimento delle schiume e di
determinazione della concentrazione di ossigeno.
Il calcolo dell’età del fango, effettuato per ogni giorno di osservazione delle schiume, è stato
utile per valutarne l’incidenza con la formazione delle schiume stesse. Contemporaneamente è
stata valutata la potenzialità dell’impianto in termini di abitanti equivalenti, in modo tale da
avere un riscontro con le varie fasi di esercizio che sono state riscontrate all’impianto.
I campioni di mixed liquor, prelevati nella sezione finale della vasca a fanghi attivi, sono stati
portati in laboratorio per valutare la concentrazione di SST (solidi sospesi totali), SSV (solidi
sospesi volatili) e dello SVI (indice di Mohlman).
Sempre in laboratorio, tramite colorazione chimica, è stata svolta un’indagine microscopica per
il riconoscimento e la valutazione dei batteri filamentosi idrofobici.
Tale studio è stato utile per determinare se la presenza di batteri filamentosi abbia contribuito
alla formazione di schiume biologiche e/o al peggioramento delle caratteristiche di
sedimentabilità del fango.
In seguito , tramite i dati delle analisi di campionamento, è stato possibile tracciare gli
andamenti dei principali inquinanti e della portata influente.
Con i dati, riferiti a campionamenti interni, si è valutato il rendimento e la capacità di
nitrificazione. Con le analisi delle concentrazioni in ingresso e uscita, è stata calcolata
Introduzione
2
l’efficienza depurativa dell’impianto, andando a determinare le percentuali di abbattimento per
i vari inquinanti.
L’ultima analisi affrontata consiste nella determinazione della capacità depurativa residua con il
metodo tradizionale, che tiene conto solo del carico organico relativo al BOD
5
.
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
3
Capitolo 1
Le Acque reflue, il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
1.1 Il processo a fanghi attivi
II trattamento delle acque reflue, nasce storicamente come trattamento delle acque reflue di
origine civile; nel maggio del 1913 i ricercatori inglesi Ardern & Lockett hanno introdotto i primi
reattori biologici a fanghi attivi (Ardern e Lockett ,1913).
Per la verità, Ardern e Lockett intendevano soltanto eseguire esperimenti di aerazione dei
liquami di fogna, ciò che in precedenza avevano fatto senza molto successo molti altri
studiosi. Essi tuttavia, a differenza dei tecnici che li avevano preceduti, non eliminarono le
fanghiglie biologiche che si accumulavano durante il trattamento, a causa della crescita dei
microrganismi; al contrario, dopo aver separato l’acqua, al termine di un periodo di aerazione
di cinque settimane, posero in un recipiente altra acqua di fogna assieme ai fanghi provenienti
dal primo esperimento e proseguirono la aerazione. Ripeterono l’operazione parecchie volte,
finché si accorsero che il fango diventava sempre più “attivo”, ossia consentiva di ottenere un
alto grado di purificazione dei liquami in un tempo sempre più breve. Dopo sei mesi di questa
maturazione, il fango aveva raggiunto il massimo della sua attività, ed il processo di
depurazione richiedeva ormai poche ore, entrando così in competizione con il già affermato
metodo della filtrazione biologica sviluppatosi in America.
Il segreto del successo del trattamento a fanghi attivi, risiede nel fatto che la flora microbica,
utilizzata per risanare le acque reflue contenenti inquinanti carboniosi organici biodegradabili
e nutrienti (COD, N e P), invece di disperdersi nell’effluente trattato, tende ad agglomerarsi,
per adsorbimento e bioflocculazione, formando ammassi fangosi di natura fioccosa
(microrganismi vivi ed attivi) detti fiocchi di fango attivo, che, in condizioni di quiete,
possono essere estratti dopo semplice decantazione (fango di supero) e, inoltre, essere
riutilizzati (fango di ricircolo) e mescolati con le nuove acque reflue in arrivo.
Il primo impianto a “Fanghi attivi” iniziò regolarmente il suo esercizio, nel 1927 a Milwaukee
negli USA, successivamente questa tecnologia è stata la più diffusa nel mondo.
Il processo a fanghi attivi può essere condotto nelle più differenti regioni climatiche, dai
tropici alle regioni polari, dal livello del mare sino alle estreme elevazioni come gli impianti
montani. Lo schema convenzionale è riportato in fig. 1.1.
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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La scala degli impianti spazia da pochi abitanti serviti (impianti compatti) a impianti a
servizio di grandi città.
Figura 1.1: Schema di un impianto di trattamento aerobico a fanghi attivi per la rimozione di inquinanti di
origine naturale (SP=sed. primaria;SS =sed.secondaria).
Problemi :
- Elevati consumi energetici
- Notevole produzione di fanghi
- Emissione di gas serra
- Limitata flessibilità
- Produzione ed emissione di odori sgradevoli
Gli impianti biologici a fanghi attivi hanno numerosi problemi ed è per questo che vi è una
notevole necessità di attività di ricerca e sviluppo per la loro risoluzione, per gli elevati
consumi energetici, la notevole produzione di fanghi, la dispersione di sostanze nutrienti, le
emissioni di gas serra, la limitata flessibilità, le dimensioni elevate e la produzione di odori
sgradevoli.
In un impianto di depurazione biologico, il COD ha un suo abbattimento nelle diverse unità di
trattamento, e lo stesso accade per l’azoto; in fig. 1.2 è rappresentato il bilancio del COD ed
in fig. 1.3 il bilancio dell’ azoto in un impianto di depurazione a fanghi attivi con schema
convenzionale.
SP
SS
REATTORE
BIOLOGICO
ARIA
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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Figura 1.2: Bilancio del COD in un impianto a fanghi attivi tradizionale
Figura 1.3: Bilancio dell’Azoto in un impianto a fanghi attivi tradizionale
Il processo a fanghi attivi è tuttora il più utilizzato dei metodi biologici per il trattamento delle
acque di scarico. Il fango attivo è in grado di degradare moltissimi inquinanti organici,
ossidare e rimuovere composti ridotti dell'azoto, promuovere fenomeni di rimozione biologica
dei fosfati, da acque di scarico urbane ed industriali. Conoscenze ingegneristiche e
microbiologiche sono oggi richieste per la diagnosi, il controllo e la soluzione dei comuni
problemi che di frequente occorrono, come il deterioramento delle proprietà di
sedimentazione del fango attivo, la formazione di schiume o la perdita di particolari
popolazioni microbiche.
SP
RB + SS
100
~ 70
~ 40 (CO
2
)
~ 30
(fango primario)
~ 30
(fango biologico)
BILANCIO COD
BILANCIO AZOTO
SP
RB + SS
100
~ 15
(fango primario)
~ 20
(fango biologico)
~ 5
~ 85
~ 60 (N
2
+NO
X
)
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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1.2 Parametri cinetici e stechiometrici dei processi biologici a fanghi attivi
Conoscere i parametri cinetici e stechiometrici è utile per conoscere i processi biologici di
degrado del substrato nei processi a fanghi attivi, inoltre è di fondamentale importanza anche
per la valutazione e la trattabilità dei rifiuti liquidi in un impianto di depurazione con capacità
depurativa residua. Nel caso di simulazione dei processi a fanghi attivi, è fondamentale
disporre dei parametri cinetici e stechiometrici che regolano i processi a fanghi attivi. La
necessità di disporre di valori per i parametri cinetici e stechiometrici che regolano i processi
biologici, interviene soprattutto nel caso di simulazione dei processi a fanghi attivi (finalizzata
alla progettazione, interventi di upgrading od ottimizzazione gestionale) mediante modelli,
quali l'ASM (Activated Sludge Model), proposto dal "Task Group" dell’IWA (International
Water Association, www.iwahq.org ). Il primo modello N°1 è stato sviluppato da Henze et al,
1987, seguito dal modello ASM N°2 sempre di Henze nel 1995 ed infine dall'ultima versione
ASM N°3 di Gujer nel 1999. In un impianto di depurazione per reflui industriali o per reflui
civili in cui avviene il co-smaltimento di reflui speciali (percolati, acque industriali, rifiuti
acquosi prodotti fuori sito, etc...), la potenziale presenza di sostanze inibenti può modificare
le velocità di crescita con riduzione della funzionalità dell'impianto di trattamento.
Assume pertanto un'importanza veramente strategica la caratterizzazione dei reflui al fine di
determinarne la biodegradabilità e l'eventuale effetto inibente sui fanghi attivi.
La biodegradabilità dei reflui, può essere valutata mediante tecniche respirometriche che
permettono di ottenere il frazionamento del COD in frazioni solubili e particolate,
biodegradabili o inerti (Andreottola et al., 2002).
L’apparecchiatura utilizzata per i test respirometrici è il respirometro, fig 1.4. Tramite il
respirometro è possibile determinare i parametri stechiometrici e cinetici da inserire nelle
equazioni che descrivono i processi biologici.
Ovviamente la funzione principale del respirometro è quella di misurare il consumo di
ossigeno, dove per consumo di ossigeno si intende la quantità complessiva di ossigeno
utilizzata da un sistema biologico per espletare le funzioni cataboliche ed anaboliche in un
certo tempo, mentre la velocità di consumo dell’ossigeno, nota anche come OUR,
rappresenta la quantità di ossigeno utilizzata nell’unità di tempo dal sistema ed è una quantità
correlata alla velocità della reazione biologica.
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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Figura 1.4: Respirometro da laboratorio
Figura 1.5: : (a) Schema di un semplice respirometro da laboratorio; (b) Respirogramma del fango attivo
con aggiunta di un substrato esogeno ed individuazione della respirazione endogena.
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1.3 Il processo di ossidazione dei substrati carboniosi
La rimozione dei substrati carboniosi avviene ad opera di batteri eterotrofi, soggetti alle
cinetiche di crescita e decadimento cellulare. I principali parametri coinvolti sono:
- coefficiente di resa cellulare (Y
H
):
- velocità massima di crescita eterotrofa (u
H
,
max
) e costanti di semisaturazione:
- velocità di decadimento cellulare (b
H
)
- velocità di idrolisi (k
h
) e coefficiente di semisaturazione per l'idrolisi (K
x
).
1.3.1 Coefficiente di resa cellulare eterotrofa
La stechiometria relativa alla rimozione dei substrati carboniosi, è definita attraverso il
parametro YH. E' un parametro di fondamentale importanza per il calcolo delle volumetrie
dei fanghi attivi, della produzione di fanghi e del consumo di ossigeno. Il valore di YH
generalmente compreso tra 0.4 e 0.7 può essere ricavato dai dati di letteratura oppure da una
procedura di calibrazione del respirometro utilizzando substrati puri di riferimento e
completamente biodegradabili come acetato, glucosio ecc.
Immediatamente dopo il dosaggio del substrato il respirogramma mostra un incremento
della velocità di respirazione rispetto ai valori di OUR endogeno e si ottiene il
respirogramma di figura 1.5 (b).
L'area sottesa all'OUR esogeno rappresenta la quantità di ossigeno consumata dai batteri
( O
2
) per utilizzare il substrato carbonioso aggiunto. Quindi, noto il valore del COD
biodegradabile aggiunto ( COD
biodegradato
) si può ricavare il valore di Y
H
attraverso la seguente
relazione:
to biodegrada
2
to biodegrada
r deg
1
) (
0
COD
O
COD
dt t OUR COD
Y
finale
t
t
esogeno adato bio
H
( 1.1 )
Il coefficiente di resa per la biomassa eterotrofa, necessaria per convertire i valori di
ossigeno consumato in COD biodegradabile rappresenta il rapporto tra biomassa prodotta
e substrato carbonioso consumato.
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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Il valore di riferimento del coefficiente di resa batterica è pari a 0.67gCOD/gCOD ed è
indipendente dalla temperatura. Questo valore sta a rappresentare che il 67% del COD
viene sintetizzato in nuove cellule, mentre il 33% viene convertito a CO2 (figura 1.6).
Questo è il valore tipico per processi che trattano reflui civili ma tale valore risulta
rappresentativo anche per il trattamento di reflui industriali.
Il coefficiente di resa è un rapporto tra due velocità, quella di sintesi della biomassa e
quella di conversione dei substrati carboniosi.
Figura 1.6: (a) Ripartizioni nella conversione del COD biodegradabile in biomassa batterica; (b)
Respirogramma ottenuto dall'aggiunta di una quantità nota di COD al fango attivo per la determinazione di Y
H
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1.3.2 Velocità di crescita della biomassa eterotrofa
La velocità di crescita dei batteri eterotrofì (
H
) assume valori anche molto diversi da
impianto ad impianto, soprattutto se industriali e dipende fortemente anche dalle
condizioni operative.
Considerando un sistema chiuso (batch), costituito da un campione in cui sia presente la
sostanza organica (substrato) e la popolazione batterica (biomassa), la variazione della
massa batterica può essere espressa dalla seguente formula :
(1.2)
Con:
X massa batterica presente al tempo t;
velocità di crescita batterica [ T
-1
]
Kd velocità di scomparsa batterica [ T
-1
]
Nell’ipotesi che ci sia un unnico fattore limitante nella crescita batterica , può esprimersi con
l’espressione dovuta a Monod :
(1.3)
Con :
µ velocità di crescita massima, che si ha per concentrazioni di substrato sufficientemente alte
per non costituire fattore limitante per la crescita batterica;
S concentrazione del substrato;
Ks costante di semisaturazione.
La costante di semisaturazione rappresenta quel valore della concentrazione del substrato, in
corrispondenza del quale la massima velocità di crescita batterica µ risulta pari alla metà di
quella massima. La velocità effettiva, , che si instaura negli impianti a fanghi attivi, in
condizioni operative reali, si calcola a partire dal valore di
H
,
max
(cioè la velocità massima in
condizioni non limitanti) applicando i fattori correttivi per tenere conto delle condizioni
limitanti da parte di: substrato, ossigeno disciolto, inibenti; K
s
e K
OH
sono le costanti di
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semisaturazione per il substrato e per l'O.D. rispettivamente, mentre S
s
e S
o
sono le
concentrazioni di COD solubile biodegradabile e di O.D. nel reattore a fanghi attivi
rispettivamente.
La temperatura influenza la cinetica attraverso l'espressione di Arrhenius, con che
assume il valore tipico pari a 1,07. Il rallentamento della cinetica in seguito all'effetto
di inibizione da parte di composti tossici o inibenti, viene considerato mediante l'aggiunta di una
specifica funzione (f
inib
).
1.3.3 Velocità di decadimento cellulare eterotrofo
b
H
II parametro bH rappresenta la velocità con cui diminuisce la biomassa eterotrofa
(mantenuta in condizioni endogene, cioè senza substrato) in seguito alla morte batterica,
nel concetto di morte-rigenerazione assunto nei modelli ASM proposti dall'IWA (
Henze,1987 e seguenti). Secondo questo modello un'aliquota della biomassa muore e la
lisi produce un rilascio di substrato lentamente biodegradabile che viene
successivamente idrolizzato a substrato solubile biodegradabile e quindi riutilizzato
dalla restante biomassa per un'ulteriore crescita. Per capire il significato del parametro
bH si può osservare lo schema di figura 1.7.
(1.4)
inibizione da
itazione
inib
a temperatur da
itazione
T
ossigeno da
itazione
O OH
O
substrato da
itazione
S
f
S K
S
Ss Ks
S
lim
lim
) 20 (
lim
lim
max ,
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Figura 1.7 : Schema delle trasformazioni coinvolte nel processo di morte- rigenerazione della biomassa
eterotrofa.
Il residuo endogeno (fp) è pari a 0,08. La massa cellulare eterotrofa che muore in un
giorno è pari a b
H
xbh; di questa, una frazione pari a fp = 8% rimane nei fanghi come
residuo endogeno, mentre la quantità (l – fp) = 92% costituisce substrato biodegradabile
e subisce un'altra trasformazione. Infatti di questo 92%, una frazione pari a Y
H
= 0,67 =
67% forma nuova massa cellulare, mentre il restante 1- Y
H
= 0,33 = 33% viene
convertita a CO
2
.
In conclusione:
l'8% della biomassa morta va a costituire il residuo endogeno;
il 30%, dato da ( l-fp ) (1- YH) = (1-0,08) (1-0,67) = 0,30, viene
convertito a CO
2
,
il 62%, dato da ( l-fp ) Y
H
= (1-0,08) 0,67 = 0,62, viene convertito in
nuova biomassa cellulare attiva.
Nella descrizione del decadimento del fango attivo viene introdotto anche il parametro b'
H
che
rappresenta la velocità di decadimento effettivamente osservabile. La relazione tra b
H
e b'
H
è la
seguente, conoscendo i coefficienti Y
H
e fp :
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(1.5)
Il valore originale di b
H
proposto da Henze per il modello ASM No.1 è pari a 0,62 d
-1
che
corrisponde ad un valore di b’
H
pari a 0,24 d
-1
.
Successivamente diversi studi hanno verificato questo valore e molti autori hanno riportato valori
diversi, in genere inferiori a quello indicato da Henze . Tra questi Liebeskind indica valori di bH
compresi tra 0,16-0,30 d corrispondenti a valori di b’
H
pari a 0,06-0,14 d
-1
.
I metodi respirometrici permettono di misurare il parametro b’
H
. Il test viene eseguito su
aliquote del medesimo fango attivo mantenuto in condizioni endogene (ogni giorno diverse), alle
quali viene quotidianamente aggiunta una quantità non limitante di substrato rapidamente
biodegradabile (acetato). Ogni giorno si ottiene un respirogramma, ma il plateau dell’OUR
massimo si abbassa di giorno in giorno, come conseguenza della diminuzione della biomassa
cellulare. Un esempio dell’evoluzione osservata in 4 giorni è indicata in figura 1.8.
Figura. 1.8: (a) (b) (c) (d) Respirogrammi ottenuti in giorni successivi per un fango attivo mantenuto in condizioni
aerobiche endogene(con aggiunta di substrato biodegradabile solo per realizzare il test respirometrico; (e)
Diagramma di ln OUR
max esogeno
in funzione del tempo, per ottenere il valore di b
H
come pendenza della
retta.
H
H H
p H
H
H
b
b b
f Y
b
b ' 60 , 2
38 , 0
'
) 08 , 0 1 ( 67 , 0 1
'
) 1 ( 1
'
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Per ognuno dei respirogrammi si calcola il corrispondente OUR max, esogeno . Quindi si
diagrammano i valori di ln OURmax, esogeno in funzione del tempo e la pendenza della curva
così ottenuta rappresenta il valore cercato di b'
H
(figura1.8e).
Nel caso di figura 1.8 si ottiene un valore di b'
H
pari a 0,12 d
-1
. Il valore di b
H
, relativo
all'approccio di morte-rigenerazione, si calcola con la formula precedente e per questo esempio si
ottiene b
H
= 0,26 d
-1
.
La misura diretta del numero di cellule che muoiono nel tempo, che a priori sembrerebbe molto
difficile da eseguire, è stata effettuata recentemente mediante la tecnica della citometria a flusso
che permette di enumerare decine di migliaia di cellule in poco tempo, in funzione del loro stato
metabolico (cellule vitali, attive o morte), con elevata precisione , ed è stato misurato, per un
fango attivo, un valore di b'
H
pari a 0,105 d
-1
.
I valori indicati per bH e b'H sono tutti relativi alla temperatura operativa di 20°C; in caso di
temperatura operativa T, il valore di b
H
viene corretto con la seguente espressione, in cui il
coefficiente a è pari a 1,07:
b
H,T
= b
H
x
(T-20)
(1.6)
1.3.4 Velocità di idrolisi
II processo di idrolisi interessa il substrato particolato biodegradabile, quindi di tipo lentamente
biodegradabile, X
s
. Dalle costanti che definiscono l'idrolisi (k
h
, K
x
) dipendono la qualità
dell'effluente e la composizione del fango attivo. Il processo di idrolisi costituisce la cinetica
limitante, essendo anche 10 volte minore rispetto alla cinetica di rimozione dei substrati
rapidamente biodegradabili (figura 1.9).
Capitolo1 Le acque reflue , il processo a fanghi attivi, nitrificazione e denitrificazione
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Figura 1.9 : Schema semplificato del processo di idrolisi.
Il substrato X
s
viene idrolizzato con formazione di substrati solubili biodegradabili che
vengono metabolizzati dalla biomassa cellulare per la sintesi di nuove cellule. Più
precisamente, viene interessata dall'idrolisi anche la biomassa cellulare morta, che viene
biodegradata e parte da origine a nuovo materiale cellulare.
La cinetica che regola la rimozione di Xs nel tempo, secondo il modello ASM, è la
seguente:
( 1.7 )
in cui k
h
è la velocità di idrolisi (che assume per reflui civili il valore tipico a 20°C pari a 3 d
-1
)
e K
x
è la costante di semisaturazione per il processo di idrolisi (che assume valore pari a 0,1
g COD/g COD). È una cinetica che richiede la conoscenza di queste due costanti e della
biomassa eterotrofa nel fango attivo, X
BH
, inerente la quantificazione della biomassa
eterotrofa e nitrificante nei fanghi attivi.
Per la determinazione sperimentale dei parametri di idrolisi (k
h
e K
X
), sono stati proposti alcuni
approcci basati su test respirometrici, ma si tratta di metodi piuttosto complessi .
BH
s
x
s
h
S
X
X
K
X
k
dt
dX
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