RIMOZIONE DELL AZOTO DAI REFLUI DELLA STAMPA TESSILE DIGITALE MEDIANTE PROCESSO ANAMMOX: STUDI PRELIMINARI

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1 Politecnico di Milano Corso di Laurea Magistrale in Ingegneria per l Ambiente e il Territorio A.A RIMOZIONE DELL AZOTO DAI REFLUI DELLA STAMPA TESSILE DIGITALE MEDIANTE PROCESSO ANAMMOX: STUDI PRELIMINARI Relatore: Prof. Roberto Canziani Correlatori: Dott. Ing. Tommaso Lotti Dott. Ing. Davide Scaglione Dott. Ing. Aronne Teli Roberto Santarsia Matr

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3 Ringraziamenti Ringrazio papà, mamma e Carla per avermi tenacemente supportato durante tutto il mio percorso di studi, soprattutto durante i momenti più impegnativi e critici che ho dovuto affrontare. Ringrazio tutti i miei nonni: Partemio e Maria Sacco, Emanuele e Maria, zio Vito e zia Nunziata che hanno collaborato al pari dei miei genitori ad avermi insegnato i valori più importanti della vita che mi hanno permesso di crescere come ragazzo prima e uomo poi. Ringrazio il Prof. Roberto Canziani per avermi dato l opportunità di far parte del team di ricerca, per la disponibilità, la competenza e la dedizione costantemente profusa durante tutte le attività svolte. Ringrazio l ing. Tommaso Lotti, l ing. Davide Scaglione, l ing. Aronne Teli e l ing. Roberto Dicosmo per il prezioso supporto che mi è stato offerto durante tutte le attività svolte in laboratorio e in fase di scrittura dell elaborato. Mi sento onorato di aver potuto far parte del vostro team di ricerca, che mi ha permesso sia di migliorare da un punto di vista formativo sia da un punto di vista morale e umano. Ringrazio tutto il personale di laboratorio: Laura, Enrico, Ruggero e Glauco, che mi hanno permesso di operare in modo efficace e responsabile durante tutta l attività sperimentale. Ringrazio i miei compagni ma soprattutto amici Federico e Martino, per il sostegno conferitomi durante le attività svolte insieme e non solo, dimostrandomi valori imprescindibili quali il rispetto e il lavoro di squadra. Ringrazio tutti i miei amici più cari: Giuseppe, Michele, Luigi e Doni ed un ringraziamento speciale ad Eleonora, che reputo sia stata una colonna portante durante tutto il mio percorso universitario. 3

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5 SOMMARIO 1. INTRODUZIONE Il distretto serico comasco Finalità del lavoro Scopo dell elaborato RIMOZIONE BIOLOGICA DELL AZOTO CON BIOMASSA ANAMMOX Il processo completamente autotrofo Nitritazione Parziale (PN) / Anammox Cenni sul processo di nitrificazione Nitritazione Parziale (PN) Osservazioni sul processo di parziale nitritazione (PN) Il processo anammox Cenni di fisiologia dei microrganismi anammox Descrizione, stechiometria e cinetica del processo anammox Realizzazione del processo PN/Anammox e configurazione impiantistica Vantaggi del processo PN/Anammox Inibizione dell attività anammox Configurazioni impiantistiche Vantaggi delle configurazioni bi-stadio e mono-stadio PROVE SPERIMENTALI PRELIMINARI Riepilogo dei risultati delle prime prove sperimentali Scopo delle prove sperimentali con filtrazione su membrana Pretrattamento di filtrazione su membrana Descrizione dell apparato di filtrazione Filtrazione tangenziale (cross-flow) L ultrafiltrazione (UF) Il fouling Metodologia delle prove di filtrazione in laboratorio

6 Parametri operativi delle prove di filtrazione in laboratorio Risultati delle prove di filtrazione di reflui da processi di stampa digitale su tessuti Prove di filtrazione sul refluo della stamperia Seride Prove di filtrazione sul refluo della stamperia di Lipomo Prove di filtrazione sul refluo della stamperia Pinto Sommario dei risultati delle prove di filtrazione sui reflui concentrati delle tre stamperie Pretrattamento aerobico Prove manometriche test attività anammox Risultati delle prove manometriche con biomassa anammox sul permeato dei reflui concentrati Stamperia Seride Stamperia Lipomo Stamperia Pinto Discussione dei risultati Conclusioni test batch con pretrattamento di ultrafiltrazione Test di ammonificazione IMPIANTO PILOTA IN CONTINUO Il processo parziale nitritazione-anammox in singolo reattore Sperimentazione su impianto pilota in continuo Cenni sul funzionamento di un reattore SBR Descrizione del funzionamento dell impianto in continuo Descrizione del reattore SBR utilizzato Pannello di controllo elettrico Scelte progettuali di processo e strategie di controllo Descrizione della biomassa utilizzata Scelta del ciclo SBR Parametri operativi e di controllo

7 Start-up del reattore e del processo ATTIVITÀ MODELLISTICA Descrizione del software BioWin MODELLO DEL PROCESSO Scelta della configurazione del modello La diffusione di massa nei granuli Simulazione delle modalità di aerazione Dilavamento dei batteri Nitrito Ossidanti (NOB) RISULTATI DEL MODELLO Risultati con refluo sintetico Analisi di sensitività del modello Analisi di sensitività globale Analisi di sensitività locale Calibrazione del modello CONCLUSIONI Attività sperimentale Pretrattamento filtrazione su membrana Test di attività anammox su refluo concentrato Impianto pilota in continuo Attività modellistica INDICAZIONI PER LO SVILUPPO DELLA RICERCA BIBLIOGRAFIA SITOGRAFIA

8 SOMMARIO FIGURE Fig. 1.1 Il distretto serico comasco Fig. 2.1 Processo di rimozione dell azoto via nitrito mediante nitritazione - denitritazione Fig. 2.2 Effetto della temperatura sul srt minimo relativamente a batteri aob e nob Fig. 2.3 Albero filogenetico dei microrganismi anammox. la barra rappresenta il 10% di divergenza di sequenza Fig. 2.4 Immagine catturata al microscopio di un batterio anammox (candidatus kuenenia) Fig. 2.5 I diversi percorsi proposti in letteratura del metabolismo dei batteri anammox Fig. 2.6 Ciclo dell azoto con indicato il percorso abbreviato grazie al processo anammox Fig. 2.4 Granuli prelevati da un reattore operante il processo di pn/anammox mono-stadio Fig. 3.1 Schema a blocchi dei processi per il trattamento del refluo tessile concentrato a scala reale Fig. 3.2 Apparecchio di filtrazione con membrana piana Fig. 3.3 a membrana piana; b cell holder; c pannello di controllo elettrico Fig. 3.4 Allestimento completo della cella Fig. 3.5 Descrizione grafica del processo di filtrazione cross-flow Fig. 3.6 Confronto tra la filtrazione convenzionale (dead-end) e la filtrazione tangenziale (cross-flow) in merito alla formazione del deposito di materiale solido sulla membrana, durante il processo di filtrazione Fig. 3.7 Schema dello strato di gel e dello strato limite laminare in cui si può avere aumento di concentrazione (cherryan, 1986) Fig. 3.8 Fenomeno del fouling su membrana piana con flusso di tipo cross-flow Fig. 3.9 Prove di filtrazione seride; da sinistra: permeato nella prima e sesta bottiglia, concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione seride: concentrazioni residue nel permeato e concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione lipomo; a sinistra: permeato della prima e sesta bottiglia, concentrato a fine prova; a destra: residui solidi osservati sulla membrana filtrante Fig Prove di filtrazione lipomo: concentrazioni residue nel permeato e concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione pinto; da sinistra: prima bottiglia, sesta bottiglia, concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione pinto: concentrazioni residue e concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione sommario: concentrazioni di cod, ammonio e azoto totale del tal quale e del permeato Fig Esempio di bottiglie oxitop utilizzate in laboratorio per le prove di attività anammox Fig Curva di produzione da attività anammox (scaglione et al.,2009) Fig Stamperia seride: inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Fig Stamperia di lipomo: inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Fig Inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Fig Confronto dell attività mantenuta percentuale della biomassa anammox per tipo di liquame e per stamperia di provenienza prove effettuate nei mesi di aprile-giugno 2015 (refluo aerato = dopo pretrattamento aerobico ad alto carico in batch; permeato: dopo filtrazione su membrana con cut-off 12kd) Fig Confronto dell inibizione percentuale della biomassa anammox per tipo di liquame e per stamperia di provenienza prove effettuate nei mesi di aprile giugno 2015 (permeato: dopo filtrazione su membrana con cut-off 12kd) Fig. 4.1 Fasi di processo sbr Fig. 4.2 Schema qualitativo dell impianto in continuo Fig 4.3 Partendo in altro a sinistra: pompa di alimento (1), pompa di scarico (2), compressore per il ricircolo (3), pompa aria fresca (4), pompe per il dosaggio acido base (5) e (6) Fig. 4.4 Impianto pilota operante in continuo Fig. 4.5 Reattore sbr Fig. 4.6 Prospetto geometrico del reattore sbr Fig. 4.7 Sonde hamilton utili alla registrazione di parametri in continuo: a) ossigeno disciolto; b) ph; c) conducibilità; d) potenziale redox Fig. 4.8 Schermata principale del display di controllo del plc Fig. 4.9 Schermata di accesso ai grafici per i differenti parametri misurati Fig Esempio di un grafico monitorato nel display del plc Fig Granuli di biomassa inoculata nel reattore sbr Fig. 4.12: a) fenomeno di diffusione all interno di un biofilm di un singolo substrato; b) esempio di diffusione all interno del biofilm di tre differenti substrati (ossigeno disciolto, cod, nitrati) Fig Processo pn/anammox in un unico sistema operante con biomassa granulare Fig Abbondanza di batteri aob e anammox all interno di fanghi granulari e fioccosi

9 Fig A sinistra il funzionamento del controllo ossigeno con modalità di accensione della pompa di aria fresca on/off, a destra la modalità di funzionamento con settaggio della percentuale della distanza dal setpoint per l arresto del funzionamento della pompa Fig Schermata del pannello operatore per il controllo dell ossigeno disciolto Fig. 5.1 Interfaccia biowin, nuovo foglio di lavoro Fig. 5.2 Interfaccia biowin, menù configure Fig. 5.3 Interfaccia biowin, esempio di un layout d impianto e descrizione di un bioreattore aerobico Fig. 5.4 Interfaccia album, esempio di un grafico che riporta l andamento di cod e cbod (carbonaceus bod) di un generico impianto Fig. 5.5 Interfaccia album, esempio di una tabella che riporta l andamento di cod e cbod (carbonaceus bod) di un generico impianto Fig. 5.6 Configurazione dell impianto pilota nel modello Fig. 6.2 Andamento dell ossigeno disciolto in fase di alimentazione-reazione in ogni singolo ciclo del reattore sbr Fig. 7.1 Andamento delle concentrazioni delle biomasse aob, anammox, nob e eterotrofi presenti nel reattore sbr sino alle condizioni di regime del sistema Fig. 7.2 Andamento delle concentrazioni di ammonio, nitrito e nitrato presenti nel reattore sino alle condizioni di regime del sistema Fig. 7.3 Andamento della concentrazione di azoto gassoso nel reattore sbr sino alle condizioni di regime del sistema Fig. 7.4 Andamento dell od simulato nel reattore sbr del modello Fig. 7.5 Andamento delle specie azotate nel tempo con diminuzione dell od a 0,2 mgo2/l nelle fasi aerobiche Fig. 7.6 Andamento delle specie azotate nel tempo con raddoppio da 0,3 a 0,6 mgo2/l nelle fasi aerobiche Fig. 7.7 Andamento delle biomasse aob e anammox azotate nel tempo con raddoppio da 0,3 a 0,6 mgo2/l nelle fasi aerobiche Fig. 7.8 Andamento delle specie azotate nel tempo con aumento dell od a 1 mgo2/l nelle fasi aerobiche lasciandone invariato il numero Fig. 7.9 Andamento delle biomasse aob e anammox tempo con aumento dell od a 1 mgo2/l nelle fasi aerobiche lasciandone invariato il numero Fig Produzione di azoto gassoso (n2) con aumento dell od a 1 mgo2/l nelle fasi aerobiche lasciandone invariato il numero Fig 7.11 Andamento delle concentrazioni di ammonio, nitrito e nitrato con il variare della concentrazione dell ossigeno disciolto all interno del reattore Fig Andamento delle specie azotate in funzione della portata in ingresso al reattore trattata Fig Andamento delle specie azotate nel tempo con aumento della concentrazione di ammonio a 2000 mgn/l. 120 Fig Andamento delle biomasse aob e anammox tempo con aumento della concentrazione di ammonio a 2000 mgn/l Fig Andamento delle specie azotate nel tempo con aumento della concentrazione di ammonio a 2000 mgn/l e cod a 2500 mg/l Fig Andamento delle biomasse aob, anammox, nob e eterotrofe nel tempo con aumento della concentrazione di ammonio a 2000 mgn/l e cod a 2500 mg/l Fig Andamento dell azoto gassoso prodotto nel tempo dalla biomassa anammox con aumento della concentrazione di ammonio a 2000 mgn/l e cod a 2500 mg/l Fig Calibrazione del modello sull andamento della concentrazione di ammonio in uscita Fig Simulazione della concentrazione di nitrato in uscita del modello a confronto con la serie osservata nell impianto pilota Fig Simulazione della concentrazione di nitrito in uscita del modello a confronto con la serie osservata nell impianto pilota

10 SOMMARIO TABELLE Tab. 1.1 Valori dei reflui di stamperie digitali scaricate in fognatura poste a confronto con i limiti normativi vigenti (D. Lgs. 152/06) Tab. 2.1 Confronto della biocinetica tra i batteri ammonio ossidanti (aob) e i batteri anammox Tab. 2.2 Confronto tra il processo di rimozione autotrofa dell azoto di nitritazione parziale/anammox (pn/anammox) e il processo convenzionale di nitrificazione/denitrificazione (nitro/denitro) Tab. 2.3 Parametri cinetici e stechiometrici di interesse µmax: rateo massimo specifico di crescita della biomassa, Ks: affinità al substrato (costante di semi-saturazione), Yx/S: coefficiente di resa cellulare; S: substrato (Nh4 + - N Per anammox e aob; cod per eterotrofi); X: biomassa Tab. 3.1 Efficienze di rimozione con differenti metodi di filtrazione e con il processo a fanghi attivi per uno scarico industriale Tab. 3.2 Caratteristiche dei nuovi campioni di reflui concentrati Tab. 3.3 Prove di filtrazione seride: risultati su cod e azoto Tab. 3.4 Prove di filtrazione seride: risultati su colore, solidi totali, sospesi, volatili e biodegradabilità Tab. 3.5 Prove di filtrazione lipomo: risultati su cod e azoto Tab. 3.6 Prove di filtrazione lipomo: risultati su colore, solidi totali, sospesi, volatili e biodegradabilità Tab. 3.9 Stamperia seride: attività specifica anammox (saa) determinate per ciascuna bottiglia oxitop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia seride: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia oxitop in diversi momenti delle prove manometriche (i4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia seride: inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Tab Stamperia lipomo: attività specifica anammox (saa) determinate per ciascuna bottiglia oxitop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia di lipomo: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia oxitop in diversi momenti delle prove manometriche (i4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia di lipomo: inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Tab Stamperia pinto: attività specifica anammox (saa) determinate per ciascuna bottiglia oxitop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia pinto: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia oxitop in diversi momenti delle prove manometriche (i4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) Tab Stamperia pinto: inibizione della saa in ciascuna bottiglia oxitop Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su quattro diversi campioni del refluo tessile proveniente dalla stamperia seride Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni di refluo tessile tal quale proveniente dalla stamperia seride, uno dei quali contenente fango attivo Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni a 55 c, il primo costituito da refluo tessile tal quale, il secondo contenendo un mix di refluo tal quale e refluo equalizzato con rapporto 1: Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni di refluo tessile tal quale proveniente dalla stamperia seride, uno dei quali contente fango attivo Tab. 4.1 Dimensioni del reattore sbr Tab. 4.2 Specifiche sulla durata delle fasi di un singolo ciclo del reattore sbr Tab. 4.3 Composizione del refluo sintetico alimentato in fase di start-up nel reattore Tab. 4.4 Concentrazione della soluzione di cloruro di calcio e magnesio Tab. 4.5 Composizione della soluzione 1 e della soluzione Tab. 4.6 Valori dei principali parametri monitorati in ingresso al reattore nella fase di start-up con alimento sintetico 99 Tab. 4.7 valori dei principali parametri monitorati in uscita al reattore nella fase di start-up con alimento sintetico Tab 6.1 Dimensioni del reattore e del sedimentatore assunte nel modello e reali Tab. 6.2 Flussi di portata nell impianto reale e assunti nel modello Tab. 6.3 Parametri cinetici modificabili in biowin dei batteri aob e anammox

11 Tab. 7.1 Primi risultati sulla fase di start-up del processo pn-anammox con il modello dell impianto pilota Tab. 7.2 Analisi di sensitività globale del modello assumendo come variabile l ossigeno disciolto Tab. 7.3 Analisi di sensitività globale del modello assumendo come variabile l ossigeno disciolto Tab. 7.4 Caratteristiche delle acque di primo lavaggio provenienti dalla stamperia seride tal quali e dopo filtrazione su membrana Tab. 7.9 Analisi di sensitività con µmax,amx =0,072 d -1 e Kd,Aer/Ax=0,019 D -1 a confronto con i risultati ottenuti con la configurazione avente µmax,amx =0,072 d -1 e Kd,Aer/Ax=0,0095 d Tab Analisi di sensitività con variazione di µmax,aob del ± 50% e confronto dei risultati ottenuti con la configurazione di riferimento (µmax,aob =2,05 d -1 ) Tab Data set comprensivo di portata e concentrazioni in uscita di ammonio, nitrito e nitrato dall impianto pilota raccolto in una settimana Tab Parametri stimati in fase di calibrazione Tab Concentrazioni di azoto ammoniacale in uscita dall impianto e predette dal modello Tab Concentrazioni di nitrato in uscita dall impianto e predette dal modello Tab Concentrazioni di nitrito in uscita dall impianto e predette dal modello

12 ABSTRACT La tesi si inquadra in un più ampio progetto di ricerca N-free Printing (Rimozione autotrofa dell azoto dai reflui della stampa tessile digitale) del Dipartimento di Ingegneria Civile e Ambientale del Politecnico di Milano. L obiettivo è valutare la fattibilità del processo biologico di rimozione autotrofa dell azoto mediante l azione combinata di biomassa ammonio-ossidante (AOB) e biomassa anammox (AAO) su reflui concentrati originati dal processo di stampa tessile digitale campionati in corrispondenza degli scarichi delle acque di primo lavaggio, di tre differenti stamperie del distretto serico comasco. La tesi si articola in due sezioni: la prima descrive l attività sperimentale condotta in laboratorio, mentre la seconda documenta lo sviluppo di un modello del processo applicato all impianto pilota installato in laboratorio. La sperimentazione comprende test di attività specifica della biomassa anammox sul refluo tal quale o diluito, oppure dopo pretrattamento (tal quale o diluito) mediante filtrazione su membrana (cut-off 12 kda), o dopo pretrattamento aerobico ad alto carico. L attività specifica della biomassa è stata misurata mediante tecnica manometrica, che permette di valutare il grado di inibizione della biomassa a contatto con i differenti tipi di refluo esaminati rispetto al valore massimo ottenibile su refluo sintetico. Le prove di attività anammox hanno confermato i risultati di una fase precedente del progetto di ricerca, in cui l idrolisi incontrollata dell urea comporta concentrazioni di azoto ammoniacali incompatibili con l attività anammox. Per tale motivo le prove batch non hanno consentito di accertare la trattabilità con biomassa anammox dei reflui concentrati da stampa digitale. Si è quindi reso indispensabile uno studio ulteriore con un impianto pilota con funzionamento continuo, in cui la concentrazione di ammoniaca sia mantenuta entro livelli accettabili per l attività della biomassa anammox. In parallelo alla messa in marcia dell impianto pilota sono state condotte prove batch con diverse tipologie di refluo per investigare la cinetica dell ureolisi. L impianto pilota in continuo è costituito da un reattore in sequenza di fasi (SBR) contenente biomassa granulare composta a sua volta da biomassa anammox e biomassa AOB. La coesistenza di queste popolazioni batteriche consente di ottenere il processo di rimozione denominato One-Step Partial Nitritation-Anammox. Il modello del processo biologico è stato costruito con la piattaforma software BioWin 4.1. Il modello è stato calibrato sulla concentrazioni in uscita di ammonio, nitrito e nitrato, ottenendo i valori dei tassi di crescita e decadimento delle biomasse presenti. L analisi di sensitività del modello ha consentito di identificare i parametri critici del processo. Si è confermata l estrema sensibilità alla concentrazione di ossigeno disciolto nella fase liquida del reattore. La stabilità del processo biologico nel lungo periodo dipende anche dal corretto rapporto tra l ammonio e il carbonio inorganico presente, indispensabile per la sintesi di entrambe le biomasse 12

13 autotrofe (AOB e AAO) e all alcalinità necessaria per tamponare il ph e contrastare l acidificazione prodotta dall attività ammonio-ossidante. Il monitoraggio periodico della composizione del refluo, dell aerazione e dell attività di entrambe le biomasse sono indispensabili per mantenere la stabilità del processo. La biomassa AAO è risultata più sensibile di quella AOB, a causa della sua bassa velocità di crescita netta (crescita decadimento). Il modello sviluppato potrà quindi essere utilizzato nelle successive fasi di ricerca per meglio gestire il processo PN-Anammox, considerando tutti gli aspetti critici evidenziati. Sarà poi possibile raffinare ulteriormente il modello costruito validandolo con i dati ottenuti dal trattamento dei reflui tessili esaminati. 13

14 1. INTRODUZIONE 1.1. Il distretto serico comasco Il Distretto Serico Comasco si estende su una superficie di 171 Km 2 e comprende 27 comuni della provincia di Como (Fig.1.1). Il tessuto imprenditoriale del serico di Como è in grande misura rappresentato da imprese terziste, di piccole e medie dimensioni, e artigiane specializzate in singole fasi della produzione; proprio tale specializzazione, insieme alla flessibilità garantita dalle dimensioni ridotte, ha rappresentato l elemento di successo del distretto. Fig. 1.1 Il distretto serico comasco In un mercato che impone tempi tecnici di produzione molto e sempre più brevi, quantitativi ridotti ad elevata qualità e a costi contenuti, le piccole dimensioni e la specializzazione permettono alle imprese di contenere i costi fissi, garantendo al contempo una capacità produttiva adeguata alle richieste e in grado di sopportare le oscillazioni della domanda. L eccellenza dei prodotti serici è frutto non solo di secoli di esperienza, ma anche della stessa struttura distrettuale caratterizzante il settore serico italiano che, creando un ambiente di fertilizzazione reciproca e favorendo lo scambio di conoscenze e tecnologie, ha reso possibile, lo sviluppo di un know-how specifico di elevato contenuto qualitativo e tecnologico, che costituisce oggi il principale patrimonio del 14

15 distretto in quanto difficilmente imitabile. Un elemento di fondamentale importanza che ha garantito ai prodotti serici comaschi il successo internazionale di cui tutt oggi godono e di cui Como stessa ne è diventata il simbolo. Per quanto riguarda il tessuto stampato, questo ha manifestato una certa ripresa durante l ultimo quinquennio dopo aver subito una forte crisi fra la metà degli anni novanta e la metà degli anni duemila. Contestualmente, è stata introdotta un innovazione radicale, la stampa digitale su tessuti, che sta rivoluzionando le tecniche operative degli stampatori comaschi. Questa tecnologia è molto più flessibile, meno costosa e consente risparmi significativi di lavoro, energia, spazio, materiali rispetto alle tecniche tradizionali. La stampa digitale è, quindi, un innovazione coerente con l evoluzione recente del mercato della moda. Ciò nondimeno, è improbabile che nel futuro prossimo le tecniche tradizionali di stampa siano completamente soppiantate, in quanto, permettono di realizzare una qualità superiore; il prodotto di qualità anche se occupa nicchie sempre più ristrette non sta scomparendo. La maggioranza degli stampatori sta sostituendo solo parzialmente i macchinari vecchi con quelli nuovi; sono ancora pochi quelli passati interamente al digitale. L adozione della nuova tecnologia pone problemi di formazione degli operatori che devono essere riqualificati, rende ridondante buona parte della manodopera, ponendo problemi di reinserimento professionale, e sembra sia più facilmente imitabile dalla concorrenza dei paesi in via di sviluppo (PVS), in quanto sottrae importanza al saper fare artigianale, cruciale per una stampa tradizionale di qualità Finalità del lavoro L evoluzione dei processi di stampa verso la tecnologia digitale a getto d inchiostro ha portato a minori consumi idrici, ma a nuovi problemi connessi alle caratteristiche chimiche delle acque scaricate. Da un punto di vista prettamente qualitativo la stampa digitale determina minor rilascio di coloranti in ambiente rispetto ai metodi convenzionali, ma necessita di successivi e intensi lavaggi che producono scarichi con elevate concentrazioni di azoto, principalmente sottoforma di urea. I carichi inquinanti associati al refluo scaricato in fognatura sono riportati in Tab. 1.1, a confronto con i valori limite per lo scarico in fognatura pubblica secondo il D. Lgs 152/06 (allegato 5, tabella 3). 15

16 Tab. 1.1 Valori dei reflui di stamperie digitali scaricate in fognatura poste a confronto con i limiti normativi vigenti (D. Lgs. 152/06) Parametro Valori reflui stampa digitale Limiti normativi per lo scarico in fognatura pubblica (D. Lgs 152/06) ph 7-9,5 5,5 9,5 COD mg L mg L -1 NH 4+ -N mg L -1 22,4 mg L -1 Ntot mg L -1 n.d. L intero distretto serico comasco rientra tra le aree sensibili al rischio di eutrofizzazione, situazione comune all intera area padana che recapita nel Mare Adriatico. Inoltre, parte delle aziende recapitano in una rete fognaria afferente al depuratore di Como che scarica nell omonimo lago, con limiti ancora più stringenti imposti all effluente dell impianto. Il graduale estendersi della stampa digitale comporterà carichi di azoto crescenti addotti all impianto di depurazione, e, per di più, con un rapporto COD/N sempre minore, con conseguenze considerevoli sul processo di denitrificazione. E quindi necessario ridurre le concentrazioni di azoto nello scarico prima della sua immissione in fognatura, evitando sovraccarichi agli impianti centralizzati (così da preservarne l adeguatezza e la funzionalità) o scarichi eccessivi di azoto dagli scolmatori di piena nel caso di reti fognarie di tipo misto Scopo dell elaborato L obiettivo del progetto N-Free printing è di valutare la trattabilità del refluo mediante processi biologici autotrofi innovativi per la rimozione dell azoto con costi decisamente inferiori a quelli dei trattamenti convenzionali, basati sulla nitrificazione biologica dell azoto ammoniacale a nitrato (processo autotrofo) e sulla successiva denitrificazione eterotrofa. Il progetto di ricerca vuole sviluppare un processo in cui alla ossidazione di parte dell azoto ammoniacale ad azoto nitroso (e non nitrico) segua la ossidazione dell azoto ammoniacale senza ossigeno libero ma a spese dell azoto nitroso con formazione di azoto gassoso e acqua ad opera di microrganismi autotrofi noti come Anammox, dall acronimo inglese Anaerobic Ammonium Oxidation. I processi basati sull utilizzo di questa biomassa sono stati oggi applicati a scala industriale per il trattamento della frazione liquida di digestati di fanghi di depurazione, alcuni scarichi dell industria 16

17 alimentare e conciaria, ma non esistono esempi di questo processo applicato al trattamento delle acque derivanti dalla stampa tessile digitale. Nella prima fase del progetto di ricerca (Niccolini, Novembre-Aprile 2015) è stata valutata la trattabilità del refluo tessile equalizzato e concentrato, con e senza pretrattamento aerobico. I primi risultati sono stati incoraggianti sulla possibilità di salvaguardare il metabolismo Anammox a contatto con questo tipo di reflui. Le restrittive condizioni operative utilizzate, hanno emesso dei risultati largamente a favore di sicurezza soprattutto nel caso dei reflui equalizzati. Nel caso dei reflui concentrati hanno prevalso dei problemi di inibizione sui batteri a causa delle procedure adottate e obbligate, in quanto test in batch. Non si è potuto determinare con certezza l effettiva trattabilità del refluo concentrato con biomassa Anammox suggerendo l importanza di una successiva valutazione con impianto pilota in continuo, come sarà spiegato nei paragrafi successivi. Il presente elaborato è costituito da una parte prettamente sperimentale e da una successiva parte modellistica. Si presentano i risultati ottenuti nella seconda parte del progetto di ricerca (Maggio- Dicembre), in cui oltre al pretrattamento aerobico è stato introdotto un pretrattamento di filtrazione su membrana, per rimuovere anticipatamente sostanze inibitorie per le popolazioni batteriche. In seguito ai pretrattamenti sopra citati, sono stati effettuati test di attività Anammox in batch su reflui esclusivamente concentrati. La fase successiva comprende il montaggio e la messa in marcia dell impianto pilota in continuo composto da un reattore in sequenza di fasi (Sequencing Batch Reactor). In parallelo al montaggio, al collaudo e all avviamento dell impianto pilota è stata eseguita la modellizzazione dell impianto tramite la piattaforma software BioWin 4.1, che comprende sia analisi di sensitività sia la calibrazione del modello stesso. 17

18 2. RIMOZIONE BIOLOGICA DELL AZOTO CON BIOMASSA ANAMMOX 2.1. Il processo completamente autotrofo Nitritazione Parziale (PN) / Anammox Nel processo completamente autotrofo di rimozione dell azoto dalle acque reflue il metabolismo dei batteri anammox deve essere supportato oltre che dall ammonio, principale composto azotato presente nel refluo, anche dal nitrito che deve dunque essere prodotto da un altro processo biologico. Il sistema si compone pertanto di due processi biologici distinti: 1. Il processo di nitritazione parziale (PN), dove batteri ammonio ossidanti (AOB) ossidano circa metà dell ammonio a nitrito (nitritazione) usando ossigeno come agente ossidante; 2. Il processo anammox, dove i batteri omonimi ossidano l ammonio restante ad azoto molecolare usando il nitrito prodotto dalla PN come elettrone accettore; Cenni sul processo di nitrificazione Il processo di nitrificazione consiste nell ossidazione dell ammonio a nitrato. Questo processo è costituito dall unione di due processi biologici distinti catalizzati da due gruppi di batteri aerobici chemoautotrofi (il cui metabolismo sfrutta reazioni redox di composti inorganici) filogeneticamente distanti, non strettamente correlati da un punto di vista genetico. Esistono anche alcuni batteri chemoeterotrofi (detti semplicemente eterotrofi, il cui metabolismo sfrutta reazioni redox di composti inorganici) in grado di ossidare l ammonio a nitrato, ma questo processo contribuisce in maniera non significativa e può essere pertanto trascurato nella trattazione del processo di nitrificazione. Nel primo step della nitrificazione dunque, l ammonio viene ossidato a nitrito nel processo di nitritazione da batteri ammonio ossidanti (AOB). La fase appena descritta si riassume nella seguente equazione: NH ,5 O 2 NO H + + H 2 O (Eq. 2.1) In questa reazione circa 2 moli di protoni sono prodotti per ogni mole di ammonio ossidata a nitrito, questo implica l instaurarsi di condizioni acide del sistema se non adeguatamente tamponate. Nel secondo step invece, il nitrito è ossidato a nitrato nel processo di nitratazione da batteri nitrito ossidanti (NOB). Allo stato attuale non si conosce alcun tipo di batterio in grado da solo di catalizzare la completa ossidazione dell ammonio a nitrato. La seconda fase appena descritta si riassume nella seguente equazione: NO 2 + 0,5 O 2 NO 3 (Eq. 2.2) 18

19 L unione dei processi di nitritazione e nitratazione descritti appena sopra compone il noto processo di nitrificazione (Metcalf & Eddy, 2014), la cui reazione complessiva risulta essere la seguente: NH O 2 NO H + + H 2 O (Eq. 2.3) Prendendo in considerazione anche le reazioni di sintesi della biomassa (indicata come C 5H 7O 2N), l ossidazione dell azoto ammoniacale a ioni nitrato e la riduzione dell ossigeno ad acqua si può ottenere la seguente reazione complessiva per la nitrificazione (Crites e Tchobanoglous, 1998): NH ,863 O 2 + 0,098 CO 2 0,0196 C 5 H 7 O 2 N + 0,98 NO 3 + 1,98 H + + 0,0941 H 2 (Eq. 2.4) (Wastewater Engineering Treatment and Resource Recovery, Fifth Edition, McGraw Hill) Nitritazione Parziale (PN) Negli ultimi anni sono state sviluppate nuove strategie per l implementazione di un processo biologico che consentisse la rimozione dell azoto dalle acque reflue seguendo una scorciatoia nel convenzionale ciclo dell azoto. Rispetto al ben noto processo di nitrificazione e denitrificazione, dove il nitrato prodotto dall ossidazione dell ammonio viene ridotto ad azoto gassoso (N 2), tale scorciatoia consiste nel processo di nitritazione in cui l ossidazione dell ammonio si arresta a nitrito e successiva riduzione dello stesso a N 2 (cfr. Fig. 2.1). Questa pratica consente innanzitutto di risparmiare il 25% dell ossigeno, e quindi parte dell energia spesa per l aerazione in fase di ossidazione (1,5 anziché 2 moli di O 2 per mole di ammonio ossidato). Fig. 2.1 Processo di rimozione dell azoto via nitrito mediante nitritazione - denitritazione Per ottenere il processo di nitritazione l ammonio deve essere ossidato a nitrito, mentre la successiva ossidazione del nitrito a nitrato deve essere impedita. Questo può esser conseguito sfruttando le diversità fisiologiche e cinetiche che caratterizzano i batteri AOB e NOB. 19

20 In condizioni tipiche delle acque di depurazione (acqua diluita, temperatura ambiente, ph neutro e condizioni non limitanti di ossigeno disciolto) il primo step è quello limitante; il nitrito è ossidato rapidamente a nitrato e quindi raramente il nitrito si accumula nei reattori di nitrificazione. La difficoltà nell applicazione del processo di rimozione dell azoto via nitrito risiede nel mantenere nei reattori la biomassa dei batteri ammonio ossidanti, con l obiettivo di accumulare nitrito, dilavando i batteri nitrito-ossidanti. Nel corso degli anni si sono sviluppati diversi metodi di controllo e strategie per ottenere una stabile nitritazione. I ratei di crescita batterica, così come il modo in cui tali ratei sono influenzati da parametri di processo quali temperatura, ph, concentrazione di inibenti, ossigeno disciolto (OD), possono essere infatti sfruttati per sopprimere selettivamente i batteri NOB e quindi l indesiderato processo di nitratazione. Questo consente il disaccoppiamento dei ratei di nitritazione e nitratazione, permettendo così l accumulo di nitrito. La scelta del parametro di processo da utilizzare per la soppressione del processo di nitratazione e dunque per un efficace implementazione del processo di nitritazione, dipende dalle caratteristiche del refluo e da considerazioni economiche. I principali parametri di processo utilizzati per la soppressione selettiva dei batteri NOB sono: Alta temperatura e basso SRT La temperatura è un parametro fondamentale nel processo di nitrificazione, ma l esatta influenza è difficile da determinare a causa della sua interazione con il trasferimento di massa, equilibri chimici e rateo di crescita. Nel caso della nitrificazione, un aumento di temperatura può creare due effetti opposti: una maggiore inibizione da ammoniaca libera (NH 3) e aumento dell attività degli organismi in base al principio di Arrhenius. Questo aumento di attività vale solo fino a una certa temperatura critica oltre la quale l attività biologica diminuisce di nuovo (Metcalf & Eddy, 2014). Esperimenti condotti con culture indicano una temperature ottimale uguale a 35 C per gli AOB e 38 C per gli NOB. Studi di letteratura condotti tra 7 e 30 C, indicano valori dell energia di attivazione tra 72 kj/mol e 47 kj/mol, rispettivamente per AOB e NOB (Metcalf & Eddy, 2014). Un incremento di temperatura causa un incremento del rateo di crescita degli AOB maggiore di quello degli NOB (Jetten et al, 1999). A temperature superiori ai 25 C il valore di SRT minimo per la permanenza nel reattore dei batteri NOB risulta maggiore rispetto a quello degli AOB, mentre per temperature inferiori ai 25 C la situazione è capovolta (cfr. Fig. 2.2). 20

21 Fig. 2.2 Effetto della temperatura sul SRT minimo relativamente a batteri AOB e NOB Un wash out (dilavamento) selettivo degli NOB da reattori alimentati in continuo, come ad esempio un chemostato o reattore CSTR, è stato raggiunto lavorando ad alte temperature (30-40 C). In generale, la condizione da rispettare per una efficiente eliminazione dei batteri NOB da un reattore completamente miscelato, dove cioè HRT e SRT si equivalgono, è indicata dalla relazione: µ max NOB < SRT 1 max < µ AOB Equivalente alla formulazione SRT min min AOB < SRT < SRT NOB Dove con SRT min si intende l età del fango (SRT) minima da mantenere nella gestione di un reattore per garantire la presenza di un batterio all interno del sistema evitandone quindi il dilavamento. La più nota applicazione di questa strategia è il processo SHARON (Single reactor High activity Ammonia Removal Over Nitrite) proposto in Olanda alla fine degli anni novanta (Hellinga et al. 1998, Mosquera-Corral, 2005). Sono state comunque riportate diverse esperienze di successo di nitritazioni parziali ottenute con lunghe età del fango (Pollice et al., 2002; Fux e Siegrist, 2004). Concentrazione di ossigeno disciolto La costante di semi-saturazione per l ossigeno degli AOB e degli NOB è rispettivamente di 0,25-0,4 mgl -1 (Picioreanu et al. 1997) quindi essendo gli ammonio ossidanti sono più affini all ossigeno rispetto ai nitrito ossidanti, le basse concentrazioni di ossigeno limitano la crescita degli NOB 21

22 maggiormente di quanto lo facciano con gli AOB. Nitritazioni stabili con l applicazione di basse concentrazioni di ossigeno disciolto sono state osservate in una notevole varietà di configurazioni reattoristiche (Sliekers et al. 2005; Wyffels et al. 2004; Canziani et al. 2006). Concentrazioni di Ammoniaca libera (NH 3) e Acido nitrico libero (HNO 2) Le concentrazioni di ammoniaca libera e acido nitrico libero sono calcolabili come funzione di ph e temperatura conoscendo le concentrazioni di ammonio e di nitrito in soluzione, secondo Anthonisen et al. (1976). L ammoniaca libera e l acido nitrico libero inibiscono a differenti concentrazioni sia gli AOB che gli NOB ma in particolare l ammoniaca libera ha dimostrato avere effetti maggiori sugli NOB. Valori di IC 50 (concentrazione alla quale l attività massima di nitrificazione viene dimezzato) per gli NOB sono stati ottenuti in un ampio spettro di valori, anche in funzione dell adattamento della biomassa. Altri autori hanno riportato che la nitrificazione può essere inibita dall idrossilammina, metalli pesanti, composti organici, acidi fulvici, forti ossidanti, acidi grassi volatili e alogenuri. Altre strategie di gestione per promuovere il processo di nitritazione Wett e Rauch (2003) hanno rilevato che la limitazione da bicarbonato come substrato (gli AOB e NOB sono autotrofi e quindi hanno bisogno di carbonio inorganico per l accrescimento) è più severa nel caso degli NOB rispetto agli AOB. La gestione controllata in un reattore in condizioni di bicarbonato limitante, può quindi risultare nell accumulo di nitrito dovuto ad un rateo di nitritazione superiore al rateo di nitratazione. Park et al. (2010) hanno proposto un modello che permette di individuare la giusta combinazione di ph, ossigeno disciolto e ammonio che permette di ottenere una nitrificazione-denitrificazione via nitrito. Hanno dimostrato che il solo effetto della concentrazione di ossigeno e l effetto dell ossigeno combinato alla sola inibizione da ph non permette di mantenere una forte selezione e soppressione degli NOB. Aggiungendo, invece, l effetto dell inibizione da ammoniaca libera e acido nitrico libero è possibile ottenere, operando con valori di ph intorno ad 8, un effetto di selezione superiore. Una generale conclusione è che avere ph intorno a 8 (insieme ad alte concentrazioni di ammonio) è una situazione favorevole per ottenere e mantenere il processo di rimozione dell azoto via nitrito. Il reattore in sequenza di fasi (SBR Sequencing Batch Reactor) si è dimostrato essere un appropriata configurazione per ottenere un processo stabile di rimozione dell azoto via nitrito (Fux et al. 2004, Fux and Siegrist, 2004; Dosta et al., 2007). In particolare la durata della fase aerobica risulta 22

23 essere un parametro fondamentale per il mantenimento di una stabile nitritazione (Blackburne et al., 2008). Ricerche condotte da Zepedaetal (2006) hanno inoltre dimostrato che benzene, tolueneexilene inducono una diminuzione significativa dei ratei di nitrificazione a causa di processi inibitori che interessano principalmente l ossidazione dell ammonio. Metalli pesanti quali cromo, nichel, rame, zinco, piombo e cadmio potrebbero inibire entrambe le fasi di nitritazione e nitratazione, ma gli effetti sono differenti (Camilla et al., 1998). Gli acidi formico, acetico, propionico e n-butirrico inibiscono l ossidazione del nitrito, senza però comportare effetti significativi sull ossidazione dell ammonio (Eilersen et al., 1994). Di una decina di composti testati da Tomlinson et al. (1996), solo clorato, cianuro, azoturo e idrazina erano più inibitori per l ossidazione del nitrito rispetto all ossidazione dell ammonio. Altri composti tossici che influenzano il processo di ossidazione del nitrito sono i noti disinfettanti bromuro e cloruro (Peng et al., 2004). La luce solare inibisce sia gli AOB che gli NOB poiché il citocromo c (un componente fondamentale della catena di trasporti degli elettroni) viene ossidato dalla luce in presenza di ossigeno Osservazioni sul processo di parziale nitritazione (PN) L uso opportuno dei parametri di processo, quindi, permette di sopprimere selettivamente i batteri NOB risultando essenziali nel disaccoppiamento dei ratei di nitritazione e nitratazione e quindi nell accumulo di nitrito. Per consentire l accoppiamento del processo di nitritazione e del processo anammox, soltanto metà dell ammonio influente deve essere ossidato a nitrito, pertanto, si parla di parziale nitritazione (PN), producendo un effluente in cui ammonio e nitrito sono in egual concentrazione molare. La reazione stechiometrica della parziale nitritazione (Eq. 2.5), che include anche la neutralizzazione con bicarbonato dell acidità prodotta durante la nitritazione., è la seguente: 2,34NH ,87 O 2 + 2,66HCO 3 0,02 C 5 H 7 O 2 N + NH ,32 NO 2 + 2,55 CO 2 + 3,94 H 2 O (Eq. 2.5) La successiva fase di riduzione del nitrito ad N 2 (denitrificazione), può essere quindi operata sia in normali condizioni eterotrofe (a scapito del consumo di sostanza organica) come nel caso della denitrificazione convenzionale, sia in condizioni autotrofe (senza consumo di sostanza organica) grazie al metabolismo di batteri anaerobi ammonio ossidanti (anammox, dall inglese ANaerobic AMMonium OXidation), oggetto di questo elaborato. 23

24 2.2. Il processo anammox Cenni di fisiologia dei microrganismi anammox Il termine anammox viene comunemente adoperato sia per il processo di ossidazione biologica autotrofa dell ammonio in assenza di ossigeno, sia per identificare i batteri che lo catalizzano. Cinque diversi generi di batteri anammox sono stati ad oggi individuati: Candidatus Brocadia, Kuenenia, Scalindua, Anammoxoglobus e Jettenia. L insieme di questi cinque generi forma l ordine monofiletico e molto ramificato dei Brocadiales nel phylum dei Plactomycetes (Jetten et al., 2010). L albero filogenetico dei batteri anammox è riportato in Fig Fig. 2.3 Albero filogenetico dei microrganismi Anammox. La barra rappresenta il 10% di divergenza di sequenza (Kuenen, 2008) La biomassa Anammox si presenta come un ammasso granulare di colorazione variabile (rosso, rosa o marrone), funzione della percentuale di citocromo presente, ovvero la proteina responsabile del trasporto degli elettroni nella cellula. Appaiono pertanto rossi, rosa o marroni alla vista. La forma di questi microrganismi è tendenzialmente sferica (cocchi) con diametri inferiori al micrometro (Figura 2.3). Essendo strettamente imparentati con i Planctomycetes, presentano organelli intracellulari legati alla membrana e possiedono una parete cellulare priva di peptidoglicano, polimero responsabile della rigidità della cellula (Konig et al., 1984; Liesack et al., 1986; Stackebrandt et al., 1986; Fuerst, 1995). 24

25 In aggiunta alla parete cellulare i Planctomycetes sono dotati di due membrane, tra le quali si trova del materiale citoplasmatico denominato parifoplasma. La membrana più interna degli Anammox, detta intracitoplasmatica, custodisce un ulteriore compartimento dove vi si trovano i ribosomi (riboplasma), il DNA e un altra membrana chiamata anammoxosoma, che racchiude all incirca il 70% del volume della cellula batterica (Strous et al., 1999; Van Niftrik et al., 2008a; Van Niftrik et al., 2008b) (cfr. Fig. 2.4). Fig. 2.4 Immagine catturata al microscopio di un batterio Anammox (Candidatus Kuenenia) (Kuenen, 2008) Descrizione, stechiometria e cinetica del processo anammox Il processo anammox è stato definito come un processo di deammonificazione, richiede in precedenza parziale nitritazione, in cui circa il 55% dell ammonio presente nell influente viene convertito in NO 2-, consentendo quindi, l ossidazione anaerobica di ammonio (NH 4+ ) ad azoto gassoso (N 2) con il nitrito (NO 2- ) in veste di accettore di elettroni. Il processo non richiede consumi di sostanza organica e, inoltre, la biomassa anammox accresce senza la necessità di sostanza organica. La temperatura ideale per la crescita batterica anammox varia nell intervallo tra i 30 e i 35 C. La peculiarità di questa biomassa è la capacità di formare granuli compatti, consentendo sia una velocità di sedimentazione estremamente rapida, fino a circa 60 m/h (Bioresource Technology, 2013 vol. 143, pag ), sia la capacità di resistere a determinate concentrazioni di sostanze inibenti, che per effetti di diffusione e filtrazione nel granulo non raggiungono il nucleo più interno del granulo. 25

26 L ossidazione dell ammonio con la simultanea riduzione del nitrito ad azoto gassoso, è descritta dalla seguente reazione stechiometrica (Eq. 2.6): NH NO 2 N H 2 O (Eq. 2.6) In letteratura sono presenti diversi modelli metabolici che descrivono il percorso di riduzione del nitrito, tra questi, Van de Graaf et al. (1997) hanno proposto i seguenti step: 1. La riduzione di nitrito ad idrossilammina (NH 2OH); 2. La condensazione di idrossilammina con ammonio a formare idrazina (N 2H 4); 3. L ossidazione di idrazina ad azoto gassoso (N 2). La Fig. 2.5 pone a confronto percorsi metabolici proposti da diversi autori (B: Strous et al., 2006; C: Kartal et al., 2008): Fig. 2.5 I diversi percorsi proposti in letteratura del metabolismo dei batteri Anammox Durante la conversione dell ammonio è anche possibile la formazione di nitrati provenienti da nitriti, che potrebbero fornire potere riducente per il fissaggio dell anidride carbonica (CO 2) (Schmidt et al., 2002). La reazione anabolica è la seguente (Eq. 2.7) CO 2 + 2NO 2 + H 2 O CH 2 O + 2NO 3 (Eq. 2.7) La reazione generale, che considera anche la crescita della biomassa è la seguente (Eq. 2.8) 1NH ,32 NO 2 + 0,066HCO 3 + 0,13H + 0,02 CH 2 O 0,5 N 0, ,02N 2 + 0,26NO 3 + 2,03 H 2 O (Eq. 2.8) 26

27 La crescita batterica degli anammox è relativamente bassa rispetto ai più noti batteri eterotrofi ed autotrofi aerobi. Per accelerare i tempi di start-up è pratica comune inoculare nel reattore biomassa proveniente da altri sistemi già attiva (Strous et al., 1999a). Sempre Strous et al. (1999a), per ottenere una buona attività anammox, hanno individuato come valore di concentrazione critica di batteri anammox il range tra e cellule/ml. Una possibile motivazione è quella che per piccoli aggregati l idrazina prodotta diffonde velocemente nel bulk liquido. Van Hulle et al. (2010) hanno osservato che aggiunte di idrazina o idrossilammina accelera l attività batterica anammox. La maggior parte delle informazioni riguardanti la cinetica dei batteri anammox è stata ottenuta da studi condotti a temperature tra i 30 e i 35 C. Il confronto della biocinetica degli anammox con quella dei batteri ammonio ossidanti (AOB) è riportato in Tab Tab. 2.1 Confronto della biocinetica tra i batteri ammonio ossidanti (AOB) e i batteri anammox Parametri Unità AOB (T=20 C) Anammox Referenze (T=30-35 C) µ max gssv/gssv d 0,90 0,06-0,07 Jetten et al. (2001) Schmid et al(2003) Strous et al. (1998) K NH4 g/m 3 0,50 <0,10 Strous et al. (1999) 0,07 Jetten et al. (2001) K NO2 g/m 3 <0,10 Strous et al. (1999) Resa cellulare gssv/g NH 4-N 0,12 0,07-0,13 Schmid et al(2003) Strous et al. (1999) A 30 C il rateo specifico di massima crescita dei batteri anammox risulta inferiore di un ordine di grandezza rispetto a quella degli AOB. A causa del ridotto tasso di crescita dei batteri anammox il valore di SRT è circa 10 volte superiore a quello dei batteri AOB. L abilità di raggiungere alti valori di SRT nel processo anammox è supportato dallo sviluppo di fiocchi batterici granulari molto densi. I batteri anammox hanno un elevata affinità con l ammonio e il nitrito come mostrato dai valori molto ridotti della K NO2- e dalla K NH4+ (cfr. Tab. 2.1). La resa cellulare specifica degli anammox è nello stesso range di quello degli AOB e, molto più basso dei batteri eterotrofi, peculiarità tipica dei batteri autotrofi per il loro fabbisogno energetico utile al fissaggio di CO 2. Infine il range di ph ottimale allo sviluppo della biomassa anammox varia tra i 6,7 e 8,3, con l ottimo attorno a 8. 27

28 Realizzazione del processo PN/Anammox e configurazione impiantistica Quando il processo di nitritazione parziale (PN) fornisce il nitrito usato come substrato nel processo anammox si parla di accoppiamento dei due processi nel risultante processo di PN/anammox (processo di rimozione dell azoto completamente autotrofo). Quando i due processi vengono correttamente accoppiati, tutto il nitrito prodotto nel processo di nitritazione parziale viene consumato nel processo anammox senza pertanto alcun accumulo di nitrito nell effluente. Da un punto di vista operativo, quindi, si possono accoppiare le stechiometrie di reazione del processo di nitritazione e del processo anammox descritte in precedenza. La stechiometria di reazione del processo PN/anammox, trascurando la produzione di biomassa (parta anabolica del metabolismo) che risulta trascurabile, è la seguente: 1 NH ,85 O 2 0,11 NO 3 + 1,11 H + + 0,44 N 2 + 2,56 H 2 O (Eq. 2.5) A confronto con il processo di nitrificazione-denitrificazione convenzionale, nel caso del processo PN/anammox viene richiesto meno ossigeno e la sostanza organica (e.g. misurato come COD) non deve essere presente o aggiunta come fonte di carbonio esterna, il che rende questo processo adatto per trattare reflui con bassi rapporti tra sostanza organica e azoto (bassi rapporti COD/N) Vantaggi del processo PN/Anammox Il processo convenzionale di rimozione biologica dell azoto consiste nella combinazione dei processi autotrofi di nitritazione e nitratazione (il cui accoppiamento è convenzionalmente definito nitrificazione, Barnes e Bliss, 1983), con il processo eterotrofo di denitrificazione. Durante il processo di nitrificazione l ammonio viene convertito a nitrato a spese dell ossigeno fornito dai sistemi di aerazione. Il processo di denitrificazione avviene a spese di un composto organico (espresso in termini di COD) che funge sia da donatore di elettroni per la riduzione ad azoto molecolare del nitrato prodotto in fase di nitrificazione, sia, in minor misura, anche da fonte di carbonio per i batteri eterotrofi denitrificanti. A titolo esemplificativo, la stechiometria complessiva del processo convenzionale di nitrificazionedenitrificazione con l impiego di metanolo come sostanza organica è la seguente (Matějů et al., 1992): NH ,856 O 2 + 1,058 CH 2 OH + 0,103 HCO 3 0,421 CH 1,4 O 0,4 N 0,2 + 0,457 N 2 + 0,907 H + + 2,45 H 2 O (Eq. 2.6) 28

29 L aerazione per il trasferimento dell ossigeno per la nitrificazione e il dosaggio di substrati organici (solitamente miscele idroalcoliche a base di metanolo ed etanolo, o altri substrati carboniosi di recupero, come borlande o melasse), necessari per la denitrificazione ogniqualvolta la presenza nel refluo inziale non sia sufficiente, rende questi due processi particolarmente dispendiosi. Le criticità di questo sistema sono principalmente: 1) il notevole consumo di energia per l aerazione, con conseguenti elevati costi di gestione e potenziali di emissioni di gas serra; 2) l elevata produzione di fanghi di supero, con conseguenti costi di trattamento e smaltimento. Per quanto riguarda i consumi per l aerazione, il processo autotrofo combinato PN/anammox utilizza ossigeno solo per la conversione di parte dell ammonio a nitrito da parte degli AOB, anziché per l ossidazione completa a nitrato di tutto l ammonio presente. Il processo, inoltre, converte ammonio e nitrito in modo completamente autotrofo e non richiede sostanza organica come donatore di elettroni. La natura autotrofa dei batteri anammox e AOB al contempo, garantisce una bassa resa cellulare e, quindi, una ridotta produzione di fanghi. Il vantaggio è facilmente quantificabile osservando le stechiometrie di reazione (2) e (3) della Tab. 2.2, dalle quali si evince come, a paragone con i sistemi convenzionali, la rimozione autotrofa dell azoto consuma il 100% in meno di carbonio organico, produce oltre l 80% in meno di fango di supero e consuma quasi il 60% in meno di ossigeno (Mulder, 2003), comportando un risparmio sui costi di gestione superiore al 40% (Siegrist et al., 2008; van Dongen et al., 2001). Tab. 2.2 Confronto tra il processo di rimozione autotrofa dell azoto di nitritazione parziale/anammox (PN/anammox) e il processo convenzionale di nitrificazione/denitrificazione (Nitro/Denitro) PN/anammox Nitro/Denitro (1) Consumo di O 2 kg O 2 / kg N 1,81 4,24 (2) Consumo di COD kg COD / kg N 0,00 3,63 (3) Produzione di biomassa kg SSV / kg N 0,13 0,68 La Fig. 2.6 mostra il ciclo dell azoto evidenziando la scorciatoia di processo ottenibile con il processo anammox. 29

30 Fig. 2.6 Ciclo dell azoto con indicato il percorso abbreviato grazie al processo anammox A differenza di altri microrganismi, gli anammox formano facilmente biofilm adesi su supporti inerti ma anche biofilm auto-aggreganti molto stabili in forma granulare, che consentono lo sviluppo di sistemi molto compatti e caratterizzati da un alta concentrazione della biomassa (fino a gssv L-1), alta età del fango (oltre i 30 giorni) e alti tassi di rimozione dell azoto (5-10 kgn m -3 d -1 ), senza bisogno di sedimentatori esterni e pompe di ricircolo dei fanghi (van Loosdrecht, 2008). A fronte di tutti i vantaggi sopraelencati, si deve rilevare che la realizzazione del processo PN/ anammox implica la delicata coesistenza di microrganismi con esigenze ambientali diverse (ad es. AOB, aerobici, e anammox, anaerobici) e al contempo richiede l imposizione di condizioni che scoraggino lo sviluppo di microrganismi indesiderati (ad es. batteri aerobici nitrito ossidanti, NOB). Ciò richiede quindi una puntuale verifica preliminare di trattabilità del refluo ed una attenta ed esperta gestione. Gli aspetti più critici nel garantire un efficiente funzionamento a lungo termine dei sistemi PN/anammox sono di seguito elencati: soppressione del processo di ossidazione del nitrito a nitrato (nitratazione) ad opera di batteri aerobici nitrito ossidanti (NOB) la cui attività diminuirebbe l efficienza di rimozione dell azoto; gestione della concentrazione del nitrito prodotto durante la nitritazione parziale: il nitrito, oltre ad essere un substrato del metabolismo anammox, ne costituisce anche uno dei principali inibitori (Lotti et al., 2012b). Nonostante l inibizione da nitrito sia completamente reversibile (Lotti et al., 2012b) un eccessivo accumulo di nitrito (>100 mg-n/l) porta ad una destabilizzazione del processo e va pertanto evitato; gestione della concentrazione dell ossigeno disciolto: l ossigeno è necessario per il metabolismo AOB e quindi per la produzione di nitrito, ma risulta inibente per i batteri anammox 30

31 anche a concentrazione molto ridotte (Jin et al., 2012), rendendo quindi il controllo dell aerazione un importante parametro di processo; competizione eterotrofa: in presenza di sostanza organica degradabile nella fase anossica del processo, i batteri eterotrofi denitrificanti competono con i batteri anammox per il nitrito. Dato il più elevato coefficiente di resa cellulare e il rateo di crescita superiore di due ordini di grandezza dei primi, un eccessiva presenza di COD comporta il rischio di un dilavamento della biomassa anammox; I parametri cinetici a differenti temperatura delle diverse specie batteriche sono riportate in Tab avviamento del processo: l inoculo batterico necessario all avviamento di un nuovo impianto anammox rappresenta un punto critico in quei paesi dove questo processo non è ancora sviluppato e dove pertanto quantità consistenti di biomassa anammox non sono facilmente accessibili. Sono comunque molteplici le esperienze di arricchimento di biomassa anammox a partire da fanghi di depurazione convenzionali (inter alia Scaglione et al., 2010) così come l avviamento di reattori anammox usando come inoculo biomassa scarsamente arricchita (inter alia Malamis et al., 2013). Tab. 2.3 Parametri cinetici e stechiometrici di interesse µ max: rateo massimo specifico di crescita della biomassa, Ks: affinità al substrato (costante di semi-saturazione), Yx/s: coefficiente di resa cellulare; S: substrato (NH N per anammox e AOB; COD per eterotrofi); X: biomassa. µ max a 20 C µ max a 30 C Ks (substrato) Y x/s d -1 d -1 mg/l g COD/g S ANAMMOX 0,028 a 0,072 <0,10 (NH 4+ ) b1 0,035 (NO 2- ) b2 0,16 b AOB 0,80 c 2,05 d 2,4 (NH 4+ ) d 0,15 d Eterotrofi 6 c 12 e 20 (NO 3- ) c 0,67 c ahao et al (2002), calcolato dal valore a 30 C considerando un coefficiente di ragguaglio (θ) per la temperatura di 1,099; b1 Strous et al. (1999), b2 Lotti et al. (2014c); c Henze et al. (2000); d Wiesmann (1994); e Calcolato dal valore a 20 C considerando un coefficiente di ragguaglio per la temperatura di 1, Inibizione dell attività anammox La composizione chimica dei reflui risulta significativa sull attività anammox. L ossigeno disciolto (DO) è un parametro operativo critico per il processo PN/anammox, in quanto, è considerato uno dei principali inibenti dell attività anammox. Questa, infatti, risulta essere già compromessa con percentuali dello 0,25% in volume (condizioni standard), anche se in modo reversibile fino al 2% (Strous et al. 1997; Egli et al. 2001). 31

32 Un eccessivo DO favorirebbe anche la crescita di batteri nitrito ossidanti (NOB) che potrebbero competere per il nitrito disponibile con i batteri anammox e per l ossigeno con i batteri AOB, comportando un accumulo di nitrati e successiva destabilizzazione del sistema. I substrati metabolici, quali, ammonio e nitrito risultano avere un ruolo determinante nell attività anammox. Se alte concentrazioni di azoto ammoniacale (< 2,0 gn L-1) non hanno mostrato effetti negativi sulla biomassa, sono numerose le ricerche che documentano un effetto inibente irreversibile a causa di accumuli di azoto nitroso (Strous et al., 1999). Se Strous et al. (1999) individuano una prima riduzione dell efficienza di rimozione oltre i 100 mgn L -1, altri vedono questa soglia più alta (180 mgn L -1 per Van de Graaf et al. (1996)) o più bassa (fino a mgn L -1 per sei giorni di esposizione per Fux et al. (2004)). Dapena - Mora et al. (2007) individuarono invece la concentrazione in grado di inibire il 50% della biomassa (IC 50) nel valore di 350 mgn-no2- L-1: osservazione del tutto discordante con quanto affermato da Strous nel 1999 in merito all irreversibilità dell inibizione da nitrito. Kimura et al. (2010) documentarono da un esperimento in batch che l attività iniziava a decrescere oltre i 274 mgn-no 2- L -1, mentre nel caso di alimentazione in continuo si rilevò un decremento del 10% per concentrazioni nell alimento di oltre 750 mgn-no 2- L -1. L inibizione si rilevò però reversibile, in quanto, in seguito ad una diminuzione dell azoto nitroso nell influente, dopo tre giorni venne a ripristinarsi la normale attività. Lotti nel 2012 dimostrò che all aumentare del tempo di esposizione ad alte concentrazioni di azoto nitroso si verificavano perdite più elevate di attività specifica. In particolare, per esposizioni alle concentrazioni di 1000 mgn-no 2- L -1, si riscontravano perdite del 20% circa per 2 ore di esposizione e del 90% circa per 24 ore di esposizione. Nella medesima ricerca si dimostrò l incapacità degli ioni nitrito di pregiudicare completamente il metabolismo anammox: in seguito ad esposizioni a concentrazioni di azoto nitroso pari a 6 mgn-no2- L -1 la biomassa diede prova di recuperi dell attività prossimi al 50%. Un recente studio completo sulla inibizione da nitrito ha dimostrato che l esposizione a concentrazioni di nitrito fino a 1gN L -1 per un periodo di 24 ore è comunque completamente reversibile una volta che vengano ristabilite basse concentrazioni di nitrito a seguito di lavaggio della biomassa anammox con acqua (Lotti et al., 2012). Molti studi sembrano comunque confermare che il livello di inibizione da nitrito dipenda dalle condizioni in cui i batteri anammox vengono coltivati. La biomassa anammox coltivata a concentrazioni di nitriti basse (<1 mgn L -1 ) sembra essere più sensibile agli accumuli transitori di nitrito che si possono verificare a causa di un imprevisto durante la gestione del processo, mentre la coltivazione a concentrazioni più elevate di nitriti consentirebbe operazioni stabili a lungo termine anche a concentrazioni considerate altrimenti tossiche ( mgn L -1 ; Lotti et al., 2012). 32

33 Notevole importanza assume anche lo stato di aggregazione della biomassa, in quanto, la struttura del biofilm sembra infatti offrire un certo grado di protezione ai batteri anammox che risiedono al suo interno, conseguendo decrementi di attività molto più contenuti rispetto a biomasse fioccose, seppure in presenza di uguali concentrazioni di nitrito (Lotti et al., 2012). Questo effetto protettivo risulta efficace anche in presenza di elevata salinità o in presenza di inibenti tossici, quali i solfuri. È stato riportato che l esposizione a lungo termine (più di 1 settimana) a 980 mgn L -1 di ammonio non ha avuto effetti negativi sull attività dei batteri anammox (Strous er al., 1999); l incubazione in presenza di ammoniaca libera (NH 3), invece, potrebbe risultare inibente già a concentrazione a partire da mgn L -1 (Fernandez et al., 2012). La presenza di sostanza organica, pur non interferendo direttamente con il metabolismo anammox, favorisce la crescita dei batteri eterotrofi denitrificanti (Dapena - Mora et al. 2007) e il lento tasso di crescita dei batteri Anammox li pone in svantaggio nella competizione per lo spazio e il substrato (Chamchoi et al. 2008; Lackner et al. 2008). Altri ricerche documentano un effetto inibente dell acetato e altri composti organici alimentati con rapporti carbonio/azoto prossimi a 2 (Chamchoi et al. 2008; Molinuevo et al.2009). Esistono anche altri composti che possono compromettere l attività Anammox come gli antibiotici, il cloruro di sodio e gli agenti flocculanti Configurazioni impiantistiche La rimozione in ambiente completamente autotrofo dell azoto può essere realizzata attraverso due configurazioni reattoristiche distinte: Sistema a due stadi (o bi-stadio), costituito da due reattori biologici in serie (PN/anammox), di cui il primo aerato e il secondo anossico; Sistema mono-stadio, costituito da un unico reattore dove le condizioni aerobiche si alternano a quelle anossiche In questo ultimo caso l alternanza dei processi PN/anammox può avvenire sia nel tempo (funzionamento discontinuo degli aeratori) che nello spazio, cioè nello spessore del biofilm. Non è rilevante che il biofilm sia quello di una biomassa granulare auto-aggregante o che sia invece un biofilm adeso a un supporto inerte, dato che in entrambi i casi le caratteristiche chimico-fisiche che regolano il processo e le comunità microbiche che popolano i due tipi di biofilm sono del tutto analoghe. Nel caso di funzionamento continuo degli aeratori, l ossigeno disciolto è mantenuto ad un set-point desiderato; all interno del biofilm tuttavia, il gradiente di concentrazione dell ossigeno che si viene a creare a causa del metabolismo aerobico dei batteri posizionati nella parte esterna del biofilm (e.g. conversione 33

34 aerobica dell ammonio da parte degli AOB o del COD da parte di batteri eterotrofi), consente la presenza di condizioni anossiche nella parte più interna del biofilm (cfr Fig 2.4). Fig. 2.4 Granuli prelevati da un reattore operante il processo di PN/anammox mono-stadio; B: immagine al microscopio di una sezione (spessore 20 μm) di un granulo. Sulla sezione é stato usata la tecnica di biologia molecolare denominata FISH (acronimo dell inglese Fluorescence In Situ Hybridization) che attraverso l uso di sonde oligonucleotidiche specifiche, consente di colorare selettivamente alcuni ceppi batterici rispetto ad altri. In questo caso il colore verde corrisponde ai batteri anammox e il rosso agli AOB. Le reazioni biologiche sono state inserite a scopo unicamente esemplificativo. Foto cortesemente messe a disposizione dall Ing. Tommaso Lotti, PhD; le barre di scala corrispondono a 200 μm. Nei sistemi mono-stadio, quindi, i due processi avvengono con brevi alternanze nel tempo tanto da poter considerarli simultanei, questo consente di consumare il nitrito tramite processo anammox contemporaneamente (o quasi, nel caso di cicli alternati) alla sua produzione tramite il processo di nitritazione. Nei sistemi bi-stadio i due processi risultano separati nello spazio e l effluente del processo di nitritazione parziale coincide con l influente del processo anammox. In questo caso quindi metà dell ammonio deve essere convertito a nitrito prima di entrare nel reattore anammox. Risulta evidente che è possibile applicare strategie di controllo sul rapporto tra ammonio e nitrito nell effluente, solo nel caso di sistemi bi-stadio. Per regolare tale rapporto, la strategia di gran lunga più impiegata è quella di sfruttare il rapporto tra le concentrazioni di alcalinità e azoto ammoniacale presente nel refluo. Il processo di ossidazione dell ammonio, producendo due moli di protoni per mole di ammonio ossidato, provoca significative riduzioni del ph (cfr Eq. 2.3). Bassi valori di ph inibiscono il metabolismo sia dei batteri AOB sia NOB che si arresta completamente per ph prossimi a 5. Maggiore è la concentrazione di ammonio nel refluo da trattare, maggiore sarà il decremento di ph causato dal processo di ossidazione dell ammonio a nitrito. 34

35 Nel caso in cui il refluo non consenta di tamponare l acidità prodotta dall ossidazione dell ammonio, è necessario correggere il ph con dosaggi chimici o integrando altri processi biologici, quali ad esempio, l ossidazione della sostanza organica che produce anidride carbonica quindi alcalinità Vantaggi delle configurazioni bi-stadio e mono-stadio Studi di letteratura hanno confermato che la configurazione migliore va individuata di volta in volta in funzione delle caratteristiche chimico-fisiche del refluo da trattare e, in caso di revamping, dalle caratteristiche dell impianto preesistente. I vantaggi della configurazione a doppio stadio sono: I processi di PN e anammox possono essere ottimizzati singolarmente, facilitando, tra l altro, la soppressione della crescita dei batteri nitrito ossidanti (NOB); In presenza di reflui con rapporti BOD 5/N più elevati, il rischio che i batteri anammox siano dilavati dai batteri denitrificanti è più basso, poiché la maggior parte del BOD 5 viene degradato nella fase aerobica precedente (Lackner et al., 2008); Sono necessari quantitativi minori di inoculo per un rapido start-up del reattore anammox (Jaroszynski e Oleszkiewicz 2011); Il rischio di inibizione da ossigeno per i batteri anammox è inferiore (Jaroszynski e Oleszkiewicz, 2011). I vantaggi del sistema mono-stadio sono invece: I costi di investimento notevolmente inferiori; Controllo di processo meno complesso; Minor rischio di inibizione da nitrito dei batteri anammox, in quanto, il nitrito prodotto durante l ossidazione dell ammonio viene immediatamente utilizzato dalla biomassa anammox che lo trasforma in azoto gassoso; Minori emissioni di protossido di azoto: i dati finora pubblicati indicano che le emissioni di N 2O dal processo mono-stadio sono % del carico di azoto (Joss et al., 2009; Kampschreur et al., 2009; Weissenbacher et al., 2010), mentre le quantità di emissioni del sistema a doppio-stadio sono pari a % (Kampschreur et al., 2008; Desloover et al., 2011). 35

36 3. PROVE SPERIMENTALI PRELIMINARI 3.1. Riepilogo dei risultati delle prime prove sperimentali Le prime prove sperimentali condotte per verificare la trattabilità del refluo sono state effettuata da Niccolini (2015), lo studio ha riguardato l analisi su reflui equalizzati e concentrati di tre diverse stamperie del distretto serico comasco. Sono stati forniti campioni di refluo concentrato (prelevato in corrispondenza del primo lavaggio) e di refluo equalizzato (prelevato a valle della vasca di equalizzazione). Per ciascun refluo è stata valutata l attività specifica anammox mediante prove manometriche secondo una procedura sperimentale affermata in letteratura (Lotti et al.,2012; Scaglione et al., 2009), individuando l inibizione della biomassa in seguito ad esposizione al refluo tal quale, tal quale diluito, pretrattato biologicamente e pretrattato biologicamente diluito. Le prove condotte hanno determinato risultati coerenti sui reflui equalizzati, la biomassa anammox ha fatto registrare valori di inibizione inferiori al 60% nei casi analizzati. Nel caso della biomassa AOB, invece, si sono rilevati valori di inibizione comparabili con quelli dell esposizione del fango di depurazione al refluo tipicamente trattato negli impianti consortili di depurazione. Le modalità di esecuzione delle prove di determinazione dell attività anammox, permettono di constatare che i valori determinati sono da considerarsi a favore di sicurezza e quindi inferiori nel caso di realizzazioni in continuo. Nel caso dei reflui concentrati si sono rilevati risultati discordanti a causa dell eterogeneità tipica del processo di stamperia, a causa del continuo adattamento alle esigenze di mercato. In particolare la conduzione delle prove OxiTop sul refluo tessile concentrato ha evidenziato notevoli fenomeni idrolitici con determinazione di fenomeni inibenti per la biomassa anammox con il contestuale innalzamento dei valori di ph, salinità ed ammoniaca libera. Non è quindi stato possibile determinare l effetto inibente sulla biomassa anammox derivante dalle caratteristiche del refluo tessile concentrato in quanto la presenza degli effetti inibenti legati al processo ureolitico ha determinato ulteriori fenomeni di inibizione, sopprimendo in più casi l attività anammox. Risultati incoraggianti sono stati invece ottenuti con il refluo concentrato pretrattato aerobicamente, quindi, non si esclude la possibilità di trattamento anche del refluo concentrato. Si evidenzia che ulteriori attività di ricerca sono necessarie per valutare la trattabilità dei reflui tessili concentrati tramite un test in continuo che prevenga l accumulo dei fenomeni idrolitici così da valutare l inibizione derivante dalle caratteristiche proprie del refluo tal quale. 36

37 I risultati estremamente positivi ottenuti con il refluo equalizzato affermano la compatibilità tra questo tipo di refluo tessile e le biomasse coinvolte nel processo PN/anammox, testimoniando la fattibilità del processo di rimozione autotrofa del carico di azoto sui reflui tessili equalizzati tal quali, diluiti o pretrattati biologicamente. Per tutti i dettagli riguardanti questa prima attività sperimentale è possibile consultare la tesi di Niccolini (2015) al sito POLITESI: +FEDERICO 37

38 3.2. Scopo delle prove sperimentali con filtrazione su membrana L obiettivo generale alla base delle prove sperimentali condotte è riportato schematicamente in Fig. 3.1, dove vengono rappresentati i processi e i flussi interessati per il trattamento dei reflui del distretto serico comasco a scala d impianto reale. Fig. 3.1 Schema a blocchi dei processi per il trattamento del refluo tessile concentrato a scala reale Il refluo, proveniente dai primi lavaggi delle aziende comasche, che compiono stampe digitali (inkjet), è sottoposto inizialmente ad un pretrattamento di filtrazione a membrana. Il permeato ottenuto, contenente prevalentemente specie azotate, giunge ad un impianto funzionante in continuo che consente la rimozione di gran parte dell azoto ammoniacale tramite il processo di parziale nitritazione anammox, che compie un ossidazione anaerobica dell ammonio a dare azoto gassoso (efficienza teorica di rimozione dell ammonio dell 80%). Il concentrato, contente prevalentemente sostanza organica e inorganica sospesa, viene inviata all impianto di depurazione. Questa è una scelta che assicura vantaggi all impianto che, dovendo rimuovere oltre alla sostanza organica elevati carichi di azoto, può contare su un refluo in ingresso con elevati rapporti COD/N, senza la necessità di dover aggiungere sostanza organica dall esterno, ottimizzando sia i rendimenti di rimozione del COD che dell azoto. L effluente depurato dall impianto può quindi giungere in fognatura. Per quanto riguarda le prove sperimentali preliminari, l obiettivo è valutare la trattabilità del refluo tessile previo pretrattamento di filtrazione su membrana. 38

39 L analisi è stata condotta mediante prove test batch OxiTop, la procedura adottata è la medesima di quella adoperata da Niccolini (2015), per le prove di trattabilità su reflui equalizzati e concentrati, con e senza pretrattamento aerobico. La filtrazione su membrana, in questo caso, ha il compito di rimuovere il più possibile tutte quelle sostanze organiche (COD) e inorganiche che potrebbero influenzare negativamente e inibire l attività dei batteri anammox, lasciando passare nel permeato le sostanza azotate da rimuovere con il successivo processo PN + Anammox. Per ottimizzare il processo di rimozione autotrofa dell azoto è fondamentale avere bassi valori del rapporto COD/N, in modo da non consentire la crescita e lo sviluppo di batteri eterotrofi, altresì, questa dilaverebbe la biomassa autotrofa annullandone l attività, dati i tassi di crescita nettamente più elevati (cfr. Tab 2.3) Pretrattamento di filtrazione su membrana La decisione di sottoporre a prova di trattabilità anammox i reflui pretrattati tramite filtrazione deriva da considerazioni analoghe a quelle che hanno motivato il pretrattamento aerobico. L applicazione di una fase di filtrazione può inoltre comportare vantaggi rispetto al pretrattamento aerobico: Separa il COD ed i composti potenzialmente inibenti nel concentrato ed invia il permeato depurato alla successiva fase anammox. Poiché il COD non viene consumato per via metabolica, esso può essere scaricato in fognatura. Il mantenimento di rapporti più elevati di COD/N rappresenta un vantaggio per impianti municipali con elevati carichi di azoto da rimuovere. Un pretrattamento a membrana rappresenta una configurazione impiantistica più compatta e facilmente gestibile rispetto ad un pretrattamento in reattore aerato. Un pretrattamento a membrana è completamente automatizzabile e meno complesso da gestire di un trattamento biologico. Un pretrattamento a membrana non comporta la produzione di fanghi che potrebbero non essere compatibili con lo scarico in fognatura, ma che dovrebbero essere trattati come rifiuti, e smaltiti come tali, con costi aggiuntivi per l azienda. 39

40 Descrizione dell apparato di filtrazione Il dispositivo di filtrazione (SEPA CF II, GE Infrastructure) riportato in Fig. 3.2 è composto da: Fig. 3.2 Apparecchio di filtrazione con membrana piana una cella contenente una membrana piana rettangolare, dimensioni 18,7 cm x 13,8 cm (Figg. 3.3a e 3.3b); un vano in acciaio inox (Cell Holder) in cui è alloggiata la cella; una pompa volumetrica a pistone; una pompa ad azionamento manuale; un pannello elettrico di controllo (Fig. 3.3c); un serbatoio di carico da 10 litri, connesso alla pompa volumetrica. a b c Fig. 3.3 a membrana piana; b cell holder; c pannello di controllo elettrico La procedura di allestimento della cella nel dettaglio è riportata in Fig

41 Fig. 3.4 Allestimento completo della cella La cella viene pressurizzata all interno del Cell Holder mediante la pompa manuale ad una pressione pari a 65 bar. La pompa volumetrica, invece, permette di applicare una pressione transmembrana sino a 70 bar. Il motore elettrico di alimentazione assorbe un potenza massima di 2,2 kw, ed è regolabile tramite un inverter collocato sul pannello elettrico. La pressione transmembrana è regolabile con un manometro situato sulla cella, lato concentrato. I collegamenti idraulici comprendono: la tubazione del concentrato, che ha un estremità fissata ad un flussimetro e quella opposta al manometro sopra citato, la tubazione del permeato con un estremità fissata sulla cella, lato permeato e, l estremità opposta collegata ad un recipiente di raccolta e infine la tubazione del flusso di alimentazione che collega la pompa elettrica alla cella. 41

42 Filtrazione tangenziale (cross-flow) La tipologia di filtrazione utilizzata è la filtrazione cross-flow, in cui il refluo alimentato scorre tangenzialmente alla membrana (Fig. 3.5). Fig. 3.5 Descrizione grafica del processo di filtrazione cross-flow Durante il processo di filtrazione, sulla superficie della membrana si ha deposito di materiale particolato che funge esso stesso da mezzo filtrante determinando una diminuzione del flusso a causa dell aumento della resistenza. Nella filtrazione convenzionale (dead-end) questo strato di materiale si definisce torta (filter cake) mentre nella filtrazione tangenziale è detto membrana dinamica (gel layer). In questo secondo caso, la formazione dello strato di gel è limitata dal flusso che scorre parallelamente alla membrana mentre è più consistente per la filtrazione dead-end in cui lo spessore della torta cresce rapidamente (cfr Fig. 3.6). Fig. 3.6 Confronto tra la filtrazione convenzionale (dead-end) e la filtrazione tangenziale (cross-flow) in merito alla formazione del deposito di materiale solido sulla membrana, durante il processo di filtrazione 42

43 Uno dei principali vantaggi della filtrazione cross-flow, quindi, rispetto ad una filtrazione dead-end, è la possibilità di prolungare i tempi di filtrazione, in quanto le particelle che si depositano sulla membrana vengono asportate dal flusso di alimentazione stesso, ritardando quindi, la formazione del panello di solidi sul filtro. Lo spessore dello strato di gel dipende oltre che dalla pressione applicata anche dalla configurazione del sistema di filtrazione che deve essere progettato per garantire condizione di elevata turbolenza così da impedire che i solidi siano separati come strato di materiale depositato. La diminuzione del flusso per il deposito sulla membrana è detto polarizzazione per formazione di gel (gel polarization). Ciò provoca un aumento della resistenza al trasporto del soluto nello strato limite adiacente alla superficie della membrana (Fig. 3.7). Fig. 3.7 Schema dello strato di gel e dello strato limite laminare in cui si può avere aumento di concentrazione (Cherryan, 1986) Il trasporto dell acqua normale alla superficie della membrana provoca un aumento di concentrazione dei soluti all interfaccia. Ciò induce una maggiore pressione osmotica locale che determina una diminuzione della forza motrice se la pressione applicata rimane costante. Si ha quindi una progressiva diminuzione del flusso di permeato, non più proporzionale alla pressione applicata. Tale fenomeno è chiamato polarizzazione per concentrazione (polarization concentration). Gli effetti in termini di minori prestazioni della membrana sono, entro certi limiti, reversibili e possono essere minimizzati diminuendo la pressione transmembranica, abbassando la concentrazione dell alimento (riduzione del fattore di concentrazione dell alimento) oppure aumentando la velocità assiale e quindi creando maggiore turbolenza locale. Lo schema cross-flow, infine, è utilizzato per salvaguardare le membrane spesso costituite da polimeri organici delicati e costosi che mal resisterebbero a controlavaggi energici per ripristinare l efficienza iniziale di filtrazione. 43

44 L ultrafiltrazione (UF) Nel pretrattamento di filtrazione su membrana si è optato per l ultrafiltrazione (UF), in quanto, permette la separazione dal flusso liquido delle grosse molecole solubili e/o polimeri a carattere lipofilo e lipofobo con dimensioni da 0,001 um a 0,2 um (10 A a 2000 A), proteine, virus e batteri: il diametro dei pori delle membrane da ultrafiltrazione varia tra 20 A e i 200 A (equivale in termini di MWCO Molecolar Weight Cut-Off, da a dalton); durante le prove in questo caso sono state utilizzate membrane piane con taglio molecolare pari a dalton (12 kd). Il meccanismo di esclusione prevalente è legato alla dimensione dei polimeri rispetto alla dimensione dei pori della membrana. Il gradiente di pressione che si stabilisce a cavallo della membrana determina il passaggio attraverso i pori del solvente (acqua) e delle specie di piccole dimensioni, mentre le molecole più grosse (peso molecolare maggiore di dalton) vengono trattenute. Dato che i composti rigettati sono grosse molecole come polimeri naturali (proteine, amidi, ) e dispersioni colloidali (pigmenti, vernici, ), le pressioni osmotiche in gioco sono sostanzialmente basse. Nell UF il trasporto del solvente attraverso il supporto poroso può essere considerato un fenomeno dinamico di tipo viscoso: all aumentare dei solidi aumentano la densità e la viscosità dell alimento mentre diminuisce la diffusività così che il flusso è più basso di quello che si avrebbe con acqua pura. In campo industriale sono numeroso le applicazioni dell UF, in quanto, è un processo di separazione molecolare continuo che non richiede passaggi di fase e che permette la concentrazione di proteine o di polimeri di varia natura, il recupero di reattivi chimici, la separazione di sospensioni colloidali o di emulsioni. Nello studio oggetto di questo elaborato si è applicata l UF a reflui industriali di origine tessile per rimuovere, quanto più possibile, sostanza organica presente nel refluo (COD), in modo da ottenere un adeguato influente per il processo PN/anammox, ovvero, con bassi rapporti COD/N. Il concentrato ottenuto a valle del processo di filtrazione, costituito da alti rapporti COD/N viene riconsegnato agli impianti di depurazione in modo da essere ricircolato nella linea acque, ottimizzando il processo di trattamento. La Tab. 3.1 mostre le efficienze di rimozione con differenti metodi di filtrazione (convenzionale, ultrafiltrazione, osmosi inversa) e con il processo a fanghi attivi per uno scarico industriale (Porter, 1996). 44

45 Tab. 3.1 Efficienze di rimozione con differenti metodi di filtrazione e con il processo a fanghi attivi per uno scarico industriale Parametri Trattamento Biologico Filtrazione Convenzionale Ultrafiltrazione Osmosi Inversa BOD % 30-50% 30-70% 80-95% COD 50-90% 20-30% 50% 95% Solidi: -Totali (con sed. 25% 20-30% 50% 95% primaria) -Disciolti 40% 0 20% 95% -Sospesi (con sed % 20-30% 98% 100% primaria) Colore 30% 10% 30-70% 30-98% Il fouling Per fouling si intende lo sporcamento della membrana per deposizione e accumulo di materiale al di sopra di essa (Fig. 3.8), ma non va inteso come polarizzazione per concentrazione perché gli effetti del primo possono essere irreversibili, cioè non è possibile ripristinare l efficienza iniziale di filtrazione modificando le condizioni operative e solo tramite opportuni lavaggi è possibile rigenerare la membrana. Nel secondo caso si possono avere danni permanenti se si supera il prodotto di solubilità di composti precipitabili irreversibilmente. Fig. 3.8 Fenomeno del fouling su membrana piana con flusso di tipo cross-flow 45

46 La riduzione del flusso di permeato avviene con un andamento del tutto simile a quello del fenomeno di polarizzazione: rapido nei primi minuti di filtrazione e poi man mano più lento e graduale. Il fouling, però, può compromettere le prestazioni della membrana provocando danni permanenti e un sintomo di ciò può essere un incremento di sali nel permeato. Esistono diversi composti all interno dell alimento che possiedono un potenziale potere sporcanete: la natura e l intensità del fouling dipendono fortemente sia dalla natura chimica della membrana e dell alimento sia dalle interazioni membrana e alimento. Per comprendere a fondo il fenomeno del fouling è quindi necessario studiare le interazioni solutosoluto e membrana-soluto. È difficile stabilire regole generali dato che ciascun componente del flusso alimentato reagisce diversamente così che struttura, carica, potenziale zeta e altri fattori hanno un peso significativo nelle interazioni membrana-soluto. È comunque possibile individuare 4 classi di agenti sporcanti (foulants): 1. Idrossidi metallici come gli idrossidi di Fe, Mn e Al; 2. Materiale particolato e colloidale; 3. Precipitati di sali scarsamente solubili come carbonato e il solfato di calcio; 4. Agenti sporcanti di origine organica e biologica, quali microrganismi e sottoprodotti del metabolismo batterico. Nei processi di UF la terza classe di agenti sporcanti non rappresenta un problema contrariamente a quanto accade nell osmosi inversa dove è maggiormente probabile superare la costante di precipitazione dei sali poco solubili. Tale rischio aumenta nel caso si raggiungano forti rapporti di concentrazione e, per le filtrazioni multi-stadio, il pericolo è più elevato nell ultimo stadio perché la concentrazione dei sali è maggiore che negli altri. È quindi importante controllare ed eventualmente modificare il ph naturale dell alimento perché esso influenza non solo la solubilità dei sali inorganici, ma anche la solubilità e la struttura delle macromolecole organiche, per esempio delle proteine la cui solubilità è minima al punto isoelettrico. I sali possono interagire direttamente con la membrana oppure depositarvisi come precipitati; in ogni caso, contribuendo ad aumentare la forza ionica della soluzione, essi influenzano la struttura, il grado di dispersione e di aggregazione del materiale colloidale. Ad esempio, bisogna prestare attenzione quando nell alimento sono presenti proteine perché queste possono essere adsorbite sulla superficie della membrana e l entità di tale adsorbimento dipende, oltre che dalla concentrazione, dal ph e dalla temperatura, dalla forza ionica della soluzione. Per quanto riguarda l interazione diretta con la membrana, alcuni sali più o meno solubili di metalli divalenti (come i sali di calcio) possono interagire con i gruppi carichi negativamente fissati sulla membrana e le molecole organiche presenti come le proteine. Tali ponti conducono molto più 46

47 rapidamente a condizioni di fouling. Inoltre la resistenza al passaggio attraverso i pori della membrana, incontrata dalle molecole di soluto per ragioni steriche, può provocare ulteriori fenomeni di instabilità nella soluzione, determinando la precipitazione dei sali o la loro cristallizzazione sulla superficie della membrana o all interno dei pori di passaggio. Problemi di questo genere però, possono essere riscontrati maggiormente in applicazioni in campo alimentare, come l industria lattiero-casearia. Un indice usualmente utilizzato per valutare il potere sporcante dell alimento in termini di dispersioni colloidali presenti è il Silt Density Index (SDI). Di seguito si riporta la descrizione di questo test non oggetto di questo elaborato (Rozzi e Nurizzo, 1998) : Si valuta la velocità di intasamento di un filtro con porosità di 0,45 µm (diametro di 0,76 mm) attraversato dall alimento che si vuole esaminare esercitando una pressione costante di 207 kpa (circa 2 bar) secondo la seguente procedura (filtrazione dead end ): Raccogliere per 30 secondi in un becker graduato l acqua che attraversa il filtro da 0,45 µm e misurarne il volume, denominato V 1; Lasciare fluire l acqua attraverso il filtro per 15 minuti ( t); Raccogliere nuovamente per 30 secondi in un becker graduato l acqua che attraversa il filtro e misurarne il volume, denominato V 2. Il Silt Density Index viene così calcolato: SVI = V 1 V V 1 t Se il filtro si è completamente sporcato e i suoi pori sono occlusi prima dei 15 minuti, si può ripetere il test adottando un t pari a 10 minuti. Da correlazioni empiriche si può dire che se SDI<3 un processo di ultrafiltrazione può ottenere buoni risultati nel lungo periodo, senza risentire eccessivamente di fenomeni di fouling. Si raccomanda sempre di seguire le indicazioni fornite dai produttori di membrane. 47

48 Metodologia delle prove di filtrazione in laboratorio La procedura adottata prevede una pre-filtrazione dell alimento mediante un setaccio in acciaio inox con maglia di 0,125 mm, per proteggere il corpo pompa da guasti meccanici provocati da corpi grossolani. Si provvede, quindi, al condizionamento della membrana per circa 10 minuti, con ricircolo totale, sia del permeato che del concentrato, dopodiché si passa alla modalità feed and bleed, con raccolta del permeato e ricircolo continuo del concentrato. Per meglio tenere sotto controllo il processo di filtrazione ed evitare quindi il verificarsi di situazioni che potrebbero compromettere il funzionamento delle membrane sono installati opportuni strumenti che misurano in continuo i parametri più significativi, quali: Manometro per l alimento e il concentrato: il controllo serve a evitare di superare i valori massimi consigliati dal produttore delle membrane; Flussimetro per il concentrato che permette di regolare la portata di ricircolo e quindi la velocità di passaggio sulla membrana; Termometro per l alimento: serve principalmente a controllare che la temperatura non ecceda il valore massimo consigliato dal fabbricante per il tipo di membrana adottato, che in questo caso risulta essere pari a 80 C. Per evitare eccessivi surriscaldamenti sia del corpo pompa che del refluo stesso si preferisce operare con temperature non superiori ai 45 C; Dispositivi di arresto dell alimentazione per pressioni troppo dell alimento troppo elevate. Per simulare le condizioni di funzionamento di un impianto a scala reale si è impiegato un rapporto di concentrazione alimento/concentrato pari a 3. Da un volume di refluo tal quale di 9 litri sono stati quindi raccolti 6 litri di permeato in 6 bottiglie da 1 litro, ottenendo 3 litri di concentrato, raccolti anch essi in bottiglie da 1 litro. Da ciascuna bottiglia di permeato sono stati raccolti 0,5 litri e sono stati conseguentemente miscelati in un recipiente da 3 litri. La miscela di permeato è stata utilizzata come alimentazione per le prove di trattabilità con biomassa anammox. Il rapporto utilizzato e i parametri operativi descritti nel seguito sono adeguati per l apparato di laboratorio utilizzato con modalità idonee a ottenere in tempi brevi un volume di permeato utile per le successive prove di trattabilità. Si osserva che essi non sono assolutamente paragonabili a quelli di un impianto di filtrazione a scala industriale. 48

49 Parametri operativi delle prove di filtrazione in laboratorio I parametri variabili durante il processo di filtrazione sono: la potenza elettrica della pompa, la pressione transmembrana, la portata di cross-flow, il tempo di filtrazione e la temperatura. Dopo diverse prove di collaudo si sono stabiliti valori di accettabilità e consigliati dei parametri operativi: Condizionamento della membrana Potenza elettrica Pressione transmembrana Tempo di filtrazione 30% 20 bar 10 min Filtrazione Intervallo di accettabilità Valori consigliati Potenza elettrica (%) Pressione transmembrana (bar) Portata cross-flow (L/h) Tempo di filtrazione (min) Temperatura (2) ( C) (3) <40 (3) (2) Temperatura di riferimento Tamb=20-25 C (3) Temperatura riferita al refluo Risultati delle prove di filtrazione di reflui da processi di stampa digitale su tessuti Le prime prove riguardanti il pretrattamento mediante ultrafiltrazione sono state effettuate su campioni di reflui concentrati, campionati in corrispondenza del primo lavaggio presso le stesse stamperie dalle quali erano stati prelevati i campioni sottoposti alle prove descritte nei paragrafi precedenti: Seride, Lipomo e Pinto. Le caratteristiche dei reflui concentrati grezzi sono riportate in Tab Tab. 3.2 Caratteristiche dei nuovi campioni di reflui concentrati Parametro Reflui concentrati Seride (29 Aprile) Lipomo (14 Maggio) Pinto (27 Maggio) ph mg/l 9,8 8,9 9,3 COD totale mg/l N totale mg/l NH 4+ -N mg/l 38 8,0 22,9 49

50 Si nota che il campione della stamperia di Lipomo presenta concentrazioni non tipiche delle acque di primo lavaggio. Molto probabilmente il campionamento è stato fatto mentre, all insaputa di chi campionava, era in corso il lavaggio dell impianto di stampa, che ha portato alla diluizione dei reflui. L intensa colorazione non ha quindi consentito di accertare, prima delle analisi, la difformità del campione da quanto ci si sarebbe attesi. Si riportano di seguito i risultati ottenuti dalle prove di filtrazione, il cui metodo è stato descritto al paragrafo Prove di filtrazione sul refluo della stamperia Seride I risultati delle prove di filtrazione sul refluo della stamperia Seride sono illustrati nella Tab. 3.3, che riassume in termini di concentrazione il COD, l ammonio (NH 4+ ) e l azoto totale (Ntot) rispettivamente del refluo tal quale, del permeato del refluo ottenuto nella prima parte della filtrazione (bottiglia 1), del permeato del refluo ottenuto a fine filtrazione (bottiglia 6), del permeato ottenuto dopo la miscelazione di una parte di tutte le bottiglie contente permeato (bottiglia mix) e infine del concentrato residuo. Tab. 3.3 Prove di filtrazione Seride: risultati su COD e azoto ph=9,8 COD + NH 4 Ntot mg/l mg/l mg/l Tal quale , Bottiglia , Bottiglia , Bottiglia mix , Concentrato , La Fig. 3.9 mostra rispettivamente partendo da sinistra la colorazione del permeato iniziale (bottiglia 1), quella del permeato finale (bottiglia 6) e quella del concentrato. Le differenze di colorazione e qualitative, intese in termini di concentrazione di azoto e COD, tra il permeato iniziale e finale sono molto modeste, come riportato in Fig

51 Fig. 3.9 Prove di filtrazione Seride; da sinistra: permeato nella prima e sesta bottiglia, concentrato a fine prova Fig Prove di filtrazione Seride: Concentrazioni residue nel permeato e concentrato a fine prova La Tab. 3.4 riporta le caratteristiche qualitative in termini di BOD5, BOD20, COD, colore, solidi totali, volatili, sospesi di ciascun campione precedentemente citato. Tab. 3.4 Prove di filtrazione Seride: risultati su colore, solidi totali, sospesi, volatili e biodegradabilità Campione Colore (nm) ST SV SV/ST SST SSV SSV /SST BOD 5 BOD/ COD BOD 20 BOD20 /COD mg/ g/kg g/kg % mg/l % mg/l % mg/l % L Tal quale 0,437 0,302 0,349 24,3 18,9 77, ,4 Bottiglia 1 0,120 0,045 0,027 16,0 13,7 85,7 Bottiglia 6 0,161 0,054 0,029 17,3 14,2 82,3 Bottiglia 0,116 0,040 0,021 17,5 14,8 84, mix Concentra 1,171 0,902 1, ,5 to 51

52 Valutando tutti i risultati ottenuti si può notare che: sul mix del permeato (6 litri, contro i 3 litri di concentrato), la concentrazione di COD si riduce di circa la metà; la percentuale di COD residuo nel permeato aumenta gradualmente man mano che procede la filtrazione; la biodegradabilità del refluo permeato miscelato è ancora apprezzabile, pari a circa il 50% in termini di BOD20/COD tutto l azoto attraversa la membrana, le concentrazioni del permeato e del concentrato rimangono sostanzialmente invariate; il rapporto COD/N si riduce da circa 1:1 nel tal quale a circa 0,5:1 nel permeato; vi è un significativo abbattimento del colore in tutte e tre le lunghezze d onda misurate; aumenta il rapporto SV/ST nel permeato, indice che aumenta la frazione dei solidi disciolti di natura organica (da circa il 78% all 85%), diminuisce il rapporto SSV/SST nel concentrato, indice che i precipitati inorganici sono trattenuti dalla membrana Prove di filtrazione sul refluo della stamperia di Lipomo I risultati delle prove di filtrazione sul refluo della stamperia Lipomo sono illustrati nella Tab. 3.5, che riassume in termini di concentrazione il COD, l ammonio (NH 4+ ) e l azoto totale (Ntot) rispettivamente del refluo tal quale, del permeato del refluo ottenuto nella prima parte della filtrazione (bottiglia 1), del permeato del refluo ottenuto a fine filtrazione (bottiglia 6), del permeato ottenuto dopo la miscelazione di una parte di tutte le bottiglie contente permeato (bottiglia mix) e infine del concentrato residuo. Tab. 3.5 Prove di filtrazione Lipomo: risultati su COD e azoto ph=8,9 COD + NH 4 Ntot mg/l mg/l mg/l Tal quale 720 8,0 786 Bottiglia ,2 560 Bottiglia ,9 391 Bottiglia mix 168 6,5 437 Concentrato ,

53 La Fig a mostra rispettivamente partendo da sinistra la colorazione del permeato iniziale (bottiglia 1), quella del permeato finale (bottiglia 6) e quella del concentrato. La Fig b mostra invece i residui solidi depositati sulla membrana e presenti a fine prova. a b Fig Prove di filtrazione Lipomo; a sinistra: permeato della prima e sesta bottiglia, concentrato a fine prova; a destra: residui solidi osservati sulla membrana filtrante Le differenze di colorazione e qualitative, intese in termini di concentrazione di azoto e COD, tra il permeato iniziale e finale sono molto modeste, come riportato in Fig Fig Prove di filtrazione Lipomo: Concentrazioni residue nel permeato e concentrato a fine prova La Tab. 3.6 riporta le caratteristiche qualitative in termini di BOD5, BOD20, COD, colore, solidi totali, volatili, sospesi di ciascun campione precedentemente citato. 53

54 Tab. 3.6 Prove di filtrazione Lipomo: risultati su colore, solidi totali, sospesi, volatili e biodegradabilità Campione Colore (nm) ST SV SV/ST SST SSV SSV /SST BOD 5 BOD/ COD BOD 20 BOD/ COD g/k g g/kg % mg/l mg/l % mg/l % mg/l % Tal quale 0,719 0,636 0,441 2,13 1,30 61, ,1 Bottiglia 1 0,019 0,021 0,008 1,14 0,89 78,1 Bottiglia 6 0,017 0,017 0,004 1,06 0,82 77,4 Bottiglia mix Concentrat o 0,018 0,017 0,004 1,09 0,86 78, ,229 1,942 1,247 5,35 3,20 59, ,5 Valutando tutti i risultati ottenuti si può notare che: sul mix del permeato (6 litri, contro i 3 litri di concentrato), la concentrazione di COD si riduce di circa il 75%; la percentuale di COD residuo nel permeato non aumenta man mano che procede la filtrazione; la biodegradabilità del permeato miscelato è bassa, pari a circa il 30% in termini di BOD 20/COD: non tutto l azoto transita attraverso la membrana, la concentrazione nel permeato si riduce man mano che procede la filtrazione, mentre si nota un aumento significativo nel concentrato; questo risultato si può spiegare con la presenza di grumi di colorante riscontrati sulla membrana e probabilmente derivanti dalle operazioni di lavaggio della macchina da stampa; il rapporto COD/N si riduce da circa 1:1 nel tal quale a circa 0,3:1 nel permeato; risulta un significativo abbattimento del colore a tutte e tre le lunghezze d onda misurate; aumenta il rapporto SV/ST nel permeato, indice che aumenta la frazione dei solidi disciolti di natura organica (da circa il 60% all 85%); diminuisce il rapporto SSV/SST nel concentrato, indice che i precipitati inorganici sono trattenuti dalla membrana; Si ritiene che i risultati ottenuti, soprattutto per quanto riguarda le concentrazioni di COD e azoto e la presenza di azoto aggregato sulla frazione non filtrabile, non siano rappresentativi delle reali 54

55 concentrazioni e forme di azoto presenti nei reflui di primo lavaggio della stamperia di Lipomo in condizioni ordinarie di regime. In conclusione, si ritiene che il campione prelevato e i conseguenti risultati non siano confrontabili con quelli rilevati nelle altre due stamperie Prove di filtrazione sul refluo della stamperia Pinto Il nuovo campione della stamperia Pinto ha caratteristiche analoghe a quelle del campione utilizzato per le precedenti prove di pretrattamento biologico effettuate da Niccolini: COD = 4200 mg/l, contro 4010; Ntot = 2250 mg/l contro 1836). Si è quindi effettuato anche in questo caso un test di pretrattamento biologico aerato, in modo da poter confrontare in modo diretto, il pretrattamento aerobico con quello di filtrazione. I risultati delle prove di filtrazione sul refluo della stamperia Lipomo sono illustrati nella Tab. 3.7, che riassume in termini di concentrazione il COD, l ammonio (NH 4+ ) e l azoto totale (Ntot) rispettivamente del refluo tal quale, del permeato del refluo ottenuto nella prima parte della filtrazione (bottiglia 1), del permeato del refluo ottenuto a fine filtrazione (bottiglia 6), del permeato ottenuto dopo la miscelazione di una parte di tutte le bottiglie contente permeato (bottiglia mix) e infine del concentrato residuo. Tab. 3.7 Prove di pretrattamento di filtrazione e biologico aerobico Pinto: risultati su COD e azoto ph=9,3 COD + NH 4 Ntot mg/l mg/l mg/l Tal quale , Bottiglia , Bottiglia , Bottiglia mix , Concentrato , Dopo pretrattamento biologico (*) , (*) Dati riferiti al volume di refluo trattato, ottenuto deducendo la frazione di COD dei fanghi attivi; la rilevazione però non tiene conto dell effetto dell aggiunta di tampone Hepes nel campione per stabilizzare il ph. La Fig mostra rispettivamente partendo da sinistra la colorazione del permeato iniziale (bottiglia 1), quella del permeato finale (bottiglia 6) e quella del concentrato. 55

56 Fig Prove di filtrazione Pinto; da sinistra: prima bottiglia, sesta bottiglia, concentrato a fine prova Le differenze di colorazione e qualitative, intese in termini di concentrazione di azoto e COD, tra il permeato iniziale e finale sono molto modeste, come riportato in Fig Fig Prove di filtrazione Pinto: Concentrazioni residue e concentrato a fine prova La Tab. 3.8 riporta le caratteristiche qualitative in termini di BOD5, BOD20, COD, colore, solidi totali, volatili, sospesi di ciascun campione precedentemente citato. 56

57 Tab. 3.8 Prove di pretrattamento di filtrazione e biologico aerobico Pinto: risultati su colore, solidi Campione Colore (nm) ST SV totali, sospesi, volatili e biodegradabilità SV/ ST SST SSV SSV /SST BOD 5 BOD/ COD BOD g/kg g/kg % mg/l mg/l % mg/l % mg/l % Tal quale 0,698 1,011 0,273 9,3 7,0 75, ,5 96,7 Bottiglia 1 0,184 0,149 0,033 5,6 4,5 79,9 Bottiglia 6 0,211 0,180 0,038 6,1 4,6 76,1 Bottiglia mix 0,166 0,160 0,035 5,8 4,6 79, Concentrat o 1,811 2,813 0,776 15,3 10,8 70, ,5 97,1 Dopo pretrattam. biologico 0,703 0,751 0,276 6,1 4,1 66,9 820,0 34 BOD/ COD I risultati del test di filtrazione consentono di osservare che: sul mix del permeato (6 litri, contro i 3 litri di concentrato), la concentrazione di COD si riduce di circa i due terzi; la percentuale di COD residuo nel permeato non aumenta significativamente man mano che procede la filtrazione; la biodegradabilità del permeato miscelato è alta, pari a circa il 96% in termini di BOD 20/COD; quasi la totalità dell azoto giunge nel permeato: la concentrazione nel permeato rimane pressoché costante man mano che procede la filtrazione; nel concentrato la concentrazione di azoto aumenta del 20% circa; il rapporto COD/N si riduce da circa 1,65:1 nel tal quale a circa 0,6:1 nel permeato; risulta un significativo abbattimento del colore a tutte e tre le lunghezze d onda misurata; aumenta leggermente il rapporto SV/ST nel permeato, indice che aumenta la frazione dei solidi disciolti di natura organica (da circa il 75% al 79,7%); diminuisce il rapporto SSV/SST nel concentrato, indice che i precipitati inorganici sono trattenuti dalla membrana; Come nel test di pretrattamento biologico eseguito da Niccolini (2015), anche in questa prova non è possibile valutare la rimozione del COD a causa dell aggiunta di tampone Hepes. Risulta invece significativo il dato del colore, per il quale, nel surnatante dopo trattamento e sedimentazione dei fanghi attivi, si rileva solo una parziale rimozione per la lunghezza d onda di 558 nm, e totalmente inalterato per le altre. 57

58 La biodegradabilità del refluo dopo pretrattamento è del 54% contro il 96% del permeato Sommario dei risultati delle prove di filtrazione sui reflui concentrati delle tre stamperie La Fig riunisce le concentrazioni misurate nel permeato e nel concentrato nei campioni dei reflui prelevati dagli scarichi dei primi lavaggi delle tre stamperie. Fig Prove di filtrazione sommario: concentrazioni di COD, ammonio e azoto totale del tal quale e del permeato Il COD viene notevolmente ridotto grazie alla ritenzione nel concentrato della componente particolata, l azoto, invece, rimane pressoché inalterato. La riduzione del COD e non dell azoto è favorevole al trattamento autotrofo, in quanto la filtrazione riduce la componente organica, substrato degli organismi eterotrofi, limitandone la crescita, la quale, se eccessiva, costituisce uno dei problemi tipici dei processi basati sulle biomasse autotrofe. 58

59 3.4. Pretrattamento aerobico Il refluo della stamperia Pinto è stata sottoposto ad un duplice pretrattamento distinto, parte del refluo tal quale è stato sottoposto a filtrazione con membrana, dell altra quantità, invece, è stata pretrattata aerobicamente. L obiettivo principale di questo pretrattamento è quello di rimuovere eventuali composti passibili di potenziali fenomeni inibenti, piuttosto che tossici, nei confronti del metabolismo anammox. A differenza della filtrazione su membrana, questo processo offre un netto risparmio sui costi di esercizio e permetterebbe la contestuale idrolisi dell urea, fondamentale per le potenzialità di rimozione del carico totale di azoto. La procedura utilizzata è la seguente (Niccolini, 2015): si riduce il potere tampone del refluo tessile con acido cloridrico (HCl) 1 M portando il ph attorno a valori di 7,5; si utilizza biomassa nitrificante da fanghi attivi disponibili in laboratorio ed opportunamente diluiti a 4 gsst L -1 per applicare un carico del fango pari a 0,73 gcod gsst -1 d -1, ripartito su sei cicli da quattro ore ciascuno mantenendo un rapporto di F/M=0,12 gcod gsst -1 ; per ogni ciclo di carico si aggiungono 600 ml di refluo dato che per analisi di laboratorio si necessita di 3,6 L di volume di refluo pretrattato; necessario per analisi di laboratorio, si aggiungono 600 ml di refluo per ciascun ciclo di carico il volume di fango diluito utilizzato per il pretrattamento viene stabilito all inizio del pretrattamento in funzione della concentrazione di COD del refluo per mantenere l indicato rapporto F/M: V fango = V refluo Conc COD,refluo Conc SST,refluo ( F M ) Il volume di fango per il pretrattamento aerobico risulta pari a circa 5,6 L. La biomassa utilizzata è prelevata dal fango di ricircolo dell impianto consortile di depurazione Alto Seveso (Larianadepur, Fino Mornasco, Como) con concentrazioni di secco pari a 7,12 gsst L -1 (5,80 gssv L -1 ). Le volumetrie di refluo pretrattato aerobicamente vengono sottoposte ad una preventiva fase di sedimentazione per assicurare l assenza di granuli di fango e quindi sono pronte per essere sottoposte al test batch OxiTop. 59

60 3.5. Prove manometriche test attività anammox Il metodo più utilizzato per la misura dell attività, per le prove di trattabilità e per le verifiche di inibizioni a breve termine o carenze di nutrienti, è il metodo manometrico. La determinazione dell attività anammox segue la metodologia illustrata da Dapena-Mora et al. (2007) e successivamente ripresa in altre sperimentazioni (Scaglione et al., 2009; Lotti et al., 2012). Tale metodo per come è stato sviluppato prevede la conduzione di una serie di prove in batch in cui viene misurata a intervalli regolari la sovrapressione che si genera all interno di un recipiente sigillato ermeticamente. La sovrapressione è direttamente collegata alla produzione di gas (N 2 per gli anammox) da parte della biomassa attraverso la legge dei gas perfetti. Noto l andamento della produzione di gas nel tempo è possibile stimare l attività batterica: P V = n R T Dove V, R e T sono noti e rappresentano rispettivamente il volume dello spazio di testa, la costante dei gas perfetti pari a 8,314 J (mol K) -1 e la temperatura di esercizio espressa in gradi Kelvin; P (in atm o bar) è la sovrapressione miurata all interno della bottiglia e n rappresenta il numero di moli N 2 di prodotto ed è la grandezza da ricavare. La strumentazione utilizzata per svolgere le prove manometriche con misura automatica della pressione prevede l utilizzo di un sistema costituito da una particolare bottiglia in vetro del volume totale di circa 340 ml con tre aperture nella parte superiore (Fig. 3.16). Fig Esempio di bottiglie OxiTop utilizzate in laboratorio per le prove di attività anammox Sul collo centrale è avvitata una testa di misura del tipo OxiTop Measuring Head a tenuta ermetica in grado di registrare le sovrapressioni generate all interno della bottiglia, mentre ai lati sono presenti due aperture anch esse a chiusura ermetica con setto in gomma perforabile, utili per l iniezione di reagenti e per operazioni di sfiato e flussaggio. 60

61 La gestione delle misure di pressione avviene attraverso un sistema di controllo OxiTop -OC che s interfaccia alle teste di misura OxiTop -OC. La fase liquida contenuta nelle bottiglie è mantenuta alla temperatura di C e in costante agitazione durante tutta la prova. La conduzione delle prove prevede l allestimento in doppio di diverse bottiglie in parallelo contenenti una miscela di biomassa e di refluo reale da testare. Delle bottiglie preparate, 2 hanno la funzione di controllo nelle quali è presente un refluo sintetico e le condizioni operative rimangono le medesime per l intera durata delle prove, mentre sulle altre bottiglie sono svolti i test e lavorano in condizioni differenti rispetto ai controlli. L arco di durata di una prova è mediamente una settimana e varia con l attività della biomassa e della tipologia della prova. Durante questo arco di tempo vengono periodicamente dosate delle soluzioni concentrate di ioni ammonio e nitrito; il consumo di questi da parte dei batteri anammox comporta una produzione di azoto gassoso che si accumula nello spazio di testa della bottiglia e genera una sovrapressione che viene letta dalla OxiTop -OC e, dopo che l attività cessa a causa dell esaurimento del nutriente limitante, si somministra un nuovo dosaggio. A fine prova si prelevano dei campioni per la stima dei solidi sospesi totali e volatili con i quali si calcolano le attività specifiche delle biomasse. I valori di attività specifica anammox (SAA) sono infine confrontati tra di loro prendendo quelli dei controlli come riferimento e così facendo si possono valutare gli esiti delle prove. Grazie alla legge dei gas perfetti è possibile correlare i valori di sovrapressione rilevati dalla teste delle bottiglia con la quantità di azoto prodotto dall attività batterica: n(mmol) = P V testa R T V azoto(ml) = n V m,ce In cui P rappresenta il valore di pressione letto dalla testa, V testa il volume dello spazio di testa della bottiglia ottenuto come differenza tra il volume liquido contenuto e il volume totale della bottiglia, R la costante dei gas perfetti, T la temperatura di lavoro e V m,ce il volume molare alle condizioni effettive di temperatura. Calcolando l azoto prodotto per ogni dato di pressione letto, si ottiene una serie di valori che diagrammati consentono di esaminare l andamento della produzione di gas nel corso della prova. La Fig mostra una curva di produzione tipica da attività anammox, per approfondimenti si rimanda a Lotti et al. (2012a). 61

62 Fig Curva di produzione da attività anammox (Scaglione et al.,2009) La procedura e le soluzioni utilizzate per le prove manometriche eseguite sul refluo concentrato, tal quale, pre-filtrato con ultrafiltrazione e pretrattato aerobicamente sono del tutto analoghe a quelle condotte da Niccolini (2015) sui reflui equalizzati, concentrati e concentrati con previo pretrattatamento biologico. Per consultare la procedura delle prove in modo dettagliato si rimanda quindi al sito +FEDERICO. 62

63 3.6. Risultati delle prove manometriche con biomassa anammox sul permeato dei reflui concentrati Le prove sono state effettuate in doppio su 3 campioni (refluo tal quale T.Q.), permeato, permeato diluito 50%, oltre a un duplice controllo con biomassa anammox immersa nel solo liquido di diluizione. Il valore di attività specifica della biomassa anammox SAA [gn2-n gssv-1 d-1] nella soluzione di controllo è rimasta stabile, senza una progressiva riduzione nel tempo. L utilizzo di biomassa anammox derivante da un recente campionamento presso l impianto di Dockhaven (Rotterdam, Olanda, Van der Star et al., 2007) ha quindi scongiurato l insorgere di problematiche legate al progressivo decadimento della biomassa, come invece è accaduto per l analisi dei reflui tessili equalizzati in cui si è utilizzata biomassa derivante da un precedente campionamento e a lungo stoccata in una tanica nel laboratorio universitario. Ne consegue che per le prove sul refluo tessile concentrato è possibile confrontare le diverse bottiglie OxiTop in termini di attività specifica, di attività mantenuta e di fattore di inibizione. Si riportano di seguito i risultati ottenuti Stamperia Seride I risultati delle prove manometriche di misura dell attività specifica anammox (SAA) per la stamperia Seride sono riassunti in Tab Tab. 3.9 Stamperia Seride: attività specifica anammox (SAA) determinate per ciascuna bottiglia OxiTop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) Si richiama l attenzione su due dati apparentemente contrastanti, evidenziati con campitura grigia. Dopo un tempo di latenza (lag-time) la biomassa della bottiglia 4 (2 campione del T.Q.) ha operato con velocità prossima a quella del controllo, mentre tale andamento non è stato riscontrato nella bottiglia 3 (stesso campione, diversa bottiglia). 63

64 La biomassa nel permeato, invece ha sempre evidenziato bassi valori di attività rispetto al controllo. I valori di inizio/fine prova mostrati in Tab possono aiutare a comprendere il motivo. Tab Stamperia Seride: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia OxiTop in diversi momenti delle prove manometriche (I4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) Poiché i risultati dei valori di attività sono noti dopo la fine della prova, a causa della necessità di determinare la concentrazione di biomassa granulare anammox, le concentrazioni di ammoniaca sono state determinate solo in una delle due bottiglie in doppio. In ogni caso dall esame della Tab si possono trarre le seguenti osservazioni. L ureolisi nel refluo tal quale può innescarsi (bottiglia 3) e limitare la cinetica anammox a causa, soprattutto, dell inibizione da parte dell ammoniaca libera che, a ph 9, è dell ordine del 50% dell azoto ammoniacale. Nella bottiglia 3 si può quindi stimare che l ammoniaca libera avesse raggiunto valori prossimi a 150 mg/l, certamente inibente per la biomassa anammox, come indicato in letteratura: Concentrazioni di ammoniaca libera di 38 mg/l nel breve termine determinano un decremento del 50% di attività specifica anammox, mentre concentrazioni di lungo periodo superiori a mg/l determinano l instabilità del processo e l annullamento dell efficienza di rimozione (Fernandez et al., 2012). L ureolisi si innesca sempre nel permeato. La Bottiglia 5 sembra aver idrolizzato la maggior parte dell'urea, come deducibile dagli elevati valori di ammonio (1560 mg/l) e di conducibilità (27.7 ms/cm) a fine prova. La Bottiglia 6, invece, ha idrolizzato meno come visibile dal minor ph e dalla minor conducibilità. I campioni di permeato diluito presentano ureolisi molto più elevata rispetto ai campioni di permeato tal quale. Sembra esserci quindi un effetto della concentrazione di urea sull ureolisi: a maggior concentrazione corrisponde un ureolisi più lenta. 64

65 La Tab e la Fig illustrano quindi i valori di inibizione percentuale a breve termine della biomassa anammox dovuta ai reflui concentrati, tal quale, prefiltrato, e prefiltrato diluito rispetto alla SAA media dei campioni di controllo. Tab Stamperia Seride: inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop Fig Stamperia Seride: inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop 65

66 Stamperia Lipomo I risultati delle prove manometriche di misura dell attività specifica anammox (SAA) per la stamperia di Lipomo sono riassunti nelle Tabb e Tab Stamperia Lipomo: attività specifica anammox (SAA) determinate per ciascuna bottiglia OxiTop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) (*) Nota: per le iniezioni 3, 4 e 5 è stata utilizzata una soluzione con concentrazione di 3 gn/l, invece di 10gN/L usata nelle prime due. (**) I dati di SAA della bottiglia 8 sono stati esclusi per probabile perdita di gas da setti usurati, poi sostituiti. Tab Stamperia di Lipomo: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia OxiTop in diversi momenti delle prove manometriche (I4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) (*) Nota: per ph nella norma non sono state eseguite misure. Nel campione ricevuto, molto più diluito di quello delle altre due stamperie, le attività specifiche risultano generalmente maggiori, grazie alla minore influenza della ureolisi, che ha consentito anche di 66

67 contenere il ph a fine prova e, di conseguenza, anche la presenza di ammoniaca libera a parità di ammonio prodotto. La Tab e la Fig illustrano i valori di inibizione percentuale a breve termine della biomassa anammox dovuta ai reflui concentrati, tal quale, prefiltrato, e prefiltrato diluito rispetto alla SAA media dei campioni di controllo. Tab Stamperia di Lipomo: inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop Fig Stamperia di Lipomo: inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop 67

68 Stamperia Pinto I risultati delle prove manometriche di misura dell attività specifica anammox (SAA) per la stamperia di Pinto sono riassunti nelle Tabb e Tab Stamperia Pinto: attività specifica anammox (SAA) determinate per ciascuna bottiglia OxiTop per successive iniezioni di substrati (n.d. = non determinato / determinabile) (*) Nota: la prima iniezione conteneva una soluzione con concentrazione di 3 gn/l, invece che di 10gN/L, come nelle iniezioni successive. Inoltre, prima delle prove, è stato dosato 1mL di acetato (soluz. 2 g/l) nelle bottiglie da 3 a 10. Si nota innanzitutto che la SAA del refluo pretrattato aerobicamente è la più bassa in assoluto. Ciò non significa che il pretrattamento aerobico induce maggiore inibizione per l intensa ureolisi dovuta principalmente agli enzimi rilasciati dalla biomassa prelevata dagli impianti di Lariana e Comodepur, confermando quanto già osservato nei precedenti studi condotti da Niccolini (2015). Dall esame delle concentrazioni tra inizio e fine prova, si osserva che fino a prima della quarta iniezione (e quindi al quarto giorno) il ph era nella norma, mentre a fine prova (un giorno dopo la quarta iniezione) si osserva un picco di ph, cui corrisponde un notevole aumento della conducibilità e l arresto dell attività anammox. Una volta che l ureolisi si avvia, l accumulo di ammonio, l innalzamento del ph e il conseguente aumento dell ammoniaca libera hanno portato all inibizione totale dell attività. 68

69 Tab Stamperia Pinto: valori di ph e conducibilità in ciascuna bottiglia OxiTop in diversi momenti delle prove manometriche (I4 = iniezione 4; n.d. = non determinato / determinabile) (*) Nota: per ph nella norma non sono state eseguite misure. La Tab e la Fig illustrano i valori di inibizione percentuale a breve termine della biomassa anammox dovuta ai reflui concentrati, tal quale, prefiltrato, e prefiltrato diluito rispetto alla SAA media dei campioni di controllo, a cui si aggiunge solo per la stamperia Pinto, come descritto nei paragrafi precedenti (cfr. Par. 3.4), l analisi sul pretrattato aerobicamente e pretrattato aerobicamente diluito. Tab Stamperia Pinto: inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop 69

70 Fig Inibizione della SAA in ciascuna bottiglia OxiTop Discussione dei risultati Nelle prove con pretrattamento di prefiltrazione si osserva che la ritenzione del COD varia tra il 35 e il 70%, in media maggiore rispetto al pretrattamento biologico, mentre non si osserva alcuna attività di ureolisi. Inoltre, tutta l urea transita con il permeato. Anche nel pretrattamento di filtrazione, la riduzione del carico di COD alimentato alla fase autotrofa di rimozione del carico di azoto permette vantaggi gestionali nella limitazione della crescita di biomassa eterotrofa nel reattore anammox, prevenendo il wash out a lungo termine della biomassa autotrofa. L inibizione osservata nei test anammox (Tabb. 3.10, 3.13, 3.16) si ripropone negli stessi termini di quella osservata nei precedenti studi (Niccolini, 2015) ed è attribuibile in massima parte alle conseguenze dell ureolisi che ha luogo durante test batch prolungati. Le Figg e 3.22 mostrano rispettivamente il confronto dell attività mantenuta percentuale della e, dell inibizione percentuale della biomassa anammox, per tipo di liquame e per stamperia di provenienza per tipo di liquame e per stamperia di provenienza. 70

71 Fig Confronto dell attività mantenuta percentuale della biomassa anammox per tipo di liquame e per stamperia di provenienza Prove effettuate nei mesi di aprile-giugno 2015 (Refluo aerato = dopo pretrattamento aerobico ad alto carico in batch; permeato: dopo filtrazione su membrana con cut-off 12kD). Fig Confronto dell inibizione percentuale della biomassa anammox per tipo di liquame e per stamperia di provenienza Prove effettuate nei mesi di aprile giugno 2015 (permeato: dopo filtrazione su membrana con cut-off 12kD). 71

72 3.7. Conclusioni test batch con pretrattamento di ultrafiltrazione In conclusione, nonostante il pretrattamento tramite ultrafiltrazione comporti notevoli vantaggi in termini della qualità dell effluente da trattare in modo autotrofo, dimezzando circa la concentrazione di COD e riducendo, quindi, il rapporto COD/N, non presenta sostanziali vantaggi rispetto al pretrattamento aerobico nel valutare l attività specifica anammox (SAA) applicata a reflui tessili concentrati. Le prove batch nel lungo periodo comportano fenomeni di ureolisi con conseguente aumento del ph e conducibilità, con formazione di ammoniaca libera che risulta fortemente inibente per la crescita dei batteri anammox. Non è possibile quindi trarre alcuna conclusione certa sulla trattabilità dei reflui tessili e la loro affinità con biomassa anammox a causa del problematica ureolisi. Questo inconveniente può esser risolto passando a prove in continuo con impianto pilota, dove le concentrazioni in uscita sono pari a quelle presenti nel reattore, comportando notevoli diluizioni rispetto ai test batch. Per determinare i fenomeni inibenti derivanti esclusivamente dalle caratteristiche del refluo, separando, quindi, gli effetti dell auto-inibizione da substrato, causata dall idrolisi dell urea, si ritiene necessaria l implementazione di test in continuo Test di ammonificazione L idrolisi dell urea, comunemente detta ureolisi, avviene per mezzo di un enzima chiamato ureasi, una proteina presente in una molteplice varietà di batteri, tra questi anche gli ammonio ossidanti (AOB). Tutti i trattamenti mirati alla rimozione dell azoto partono da una imprescindibile condizione iniziale, tutto l azoto organico (urea) deve esser totalmente idrolizzato ad azoto ammoniacale. Le reazioni che descrivono il processo di ureolisi sono le seguenti: 1. Nella prima fase si ha l idrolisi dell urea con conseguente formazione di carbammato ed ammonio secondo la reazione: (NH 2 ) 2 CO + H 2 O NH 2 COO + NH

73 Se l idrolisi dell urea è catalizzata dall enzima ureasi si realizzano ratei di reazione circa volte superiori rispetto alla reazione non catalizzata (Upadhyay, 2012). 2. Nella seconda fase di ureolisi il carbammato prodotto si converte spontaneamente ad anidride carbonica ed ammoniaca gassosa (Mobley and Hausinger, 1989) secondo la reazione: NH 2 COO + NH 4 + CO 2 + 2NH 3 3. La reazione complessiva di ureolisi è la seguente: (NH 2 ) 2 CO + H 2 O CO 2 + 2NH 3 L enzima ureasi è stabile per ph maggiori di 5 e temperature non troppo elevate (Mobley and Hausinger, 1989). Nel caso di tipiche condizioni operative, il rateo di ureolisi è funzione della concentrazione di urea, dei livelli di ureasi nelle cellule batteriche e dei fenomeni di trasporto di urea ed ammonio attraverso le membrane cellulari (Mobley and Hausinger, 1989). Per quanto riguarda l inibizione dell enzima ureasi è importante sottolineare che numerose sostanze presente nei reflui possono esercitare una potenziale azione inibente. Tra i composti più diffusi riconosciuti come inibenti dell enzima ureasi ci sono: i metalli pesanti, gli agenti chelanti, acidi idroassamici, idrossiurea, tioli, acidi borici, fosforammidi, solventi organici. Reflui contenenti determinate concentrazioni di questi composti (si rimanda per i dettagli a Mobley et al e Upadhyay 2012) escludono la trattabilità del refluo stesso. Valutare il fenomeno di ureolisi è fondamentale sia per le problematiche legate ad effetti inibitori sia per stabilire la più corretta configurazione d impianto, prevedendo o meno una vasca di equalizzazione o modificando la modalità di alimentazione al reattore SBR. Il processo PN-Anammox parte dal presupposto che tutto l azoto organico sia idrolizzato ad azoto ammoniacale, lo studio e i risultati ottenuti sui tempi del fenomeno ureolitico comportano determinanti conseguenze. Una di questa è la scelta dell alimentazione, se l ureolisi avvenisse in tempi rapidi è consigliato operare con una lunga fase di carico a basso dosaggio, in modo da prevenire effetti inibitori; nel caso in cui l ureolisi dovesse svilupparsi in tempi lunghi a quel punto sarebbe meglio optare per una fase di carico breve mantenendo una lunga fase di reazione. 73

74 L attività ureolitica è stata valutata in laboratorio utilizzando campioni provenienti dalla stamperia Seride, afferente al bacino dell impianto consortile Larianadepur, in due fasi distinte. Nella prima fase sono stati analizzati 3 diversi campioni simulando 3 scenari differenti, le variabili adottate sono state la temperatura e la presenza di biomassa nel refluo. L attività ureolitica accelera con l aumentare della temperatura, pertanto, è stato analizzato lo stesso campione a temperature differenti (Tamb=25 C e T=35 C). La presenza di batteri nel refluo è un altra componente che determina un aumento dell idrolisi dell urea a causa della presenza di enzimi che i batteri stessi secernano durante le loro attività metaboliche. Di seguito è presente l elenco che quantifica i campioni analizzati: Campione 1: 0,5L di permeato del refluo sottoposto a pretrattamento con filtrazione a membrana, termostatato a 35 C; Campione 2: 0,5L di permeato con inoculo di biomassa, sono stati utilizzati 5 ml della biomassa presente nel reattore SBR; Campione 3: 0,5L di permeato posto a temperatura ambiente Tutti i campioni sono stati esaminati in bottiglie in vetro (0,5 L) chiuse ermeticamente, senza alcun tipo di aerazione all interno. I risultati della prima fase di test sono riportati in Tab Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su quattro diversi campioni del refluo tessile proveniente dalla stamperia Seride Campione 1 SERIDE N TOT = 2750 mgn/l 20 C 35 C 35 C + biomassa Giorno ph Cond + NH 4 ph Cond + NH 4 ph Cond + NH 4 - ms/cm mg/l - ms/cm mg/l - ms/cm mg/l 12-ott ott ott ott ott ott ott ott I risultati ottenuti dopo la prima fase di test indicano che tutto l azoto è rimasto in forma organica come urea, in quanto, il refluo tal quale presentava una concentrazione iniziale di azoto totale pari a 2750 mgn/l. 74

75 Nella seconda fase di test è utilizzato un altro refluo sempre derivante dalla stamperia Seride ma tal quale, in luogo del permeato ottenuto a valle del processo di filtrazione su membrana, inoltre, la biomassa prelevata dal reattore è stata sostituita con biomassa eterotrofa, lasciando aperte le bottiglie in modo da consentire un adeguata aerazione. È fondamentale porre i batteri nelle loro migliori condizioni operative per garantire attività metaboliche accelerate; se invece non fossero nelle loro migliori condizioni il loro apporto sarebbe nullo in termini di ureolisi. È stato analizzato un campione in doppio alla temperatura di 35 C, uno dei due conteneva la biomassa eterotrofa. I risultati della seconda fase di test sono riportati in Tab. 3.19, di seguito sono riportati i quantitativi dei campioni utilizzati: Campione 1: 0,5L di refluo tal quale a 35 C; Campione 2: 0,5L di refluo tal quale a 35 C con batteri eterotrofi; Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni di refluo tessile tal quale proveniente dalla stamperia Seride, uno dei quali contenente fango attivo Campione 2 SERIDE N TOT = 2900 mgn/l 35 C 35 C + Biomassa eterotrofa Giorno ph Cond + NH 4 ph Cond + NH 4 - ms/cm mg/l - ms/cm mg/l 02-nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov nov I risultati ottenuti dopo la prima fase di test sono stati analoghi a quelli ottenuti nella prima prova, sebbene il test sia durato circa due settimane, l azoto è rimasto quasi totalmente in forma organica. Il campione contenente biomassa eterotrofa ha fatto registrare una percentuale di ammonio del 15% circa rispetto all azoto totale di partenza, mentre il refluo privo di biomassa solamente il 3,4% circa. Nella successiva fase sono stati sottoposti ad analisi i seguenti campioni: il primo costituito esclusivamente da refluo tal quale ma a 55 C anziché 35 C come svolto precedentemente, il secondo è 75

76 costituito da 100 ml sempre da refluo tal quale ma i restanti 400 ml sono stati prelevati da un refluo equalizzato derivante dalla stamperia Seride. L equalizzato conteneva una concentrazione di azoto totale pari a 308 mgn/l con ammonio pari a 298 mgn/l. È molto probabile quindi che nella vasca di equalizzazione si sia sviluppata una particolare biomassa che abbia rilasciato l enzima ureasi utile ad accelerare significativamente il processo di ureolisi. I risultati ottenuti sono riportati in Tab Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni a 55 C, il primo costituito da refluo tessile tal quale, il secondo contenendo un mix di refluo tal quale e refluo equalizzato con rapporto 1:5 Campione 3 SERIDE N TOT = 2900 mgn/l N TOT = 1030 mgn/l 55 C 55 C MIX Giorno ph Cond + NH 4 ph Cond + NH 4 - ms/cm mg/l - ms/cm mg/l 16-nov nov nov nov nov nov nov nov Anche in questo caso si sono osservati fenomeni di ureolisi molto moderati, nel primo refluo l azoto è rimasto totalmente in forma organica, mentre, nel secondo nonostante la presenza in larga parte dell equalizzato si è ottenuta un conversione ad azoto ammoniacale pari al 35% circa. Questo può esser giustificato dall elevata temperatura a cui i reflui sono stati sottoposti; operando a 55 C è molto probabile che l enzima ureasi si sia pastorizzato non comportando alcun beneficio al processo di idrolisi. In relazione ai risultati ottenuti nei test precedenti è stata condotta una prova utilizzando un solo campione, ovvero, il mix tal quale ed equalizzato ma alla temperatura di 35 C, per evitare la pastorizzazione dell enzima. I risultati sono riportati in Tab

77 Tab Risultati sperimentali dell attività ureolitica su due campioni di refluo tessile tal quale proveniente dalla stamperia Seride, uno dei quali contente fango attivo Campione 4 SERIDE N TOT = 1030 mgn/l 35 C MIX Giorno ph Cond + NH 4 - ms/cm mg/l 23-nov nov nov nov nov I risultati dell ureolisi registrati in questo caso sono stati molto promettenti, avendo ottenuto dopo 4 giorni una concentrazione di ammonio di 810 mgn/l, pari all 80% circa dell azoto totale iniziale. I punti chiave evidenziati durante le prove sono stati quindi la presenza dell enzima ureasi all interno del refluo equalizzato che ha consentito di accelerare il processo nel refluo mix, ottenuto miscelando l equalizzato con il tal quale, nel quale l azoto era presente interamente in forma organica (urea). La temperatura gioca un ruolo importante: fino a 35 C l idrolisi dell urea è favorita in quanto l attività ureolitica si intensifica all aumentare della temperatura di processo. Alla temperatura di 55 C, adottata per lo svolgimento della terza prova, l enzima ureasi si disattiva per decomposizione termica, facendo venir meno la sua azione di catalizzatore. In una fase della ricerca successiva alla redazione di questa tesi si cercheranno le condizioni per massimizzare il processo di ureolisi. 77

78 4. IMPIANTO PILOTA IN CONTINUO 4.1. Il processo parziale nitritazione-anammox in singolo reattore Il processo di rimozione dell azoto parziale nitritazione-anammox è un processo in reattore unico basato sia sull ossidazione parziale dell ammoniaca a nitrito che sull ossidazione anaerobica dell ammoniaca. Durante il processo circa il 50% dell ammoniaca presente nell influente viene ossidata in condizioni aerobiche a nitrito (nitritazione parziale), poi il nitrito prodotto reagisce con l ammoniaca rimanente per formare azoto gas in condizioni anaerobiche ad opera dei batteri anammox. La nitritazione parziale e il processo anammox avvengono nello stesso reattore aerato, in cui devono convivere batteri nitrificanti e batteri anammox che operano in condizioni anaerobiche. Per questo motivo il sistema a reattore unico prevede generalmente la presenza di un biofilm o di un fango granulare, in cui gli AOB colonizzano gli strati esterni, producendo nitriti. I nitriti successivamente costituiscono il substrato necessario per i microrganismi anammox, che colonizzano invece gli strati più interni del biofilm, restando protetti dall ossigeno consumato negli strati esterni. Il trasporto dell ammoniaca e del nitrito avviene per diffusione. Una delle criticità più importanti di questo processo, è la permanenza nel reattore delle biomasse, in virtù della bassa velocità di crescita dei batteri anammox. Le condizioni necessarie per la proliferazione dei batteri Anammox sugli NOB sono che nel reattore le concentrazioni di ossigeno disciolto e nitriti siano limitanti (Hao et al., 2002). Nei processi a reattore singolo, particolare attenzione va rivolta quindi alle concentrazioni di OD, dei nitriti e al carico di ammoniaca che devono consentire la coesistenza dei soli batteri AOB e anammox. La scelta di instaurare condizioni aerobiche ed anaerobiche in un unico reattore rende possibile anche la presenza di un controllo di processo a cicli alternati, sempre con uno stretto controllo dei valori di ossigeno disciolto e delle concentrazioni di ammoniaca e nitriti. I principali vantaggi di questo processo sono: Il non utilizzo di un ossidante esterno (no carbonio esterno); Minori consumi energetici dovuti all aerazione più bassa; Nessuna emissione di CO 2 (a causa della natura autotrofa della nitritazione e del processo anammox, la CO 2 viene consumata anziché prodotta) Il processo Anammox è ideale nel caso di reflui contenenti alte concentrazioni di ammoniaca, ma basse quantità di materiale organico. 78

79 Per quanto riguarda l ottimizzazione del processo da un punto di vista reattoristico, il reattore SBR (Sequencing Batch Reactor), ha dimostrato aver maggior potenziale in virtù della sua elevata flessibilità di gestione Sperimentazione su impianto pilota in continuo La sperimentazione effettuata con test batch su reflui concentrati ha evidenziato forti problematiche, intese come elevati valori di inibizione dell attività specifica anammox, a causa di fenomeni di ureolisi con conseguente aumento del ph (sino a circa 9) e della conducibilità con formazione di ammoniaca libera, altamente tossica anche anche a basse concentrazioni (28 mg NH 3/L Fernandez et al., 2002). I maggiori livelli di inibizione si manifestano in corrispondenza dei liquami con maggiore attività idrolitica, impedendo di valutare il contributo delle caratteristiche del refluo al valore di inibizione complessivamente rilevato. La procedura di determinazione dell'attività specifica anammox adottata nella sperimentazione test batch espone la biomassa a tempi di reazione inferiori a quello di duplicazione, inteso come il tempo impiegato dai batteri per raddoppiare la propria massa. La biomassa non ha la possibilità di acclimatarsi (ovvero di adeguare la propria produzione enzimatica) al refluo con cui è stata messa a contatto. D altra parte, non si sono osservate progressive riduzioni dell attività pur a seguito di iniezioni ripetute per una settimana. Ciò conferma che il refluo non determina effetti di inibizione acuta e si può ragionevolmente ipotizzare che il valore di attività batterica misurato possa crescere con l acclimatazione e, quindi, i valori di inibizione stimati sono probabilmente superiori a quelli che si potrebbero osservare in un reattore alimentato in continuo e in cui la biomassa abbia possibilità di adattarsi al tipo di refluo. L impiego di un processo in continuo con un impianto pilota comporta notevoli vantaggi in molteplici aspetti, superando soprattutto le problematiche legate all ureolisi. 1) Si prevengono effetti di inibizione da alti valori di ph, salinità e concentrazione di ammoniaca libera indotti dall idrolisi dell urea. I valori di inibizione individuati durante i test batch per il refluo concentrato sono infatti sovrastimati e non esemplificativi della reale incompatibilità della biomassa anammox con il refluo tessile concentrato. 2) Individuate le condizioni operative che consentono il bilanciamento dell attività AOB e anammox, determinando una configurazione in cui il rateo di idrolisi dell urea e di ossidazione dell ammonio sono tali rispettare i rendimenti di processo richiesti senza determinare il contemporaneo accumulo nei granuli di nitrito, potenzialmente inibente per i batteri anammox, si garantirebbe la massima 79

80 idrolisi di urea ad ammonio, successivamente trasformato ad azoto molecolare dall azione congiunta dei batteri AOB ed anammox senza accumulo di nitrito all interno dei granuli. Si tratta di determinare le condizioni operative per cui, a regime, il rateo dei batteri AOB maggiore o uguale al rateo ureolitico e per cui il rateo anammox risulta maggiore o uguale a quello dei batteri AOB. Risulta necessario, infine, individuare il bilanciamento dei carichi di azoto e di COD alimentati, compatibili con il dilavamento della biomassa eterotrofa, per evitarne il prevalere sulla popolazione autotrofa. In caso contrario le maggiori cinetiche tipiche dei batteri eterotrofi potrebbero determinare il wash-out dei batteri anammox nel lungo termine Cenni sul funzionamento di un reattore SBR L impianto in continuo utilizzato è un reattore SBR (Sequencing Batch Reactor). I sistemi in sequenza di fasi prevedono l attuazione di più stadi di trattamento all interno di un unico reattore ad alimentazione e funzionamento discontinui, in cui le fasi di reazione e di sedimentazione avvengono in momenti distinti, con modalità definite dalla loro durata anziché dalla dimensione e dalla successione spaziale dei reattori, come avviene nei sistemi ad alimentazione continua. Un processo SBR opera pertanto in maniera ciclica, articolandosi generalmente in 5 diverse fasi come riportato in Fig Fig. 4.1 Fasi di processo SBR 1. Carico (Fill): il volume del refluo alimentato corrisponde al 30-60% della capacità utile complessiva della vasca e si aggiunge al volume di miscela refluo-fango biologico mantenuto nel reattore al termine del ciclo precedente. Il rapporto tra i due volumi dipende dal tipo di processo previsto, dalla concentrazione di biomassa presente e dalle sue caratteristiche di sedimentabilità. Il riempimento può avvenire in condizioni statiche, solo miscelate o miscelate e aerate. La prima opzione è sconsigliata in quanto sottrae tempo alle fase di reazione successiva. 80

81 2. Reazione (React): il reattore è mantenuto in condizioni di sola miscelazione per ottenere reazioni di tipo anossico/anaerobico o miscelato e aerato per favorire le reazioni aerobiche. Il tempo di reazione è in genere pari o superiore alla metà di quello dell intero ciclo. 3. Sedimentazione (Settle): si assicurano condizioni di quiete, senza movimentazione del refluo per permettere la sedimentazione della biomassa. La buona sedimentabilità della biomassa è il punto nodale di questa fase, in quanto, evita il dilavamento della stessa e offre vantaggi anche nei confronti di rischi di risalita fanghi come conseguenza di trasformazioni biologiche (denitrificazione incontrollata). 4. Scarico (Draw): realizzato per gravità o per pompaggio con progressiva riduzione del livello del pelo libero. Sono utilizzate tubazioni sotto battente, con imbocco a quota di sicurezza rispetto all interfaccia liquido-fanghi al termine della sedimentazione. Vanno evitati richiami di fango allo scarico. L operazione può interessare dal 5 al 30% della durata del ciclo, ma non va inutilmente prolungata per le ragioni esposte al punto precedente. 5. Inattività (idle): opportuna per garantire flessibilità al sistema, con possibilità di rimodulare ove necessario la durate delle fasi operative. Uno dei principali vantaggi del reattore in sequenza di fasi è l elevata flessibilità nella variazione delle condizioni di esercizio, modificando solo la durata temporale delle diverse fasi. Si svincola dalle imposizioni dovute alla volumetria delle vasche con alimentazione continua e, inoltre, vi è assenza di circuiti di ricircolo del fango. Per questo tipo di reattori è essenziale la disponibilità di un microprocessore di controllo collegato a sonde in continuo che misurano ad esempio: ossigeno disciolto, ph, conducibilità, potenziale redox, temperatura. 81

82 4.4. Descrizione del funzionamento dell impianto in continuo Lo schema qualitativo dell impianto in continuo utilizzato è riportato in Fig Fig. 4.2 Schema qualitativo dell impianto in continuo L impianto è costituito da: Una pompa peristaltica (1) (Watson-Marlow 120S) (Fig. 4.3) che alimenta il refluo all interno nel reattore, l immissione avviene dal basso con flusso ascendente; Una pompa peristaltica (2) (Velp Scientifica sp311) (Fig. 4.3) utile allo scarico del refluo trattato; Un compressore (3) (KNF Mini Laboport Vacuum Pump) (Fig. 4.3) che ha il compito di ricircolare l aria presente nel reattore. L ingresso avviene dal basso mentre l uscita è posta in testa al reattore. Questo circuito di ricircolo garantisce la miscelazione nel reattore stesso; Una pompa per l aria fresca (4) (Schego WS2 air pump) (Fig. 4.3) associata al compressore di ricircolo, utile a immettere ossigeno nel circuito qualora fosse necessario a seconda del range di ossigeno disciolto impostato; (per il sistema di controllo dell ossigeno disciolto si rimanda al paragrafo ); Pompe di dosaggio acido e base (5) e (6) (Fig. 4.3) collegate rispettivamente a due contenitori di acido (acido solforico 0,2 N) e base (carbonato di sodio 0,1 M). L immissione avviene dalla testa del reattore con flusso discendente; (per il sistema di controllo del ph si rimanda al paragrafo ); 82

83 Fig 4.3 Partendo in altro a sinistra: pompa di alimento (1), pompa di scarico (2), compressore per il ricircolo (3), pompa aria fresca (4), pompe per il dosaggio acido base (5) e (6) Il reattore SBR (8); Il pannello di controllo elettronico (PLC) dotato di un control display (7). Le pompe e il compressore sono collegate al PLC tramite prese comandate indipendenti. In Fig. 4.4 è riportata un immagine dell impianto pilota installato in laboratorio, sulla destra è collocato il reattore SBR a sinistra invece il PLC. 83

84 Fig. 4.4 Impianto pilota operante in continuo Descrizione del reattore SBR utilizzato Il reattore utilizzato per valutare la trattabilità dei reflui tessili con il processo PN-Ammamox è riportato in Fig Le caratteristiche dimensionali sono riassunte in Tab Tab. 4.1 Dimensioni del reattore SBR Parametro Valore Volume totale 0,004 m 3 (4 Litri) Altezza 0,8 m (800 mm) Diametro interno 0,08 m (80 mm) Diametro esterno 0,09 m (90 mm) Fig. 4.5 Reattore SBR 84

85 Il prospetto geometrico del reattore è riportato in pianta, in Fig Fig. 4.6 Prospetto geometrico del reattore SBR 85

86 Il reattore possiede 4 aperture laterali dove sono alloggiate le sonde, che registrano in continuo valori di ossigeno disciolto (OD), conducibilità, ph e potenziale redox; ognuna di queste, inoltre, monitora altresì la temperatura. Sulla parte frontale del reattore sono collocate 4 porte adibite al campionamento, queste si estendono lungo il volume operativo (2 L) del reattore, sono distanziate di 10 cm l una con l altra (cfr. Fig. 4.7). Una di queste porte, è utilizzata come sbocco per la fase di scarico, a seconda dei volumi fisso e variabile scelti in fase di progetto. In prossimità della testa del reattore ci sono due porte, la prima adibita allo scarico del volume di liquido in eccesso e l altra utilizzata per il controllo della pressione all interno del sistema, ove è collegata una tubazione in silicone la cui estremità è posizionata sotto battente in un cilindro graduato di 1 litro. Sul fondo e in testa al reattore sono posizionate rispettivamente 4 ingressi/uscite utili all ingresso dell alimento, del gas di ricircolo, allo scarico di fondo, all immissione di acidi e basi. Il reattore è termostato con un avvolgimento esterno di una tubazione in silicone aderente al reattore. Una pompa dotata di un termostato e situata in una vasca posta sotto il reattore, permette la circolazione continua dell acqua all interno della tubazione Pannello di controllo elettrico Il cuore dell impianto che consente di effettuare ogni operazione sul reattore è il pannello di controllo elettrico (PLC). È a sua volta dotato di un pannello operatore (display touch screen) che è possibile controllare anche da remoto. Il PLC esegue le logiche automatiche impostate e configurate in base ai parametri adottati, impartisce i comandi e gli azionamenti alle apparecchiature e comunica con le sonde tramite un collegamento wireless acquisendo le misure in continuo. Il sistema non potrà funzionare se il PLC è fuori uso o spento. Il pannello operatore ha una funzione prettamente di controllo, consente all operatore di verificare lo stato del sistema in ogni momento, rende accessibili tutti i parametri impostabili in modo da poterli cambiare a seconda delle necessità. Svolge, inoltre, una funzione di registrazione dei dati letti dal PLC, misure e valori di processo vengono memorizzati nel suo archivio interno e successivamente possono essere consultati e recuperati su altre piattaforme. Per quanto riguarda il quadro elettrico, la disponibilità di comandi e connessioni è la seguente: 8 prese comandate indipendenti programmabili con una tensione di 220 V; 1 sonda Hamilton programmabile connessa tramite wireless per il controllo dell ossigeno disciolto (Fig. 4.7.a); 1 sonda Hamilton programmabile connessa tramite wireless per il controllo del ph (Fig. 4.7.b); 86

87 1 sonda Hamilton programmabile connessa tramite wireless per il controllo della conducibilità (Fig. 4.7.c); 1 sonda Hamilton programmabile connessa tramite wireless per il controllo del potenziale redox (Fig. 4.7.d); Fig. 4.7 Sonde Hamilton utili alla registrazione di parametri in continuo: a) ossigeno disciolto; b) ph; c) conducibilità; d) potenziale RedOx Il quadro elettrico è dotato di un pulsante di emergenza, l'intervento di questo sistema di sicurezza innesca l'interruttore generale installato all'interno del quadro elettrico, che a sua volta toglie tensione a tutto il sistema e alle apparecchiature ad esso collegate. La schermata principale del display è riportata in Fig Fig. 4.8 Schermata principale del display di controllo del PLC Dal display è possibile configurare tutte le impostazioni del sistema. Il sistema una volta avviato esegue ciclicamente una serie di sequenze chiamate fasi da un numero minimo di 1 ad un massimo di 21. Ogni fase è a sua volta totalmente configurabile in ogni sua parte in 87

88 modo da rendere il sistema flessibile e adattabile a la maggior parte delle esigenze; in ogni fase si possono configurare: la durata; la scelta di azionamento delle prese (anche più di una contemporaneamente); il controllo di ossigeno, è possibile configurare 6 setup (da 0 a 5) programmabili e indipendenti; il controllo del ph, è possibile configurare 6 setup (da 0 a 5) programmabili e indipendenti; il controllo sulla velocità di decadimento dell ossigeno disciolto (OD) da 0 a 1 su 5 controlli programmabili indipendenti. Il tipo di controllo concatenamento utenze da 0 a 1 su 5 controlli programmabili indipendenti. Le fasi vengono indicate con il numero che le identifica e eseguite ciclicamente una per volta soltanto se il tempo impostato di durata è superiore a 0. Il tempo impostato nel sistema è sempre espresso in secondi. Oltre alle 21 fasi cicliche è inoltre prevista una fase cuscino denominata FASE 100 che viene eseguita alla fine del ciclo delle 21 fasi. La FASE 100 non è propriamente una fase; essa ha avvio nella FASE 1 e si arresta quando il suo tempo è scaduto; se il tempo impostato per tutte le fasi precedenti (dalla 1 alla 21) è inferiore al tempo impostato per la FASE 100 essa avrà durata (tempo FASE somma tempo delle fasi). Se invece il tempo delle fasi precedenti dalla 1 alla 21 è uguale o superiore al tempo impostato per la FASE 100 essa non avrà durata. Questa tipologia di funzionamento è stata creata per garantire che ogni ciclo sempre la stessa durata. La funzione denominata FASE 300 o fase di emergenza, è stata creata per evitare possibili danneggiamenti al processo in caso di guasto di una apparecchiatura. Questo è possibile potendo configurare le cause che innescano la fase di emergenza (FASE 300) per far passare il ciclo delle fasi in quella di emergenza, ad esempio, allarmi o errori segnalati dalle sonde. Con opportune impostazioni il sistema smetterà di eseguire le fasi cicliche impostate e si porterà in una condizione di sicurezza (FASE 300). Un ulteriore funzione che il sistema permette è il SALTO FASE, un operazione che favorisce il mantenimento delle condizioni di processo stabilite. Se durante una fase specifica, ad esempio, si raggiungono valori di concentrazione di ossigeno disciolto eccessive e non desiderate, il sistema passerà dalla fase in cui si trova alla successiva, senza attendere la durata rimanente per il compimento della fase in corso. Dal pannello di controllo (Fig. 4.9) è possibile visualizzare i grafici (Fig. 4.10) in tempo reale dei parametri misurati in continuo dalle sonde, elencati precedentemente. 88

89 Fig. 4.9 Schermata di accesso ai grafici per i differenti parametri misurati Un esempio dei grafici visualizzati nel display del PLC è riportato in Fig Fig Esempio di un grafico monitorato nel display del PLC 89

90 4.5. Scelte progettuali di processo e strategie di controllo Descrizione della biomassa utilizzata La sperimentazione su impianto pilota in continuo è stata avviata nel settembre 2015 con il montaggio e il collaudo dell impianto stesso. Dopo le opportune prove idrauliche ed elettriche si è proceduto all inoculo nel reattore della biomassa granulare. La Fig riporta un immagine di singoli granuli prima dell inoculo. La concentrazione iniziale all interno del reattore in termini di solidi volatili è stata circa pari a 8 gssv/l. Fig Granuli di biomassa inoculata nel reattore SBR La biomassa proviene da un impianto a fanghi attivi attualmente in funzione a Lichtenvoorde (Sluisedijk), Olanda. I granuli presentano una colorazione marrone scuro con presenza di macchie rossastre, in quanto, ogni singolo granulo è costituito prevalentemente da batteri ammonio ossidanti (AOB), posti sulla parte esterna del granulo e da microorganismi anammox nella parte centrale. Le ragguardevoli dimensioni medie dei granuli, circa 5 mm di diametro, offrono una serie di vantaggi ma anche alcune problematiche legate al trasporto e alla diffusione di massa all interno del granulo stesso. Uno dei vantaggi di operare con granuli molto voluminosi è la possibilità di far avvenire il processo PN-Anammox in configurazione monostadio, in cui possano avvenire contemporaneamente i due processi di parziale nitritazione (aerobico) e anammox (anaerobico) che necessitano condizioni operative ben differenti in termini di ossigeno disciolto. Le resistenze diffusive dovute allo spessore del granulo permettono di operare nel reattore con concentrazioni di ossigeno fino a circa 2 mgo 2/L, consentendo l ossidazione dell ammonio (NH 4+ ) a nitrito (NO 2- ), sarebbe risultata invece totalmente inibente per la biomassa anammox. Il fenomeno di diffusione all interno del biofilm liquido e un esempio della penetrazione di diversi substrati all interno di 90

91 esso sono riportati rispettivamente nelle Figg a e 4.12.b (M. Riemer et P. Harremoes, Multi-Component Diffusion In Denitrifying Biofilms 1978; P. Harremoes, Criteria For Nitrification In Fixed Film Reactors 1982). Fig. 4.12: a) fenomeno di diffusione all interno di un biofilm di un singolo substrato; b) esempio di diffusione all interno del biofilm di tre differenti substrati (ossigeno disciolto, COD, nitrati) Un ulteriore vantaggio nell utilizzo di questo tipo di biomassa è l elevata velocità di sedimentazione (fino a 60 m/h), che permette di ridurre i tempi di sedimentazione nel ciclo del reattore SBR, consentendo l allungamento dei tempi di reazione a favore dei processi biologici ed evitando il dilavamento della biomassa con lo scarico dell effluente. Per quanto riguarda il processo PN/Anammox la parte esterna del granulo è quella in cui avviene la parziale nitrificazione dell ammonio ad opera dei batteri AOB, mentre, la parte centrale del granulo è sempre il luogo in cui operano i batteri Anammox, in quanto, è una zona ove la concentrazione di ossigeno è fortemente limitante. La Fig riporta in maniera schematica il processo evidenziando la diversa composizione del granulo. 91

92 Fig Processo PN/Anammox in un unico sistema operante con biomassa granulare Hao, Heijnen e Van Loosdrecht (2014) hanno dimostrato che il livello ottimale di concentrazione di ossigeno disciolto, in cui si verifica la massima rimozione dell'azoto è correlata al carico superficiale di ammonio sul biofilm. Un carico di superficie di ammonio pari a 2 gn/m 2 /d, associata ad una concentrazione di OD disciolto di 1,3 g O 2/m 3 nel mixed liquor e con una profondità minima del biofilm pari a 1 mm risulta essere una condizione in cui è possibile ottenere un efficienza di rimozione di ammonio sino al 94% (82% sull azoto totale) a 30 C. Un aumento dell efficienza di rimozione dell ammonio potrebbe essere ottenuta con un aumento del livello di concentrazione di ossigeno disciolto, ma questo limiterebbe fortemente il processo Anammox e diminuirebbe inoltre la rimozione di azoto totale. Si può concludere che il processo PN/Anammox condotto in configurazione monostadio non è probabilmente la scelta ottimale se è richiesto un effluente con bassissime concentrazione di azoto (<50mg/L). Sarebbe invece consigliato per la rimozione dell'azoto totale un processo bi-fase, come il processo combinato Sharon/Anammox. Per quanto riguarda la composizione dei batteri presenti all interno del fango granulare utilizzato nel reattore SBR, proveniente da Lichtenvoorde, non sono state fatte analisi specifiche in precedenza. Studi di letteratura riguardanti (B Ma, P Bao, Y Wei, G Zhu, Z Yuan, Y Peng, Scientific reports 2015) l'abbondanza di batteri AOB e Anammox nel fango granulare hanno dimostrato la prevalenza dei batteri Anammox con un numero di copie pari a 1.19 ± copie / g MLSS. L abbondanza AOB è risutalta molto più bassa, con un numero di copie di 5,94 ± 0, copie / g MLSS (Fig. 4.14; Peng et al, Suppressing Nitrite-oxidizing Bacteria Growth to Achieve Nitrogen Removal from Domestic Wastewater via Anammox Using Intermittent Aeration with Low Dissolved Oxygen 2015). 92

93 Fig Abbondanza di batteri AOB e Anammox all interno di fanghi granulari e fioccosi Studi su fiocchi di fango, invece, hanno dimostrano un contenuto prevalente di AOB, con un abbondanza di 1.88 ± copie / g MLSS, rispetto ad un numero di batteri Anammox pari a 3.54 ± copie / g MLSS. Questo risultato è in buon accordo con diversi studi precedenti, che hanno dimostrato una prevalente crescita anammox in fanghi granulari, mentre la popolazione NOB cresceva maggiormente nei fanghi di tipo fioccoso. Hubaux et al. hanno dimostrato che la concentrazione ottimale di OD all interno di un reattore in cui avviene un processo di parziale nitritazione/anammox con fango granulare è inferiore che in un reattore con biomassa fioccosa. Ciò significa che il consumo di energia nel processo parziale nitritazione/anammox con reattore avente fango granulare potrebbe essere inferiore, poiché il costo di aerazione sarebbe ridotto Scelta del ciclo SBR Il volume complessivo del reattore è pari a 4 litri, mentre, il volume operativo che comprende lo spazio occupato dalla biomassa e dal refluo da trattare è pari a 2 litri; 1,5 litri è il volume fisso, sempre presente nel reattore dove persiste la biomassa, il volume variabile coincidente al volume di refluo da trattare è pari a 0,5 litri. Si è scelto inizialmente di impostare il reattore SBR con cicli lunghi a basso dosaggio, in cui circa il 83,4% del tempo totale è dedicato all alimentazione e alla fase di reazione contemporanea (Fill and Reaction), seguita dalla fase di sedimentazione (Settle), scarico (Decant) e inattività (Idle). Il reattore opera 4 cicli da 6 ore ciascuno alimentando 0,5 L di refluo per ciclo e quindi una portata giornaliera di 2 L/d. In Tab. 4.2 sono descritte le singole fasi. Nella prima fase di start-up, invece, è stata 93

94 utilizzata una portata pari a 1,5 L/d (375 ml/ciclo), per evitare di sottoporre la biomassa a carichi di substrato troppo elevati. Tab. 4.2 Specifiche sulla durata delle fasi di un singolo ciclo del reattore SBR Fase Fill and Reaction Settle Decant Idle Tempo s 300 s 150 s 3150 s Durata rispetto al tempo totale (%) 83,4% 1,4% 0,69% 14,6% I lunghi cicli e il basso dosaggio consentono di simulare il processo all interno del reattore SBR come un processo in continuo, permettendo di operare con concentrazioni dei substrati ridotte. Questo consente di prevenire eventuali fenomeni di inibizione ad esempio da nitrito (Lotti, 2012c) e ammoniaca libera, generata in seguito a fenomeni di ureolisi, una delle principali criticità del processo. L alto carico di urea presente nel refluo determina ingenti fenomeni di idrolisi ammoniacale che a loro volta determina innalzamento di ph, conducibilità e formazione di ammoniaca libera, altamente inibenti per l attività anammox. A seguito dei test su ureolisi condotti in parallelo al montaggio e al collaudo dell impianto a valle del periodo di start up in cui è stato alimentato refluo sintetico si è scelto di mantenere una modalità di alimento con bassi dosaggi e cicli lunghi dato il lento processo di idrolisi dell urea dei campioni sottoposti ad analisi Parametri operativi e di controllo Il sistema in continuo, come ampiamente descritto al paragrafo 4.4.1, permette di monitorare cinque parametri, quali: l ossigeno disciolto, il ph e la temperatura utilizzati come parametri operativi, conducibilità e potenziale redox come parametri di controllo. Per quanto riguarda il controllo dell ossigeno disciolto, è stato impostato come range di lavoro una concentrazione tra due set-point limite, precisamente tra 0,5 1,5 mgo 2/L che permette il compimento delle due specifiche attività batteriche (parziale nitritazione e anammox). Se la sonda dell OD rileva un valore più basso del suddetto intervallo, oltre al compressore di ricircolo viene azionata la pompa dell aria fresca che associata al compressore diffonde ossigeno nel reattore. La pompa dell aria fresca si arresta automaticamente quando la sonda rileva il valore del set-point alto precedentemente impostato (1,5 mgo 2/L). Nel caso in cui la concentrazione di OD risulti superiore al valore del set-point alto, la pompa dell aria fresca rimane in standby, mentre, il compressore di ricircolo è sempre attivo durante le fasi di alimentazione/reazione per garantire l adeguata miscelazione nel reattore. 94

95 Il controllo dell OD è fondamentale sia nella fase di parziale nitritazione, per limitare l attività dei batteri nitrito ossidanti (NOB), sia per produrre un adeguata quantità di NO 2-, in modo da non convertire subito tutto l ammonio (NH 4+ ) a nitrito, utile poi al metabolismo dei microorganismi anammox. Per quanto riguarda il controllo del ph, studi di letteratura hanno individuato valori di ph ottimali tra 7 e 8, nell impianto in questione è stato scelto un range operativo tra 7,2 e 7,5. Qualora il ph non dovesse risultare nel suddetto intervallo intervengono automaticamente le pompe dell acido/base per rispettiva acidificazione/alcalinizzazione. I controlli dell OD e del ph sono guidati da una funzione presente nel sistema chiamata PAUSA LAVORO, l aggiunta di nuovo ossigeno, base o acido è temporizzata. Si sceglie la durata di lavoro delle pompe e il tempo di pausa, che permette di rilevare alle sonde i nuovi valori di OD e ph a valle delle aggiunte; nel caso in cui quest ultimi continuano ad essere fuori dagli intervalli operativi si avvierà nuovamente la fase di lavoro. Per una questione prevalentemente di visualizzazione grafica dei risultati è possibile stabilire una percentuale di distanza dal setpoint in cui venga arrestata la fase lavoro. Nel sistema è stata impostata una percentuale del 20%, azzerandola invece, si ottiene un funzionamento del controllo intermittente ON/OFF. La differenza in termini di risultati grafici dei due diversi tipi di funzionamenti è illustrata in Fig. 4.15, nella Fig è riportata la schermata di comando del controllo ossigeno con le funzionalità appena citate. Fig A sinistra il funzionamento del controllo ossigeno con modalità di accensione della pompa di aria fresca ON/OFF, a destra la modalità di funzionamento con settaggio della percentuale della distanza dal setpoint per l arresto del funzionamento della pompa. 95

96 Fig Schermata del pannello operatore per il controllo dell ossigeno disciolto La temperatura ideale per la crescita e lo sviluppo dell attività batterica presente nel reattore è pari a 31,5 C. È possibile impostare la temperatura nel reattore tramite un circuito di riscaldamento esterno termostatato, come descritto nel paragrafo I valori di conducibilità e potenziale redox misurati dalle sonde sono monitorati in continuo dal PLC e, nel caso si dovessero riscontrare valori fuori dai range imposti vengono visualizzati messaggi di allarme sul pannello operatore. I range dei valori misurabili da entrambe le sonde sono rispettivamente ±1000 ms/cm per la conducibilità e ±1500 mv per il potenziale redox. 96

97 Start-up del reattore e del processo L avviamento del processo PN-Anammox è coinciso con la prima messa in marcia del reattore. La fase iniziale, partita a Settembre 2015, ha riguardato la riattivazione dei processi metabolici della biomassa presente. Prima di utilizzare l influente oggetto delle prove trattabilità, ovvero, il permeato del refluo sottoposto a filtrazione con membrana ( Da), è stato utilizzato un refluo sintetico a diverse concentrazioni di ammonio e nitrito contenente anche i principali nutrienti per la biomassa. Le caratteristiche del refluo sintetico sono riportate nelle Tabb. 4.3, 4.4 e 4.5. Tab. 4.3 Composizione del refluo sintetico alimentato in fase di start-up nel reattore COMPOSTO FORMULA CONCENTRAZIONE Bicarbonato di ammonio NH 4HCO 3 200/500 mgn/l Nitrito di sodio - NaNO 2 20 mg N/L Nitrato di sodio - NaNO 3 50 mg N/L Diidrogenofosfato di potassio KH 2PO 4 0,025 g/l Soluzione di cloruro di calcio * CaCl 2 2H 2O 0,625 ml/l Soluzione di solfato di magnesio * MgSO 4 7H 20 0,625 ml/l Soluzione 1 ** 1,25 ml/l Soluzione 2 ** 1,25 ml/l * Le concentrazioni della soluzione di cloruro di calcio e magnesio sono riportate in Tab. 4.4 **La composizione della soluzione 1 e della soluzione 2 sono riportate in Tab. 4.5 Tab. 4.4 Concentrazione della soluzione di cloruro di calcio e magnesio COMPOSTO CONCENTRAZIONE CaCl 2 2H 2O 240 g/l MgSO 4 7H g/l 97

98 Tab. 4.5 Composizione della soluzione 1 e della soluzione 2 I primi parametri monitorati nell effluente sono l ammonio e il nitrito. Durante la fase di start-up oltre a valutare quanto ammonio viene rimosso, è necessario valutare la concentrazione del nitrito presente, in quanto, per valori maggiori a 100 mg NO 2- -N/L il nitrito risulta inibente per la biomassa anammox (Strous et al., 1999). Le prime analisi, condotte con un refluo sintetico avente una concentrazione di ammonio pari 250 mgn/l e una portata pari a 1,5 L/d, hanno evidenziato un rapido consumo di ammonio e un accumulo di nitrito, dovuto alla rapida attivazione dei batteri AOB e alla momentanea inattività iniziale dei microorganismi anammox dovuta ad una lenta acclimatazione. L attività anammox è stata favorita nel tempo mantenendo una concentrazione di OD inferiore a 0,5 mg O 2/L alternata a piccole fasi anossiche ottenute flussando N 2 all interno del reattore. Dopo poche settimane si è testata l attività Anammox mediante prove OxiTop come descritto al Paragrafo 3.5, le quali hanno delineato un recupero seppur parziale dell attività della biomassa anammox. Data l elevata attività ammonio ossidante e la ripresa parziale di quella Anammox, è stato sostituito il refluo sintetico di alimento con uno avente una concentrazione maggiore, pari a 500 mgn/l. I primi risultati monitorati sono riportati nelle Tabb. 4.6 e

99 Tab. 4.6 Valori dei principali parametri monitorati in ingresso al reattore nella fase di start-up con alimento sintetico INGRESSO AL REATTORE Portata C_NH Giorno 4 C_NO 2 C_NO 3 C_N tot (L/d) (mgn/l) (mgn/l) (mgn/l) (mgn/l) Tutti 1, Tab. 4.7 Valori dei principali parametri monitorati in uscita al reattore nella fase di start-up con alimento sintetico USCITA DAL REATTORE Giorno Portata (L/d) C_NH 4 + (mgn/l) C_NO 2 - (mgn/l) C_NO 3 - (mgn/l) < < < < < < < Nella Tab. 4.7 sono stati inseriti i valori relativi ai giorni operativi in cui si sono mantenute le condizioni di processo più idonee per il metabolismo Anammox, con una concentrazione di OD<0,5mgO 2/L. I dati mostrano come gli AOB consumino tutto l ammonio in ingresso e questo ha contribuito probabilmente alla parziale attività Anammox, in quanto, non ha potuto usufruire dell adeguata quantità di ammonio per completare il proprio metabolismo. È importante infine evidenziare come sia essenziale monitorare anche la concentrazione di nitrato, in quanto, se per periodi prolungati si avesse una concentrazione di nitrato molto elevata, maggiore di 200 mgn/l e ammonio nullo, questo potrebbe comportare lo sviluppo di biomassa NOB, altamente indesiderata all interno del reattore in quanto andrebbe a competere direttamente con la biomassa Anammox per l utilizzo del nitrito. 99

100 5. ATTIVITÀ MODELLISTICA 5.1. Descrizione del software BioWin BioWin (EnviroSim Associates Ltd., Hamilton, Canada) è un simulatore di processo nell ambito del trattamento delle acque reflue, comprende modelli di processo biologici, chimici e fisici. Il modello BioWIN appartiene ed è sviluppato esclusivamente da EnviroSim Associates Ltd., è utilizzato per la progettazione, l'aggiornamento e l ottimizzazione di qualsiasi impianto di depurazione. Il modello biologico su cui è strutturato il software, è il modello ASDM (Activated Sludge Digestion Model), che comprende numerosi modelli di processo, ad esempio, modelli chimici per il calcolo del ph, modelli di trasferimento di massa per la modellazione del trasferimento di ossigeno e per altre interazioni gas-liquido. Questo modello complesso è stato applicato per modellare il gran numero di processi che si verificano nei sistemi biologici e, consente, inoltre, di ridurre i requisiti in fase di calibrazione. BioWin presenta, rispetto ai software di simulazione modellistica del passato, la possibilità di operare con un interfaccia user friendly e più immediata per gestori e modellisti. L interfaccia grafica è suddivisa in 3 aree distinte: la barra degli strumenti, il tavolo da disegno e i riquadri informativi, come riportato in Fig Fig. 5.1 Interfaccia BioWin, nuovo foglio di lavoro 100

101 Il software lavora con strutture a blocchi selezionabili dal menù Configure (Fig. 5.2), da cui è possibile realizzare l intero layout d impianto. Per ogni unità di processo inserita, è necessario definire i relativi parametri operativi. Il collegamento tra le unità di processo è assicurato tramite collegamenti idraulici utilizzando la funzione pipeline. Un esempio di un foglio di lavoro BioWin con un layout d impianto generico è riportato in Fig Fig. 5.2 Interfaccia BioWin, Menù Configure Fig. 5.3 Interfaccia BioWin, esempio di un layout d impianto e descrizione di un bioreattore aerobico 101

102 Il software possiede cinetiche e stechiometrie di processo di default, riferite al modello ASM No.1. È possibile modificarle in base alle caratteristiche e peculiarità del processo che si intende modellare. BioWin comprende due moduli di simulazione: La simulazione dello stato stazionario per l analisi di sistemi basati su carichi inquinanti dell influente costanti nel tempo, utile per realizzare bilanci di massa su impianti di trattamento complessi. La simulazione dinamica per l'analisi di risposta del sistema sottoposto ad ingressi/carichi variabili nel tempo. Prima di avviare la simulazione è necessario verificare che i collegamenti tra le varie unità di processo risultino appropriati. A valle o durante le simulazioni è possibile visualizzare in tempo reale, in appositi grafici o in tabelle, l andamento di variabili precedentemente selezionate, utilizzando l opzione Album. A titolo esemplificativo nelle Figg. 5.4 e 5.5 sono riportati gli andamenti di COD e cbod (carbonaceus BOD) di un generico impianto, rispettivamente in un grafico e in tabella. Fig. 5.4 Interfaccia Album, esempio di un grafico che riporta l andamento di COD e cbod (carbonaceus BOD) di un generico impianto 102

103 Fig. 5.5 Interfaccia Album, esempio di una tabella che riporta l andamento di COD e cbod (carbonaceus BOD) di un generico impianto BioWin permette di trasferire rapidamente i risultati su fogli di calcolo ad esempio di Excel, fogli Word e software di presentazione utilizzando le operazioni di copia / incolla, o generare rapporti completi in modo automatico. 103

104 6. MODELLO DEL PROCESSO 6.1. Scelta della configurazione del modello Per la modellazione del processo, BioWin possiede diverse tipologie di reattore SBR, aventi o meno zone di pre-aerazione, singole o doppie. Si opta per un reattore singolo senza pre-aerazione dell influente denominato single tank SBR. Il ciclo del reattore è configurato in linea con il reattore reale, rispettando sia le diverse fasi impiegate che le rispettive durate (cfr. Tab. 4.2). Il refluo in ingresso è stato configurato con le medesime caratteristiche dell alimento sintetico utilizzato per la start-up del reattore (cfr. Tabb. 4.3, 4.4 e 4.5) e con la stessa portata di carico pari a 1,5L/d. A valle del reattore SBR è stato aggiunto un sedimentatore, anche in questo caso per simulare la presenza di granuli grossolani. Dato che la modellazione è stata condotta utilizzando biomassa a fanghi attivi tradizionale anziché granulare, i tempi stabiliti nel ciclo SBR per la sedimentazione sono troppo ridotti per permettere la completa sedimentazione della biomassa fioccosa. Si è aggiunto un sedimentatore per evitare il dilavamento della biomassa stessa, simulando quindi la rapida sedimentazione e persistenza nel reattore della biomassa granulare, realmente presente nel reattore. È importante evidenziare che nonostante sia un sedimentatore ideale l efficienza di cattura dei solidi è del 99,80%. Questo comporta bassissime percentuali (inferiori allo 0,5% rispetto alla concentrazione di biomassa attiva presente nel reattore) di dilavamento delle biomasse, che non accade nel reattore reale; pertanto nell alimento viene aggiunta una concentrazione di biomassa AOB e Anammox pari a quella uscente. Al reattore SBR è stato collegato uno scarico per lo spurgo della biomassa che, in fase di startup, rimane chiuso. La Fig. 6.1 riporta la configurazione appena descritta. 104

105 Fig. 5.6 Configurazione dell impianto pilota nel modello Per evitare errori dovuti a fattori di scala, si moltiplica per un fattore di sicurezza pari a 1000, sia la portata in ingresso che il volume del reattore. Le dimensioni effettive del reattore e del sedimentatore assunte nel modello, i valori di portata d ingresso, uscita e ricircolo sono riportati rispettivamente nelle Tabb 6.1 e 6.2. Tab 6.1 Dimensioni del reattore e del sedimentatore assunte nel modello e reali DIMENSIONI Parametro Reattore Sedimentatore Reale Modello Reale Modello Volume (m3) 0, Altezza (m) 0,8 8-1 Diametro (m) 0,08 0,

106 Tab. 6.2 Flussi di portata nell impianto reale e assunti nel modello Parametro Valore Reale Modello Portata d ingresso (Feed) 1,5 L/d 1500 L/d Portata di uscita (Effluent) 1,5 L/d 1500 L/d Portata di ricircolo L/d 6.2. La diffusione di massa nei granuli Il reattore SBR dell impianto in continuo opera con biomassa granulare, con un diametro medio di circa 5 mm. I fenomeni diffusivi legati al trasferimento di massa all interno del granulo sono molto rilevanti come descritto al Paragrafo Da un punto di vista sperimentale non si conosce l esatta composizione del granulo e i relativi parametri cinetici delle biomasse presenti. I parametri utilizzati e modificabili in BioWin sono quelli noti allo stato dell arte (Lotti et al, 2014) e sono riassunti nella Tab Tab. 6.3 Parametri cinetici modificabili in BioWin dei batteri AOB e Anammox PARAMETRI Batteri µ K NH4+ K NO2- K DO Aerobic decay rate AOB 2,05 d -1 2,4 mg/l n.d. 3 mgo 2/L* 0,17 d -1 Anammox 0,2 d -1 0,1 mg/l 0,035 mg/l - (0,019** d -1 ) 0,0095* d -1 *valore utilizzato nel modello **valore di letteratura In questo elaborato non sarà effettuato uno studio sulla teoria della diffusione all interno dei fanghi granulari utilizzati e per semplificare l approccio modellistico si decide di variare la costante di semisaturazione dell ossigeno per i batteri AOB, mentre per quanto riguarda i batteri Anammox si impone la costante di decadimento aerobica, denominata aerobic decay rate, pari a quella anossica (0,0095 d -1 ). In questo modo è possibile sia limitare la scomparsa di biomassa Anammox durante le fasi aerobiche, sia simulare la diffusione e l incompleta penetrazione dell ossigeno all interno dei granuli, come realmente accade nell impianto pilota per valori di OD inferiori a 1,5 mgo 2/L. AOB Per quanto riguardo la costante di semi-saturazione relativa all ossigeno per i batteri AOB (K DO ), si utilizza una Ks virtuale pari a 3 mgo 2/L, AOB mentre, per batteri AOB non granulari la K DO è pari a 0,25 mgo 2/L. 106

107 AOB Si utilizza una K DO pari a 3 mgo 2/L sia perché è il massimo valore consentito dal software BioWin, sia perché ci si pone nelle condizioni peggiori in termini di diffusività, ovvero, è possibile simulare la massima resistenza diffusiva all interno del granulo fittizio. L attività batterica, infatti, risulta fortemente influenzata da questo fattore come indicato nella formula di Monod, in cui la velocità di rimozione di un generico substrato (v t) dipende dalla concentrazione del substrato e relativa costante di semisaturazione, dalla concentrazione di OD e costante di semisaturazione, oltre che dal tasso di rimozione massimo a 20 C: v t = v max 20 C S K s + S OD K OD + OD Aumentando la K DO a parità di tutti gli altri parametri la velocità di rimozione risulterà inferiore. Si aumenta, quindi, la K DO per raggiungere l effetto della resistenza diffusiva incontrata attraverso il granulo. Nello specifico si sarebbe potuto simulare il fenomeno diffusivo aumentando anche il valore delle AOB AOB costanti di saturazione legate all ammonio (K NH4 ) e al nitrito (K NO2 ). Tuttavia operando con un reattore in sequenza di fasi (SBR) non si raggiungono mai le condizioni limitanti imposte Simulazione delle modalità di aerazione Nell impianto pilota reale anche quando l ossigeno disciolto nel reattore è diverso da zero, la biomassa anammox all interno del granulo, è esposta a condizioni anossiche, indispensabili per consentire il metabolismo Anammox. Poiché la piattaforma software utilizzata non consente di simulare una biomassa granulare, ma solo fioccosa, è stata adottata una modalità di aerazione differente da quanto accade realmente nel reattore SBR pilota. Si sono quindi simulate fasi anossiche e fasi aerobiche caratterizzate da basse concentrazioni di ossigeno, simulando, come si è già detto, la resistenza diffusiva dell ossigeno attraverso il granulo AOB mediante l utilizzo di una K DO fittiziamente elevata (3 mgo 2/L). L aerazione nel modello è stata simulata suddividendola in numerosi e alterni sottocicli, 36 in totale, di cui 18 aerobici e 18 anossici aventi una durata di 10 minuti ciascuno; la concentrazione di ossigeno disciolto varia tra 0 e 0,3 mg/l (Fig. 6.2). In questo modo si espone la biomassa Anammox a brevissime fasi aerobiche con concentrazioni di OD limitate, consentendo lo sviluppo del regolare processo di deammonificazione. 107

108 DO setpoint (mgo2/l) Andamento DO simulato Tempo (min) Fig. 6.2 Andamento dell ossigeno disciolto in fase di alimentazione-reazione in ogni singolo ciclo del reattore SBR Nella prima fase aerobica l ammonio è ossidato a nitrito che viene accumulato, nella successiva fase anossica la concentrazione di nitrito diminuisce con ulteriore riduzione dell ammonio residuo a seguito della reazione metabolica Anammox, completando il processo di PN-Anammox. Questo andamento si ripete per tutti i cicli successivi. Per mantenere le suddette condizioni di aerazione è necessario impostare correttamente il controllo dell ossigeno nel PLC, in quanto, dopo il consumo totale di ammonio da parte dei batteri Ammonio Ossidanti (AOB), si manifesta una rapida risalita di OD che viene arrestata disattivando la pompa che immette aria fresca nel circuito di ricircolo Dilavamento dei batteri Nitrito Ossidanti (NOB) Sopprimere la crescita dei batteri nitrito ossidanti (NOB) è un altro fattore importante per il raggiungimento della rimozione di azoto da reflui ad alto carico attraverso il processo PN/Anammox. Nel caso in cui dovessero coesistere NOB, che ossidano il nitrito a nitrato in condizioni aerobiche, con i batteri Anammox presenti nel sistema, i nitriti sarebbero rapidamente consumati dagli NOB. Di conseguenza, la crescita dei batteri Anammox sarebbe limitata a causa di un inadeguato apporto di nitriti. Tuttavia, studi di letteratura suggeriscono che il controllo della crescita NOB è complicato all interno di un reattore unico in cui avvengono simultaneamente parziale nitritazione e reazione anammox, pertanto, la soppressione della crescita NOB è un vero e proprio collo di bottiglia per il raggiungimento della rimozione autotrofa dell'azoto. 108

109 Sulla base delle modalità di aerazione citate nel paragrafo precedente, si ipotizza che l'aerazione intermittente con basso ossigeno disciolto (DO) può essere un promettente metodo per sopprimere la crescita NOB. L aerazione intermittente con basso DO comporta condizioni aerobiche alternate (basso DO) a condizioni anossiche. Durante aerazione con basso OD, i nitriti si accumulano rapidamente, perché per temperature superiori ai 30 C i tassi di crescita apparente di AOB (μaob) sono più elevati di quelli degli NOB (μnob) in condizioni di scarso DO; la costante di semisaturazione dell OD degli AOB è inferiore AOB NOB a quella degli NOB (Ks, OD < Ks, OD ). Dopo l accumulo di nitriti l aerazione viene spenta e il reattore entra in una fase anossica, consentendo il consumo del nitrito da parte dei batteri Anammox. Terminata la reazione Anammox, riprende la fase successiva di aerazione. In queste condizioni di funzionamento, quindi, la crescita NOB dovrebbe risultare sempre inferiore a quella degli AOB in fase di aerazione. Allo stesso tempo, i batteri Anammox non soffrirebbero la competizione con gli NOB per l utilizzo del nitrito. L'applicazione di tali condizioni nel corso del tempo dovrebbe portare alla completa limitazione della crescita NOB. 7. RISULTATI DEL MODELLO 7.1. Risultati con refluo sintetico La prima fase dei risultati riguarda la fase di start-up del reattore, in cui come alimento in ingresso è stato utilizzato il refluo sintetico, la cui composizione è descritta al Paragrafo Le fasi e le rispettive durate del ciclo SBR sono quelle descritte al Paragrafo , mentre la modalità di aerazione adottata è quella descritta al Paragrafo 6.3. Con il modello è stato immediatamente possibile valutare la risposta del processo PN-Anammox con il reattore SBR impiegato in laboratorio. Sono stati esaminati diversi parametri quali: la concentrazione di ammonio (NH 4+ ), di nitrito (NO 2- ) e di nitrati (NO 3- ) in uscita con le rispettive efficienze di rimozione. Utilizzando i parametri cinetici e operativi elencati nei paragrafi precedenti si raggiunge la stabilità del sistema dopo circa una settimana. La Tab. 7.1 riporta i risultati ottenuti a regime in termini di concentrazioni di ammonio, nitrito e nitrato; il ph ha registrato valori costanti attorno a 7,8. 109

110 Tab. 7.1 Primi risultati sulla fase di start-up del processo PN-anammox con il modello dell impianto pilota ph = 7, N-NH 4 (mg/l) N-NO 2 (mg/l) N-NO 3 (mg/l) Valori Input Valori Output 1,5 2,5 119 Rimozione 99,7% 87,5% -138% Le Figg. 7.1, 7.2 e 7.3 riportano rispettivamente gli andamenti sino a regime delle biomasse (AOB, NOB, Anammox), delle forme azotate e della produzione di azoto gassoso nel reattore. Fig. 7.1 Andamento delle concentrazioni delle biomasse AOB, Anammox, NOB e eterotrofi presenti nel reattore SBR sino alle condizioni di regime del sistema La parte di biomassa attiva Anammox e AOB si attesta su valori stabili dopo circa 60 giorni dall inizio del processo. È riportato anche l andamento NOB dove, dopo una crescita iniziale ne consegue un rapido dilavamento, questo è essenzialmente dovuto alle scelte di aerazione che tagliano fuori la biomassa nitrito ossidante dal reattore. 110

111 Fig. 7.2 Andamento delle concentrazioni di ammonio, nitrito e nitrato presenti nel reattore sino alle condizioni di regime del sistema Fig. 7.3 Andamento della concentrazione di azoto gassoso nel reattore SBR sino alle condizioni di regime del sistema Il sistema avente in ingresso un refluo sintetico con una concentrazione di ammonio pari a 500 mgn/l permette di ottenere, una volta raggiunte le condizioni di regime del sistema, una qualità dell effluente pienamente entro i limiti normativi imposti per lo scarico in fognatura pubblica dal D. Lgs 111

112 152/06 (cfr. Tab 1.1). È necessario sottolineare in questo caso che l elevata efficienza di rimozione dell ammonio è dovuta anche all assenza nell alimento sintetico, di eventuali sostanze inibenti per le biomasse e contiene, inoltre, tutti i nutrienti indispensabili per il metabolismo batterico. L aumento relativo alla concentrazione di nitrato è giustificato dal fatto che esso rappresenta un prodotto di reazione nella stechiometria del processo PN-Anammox. La Fig. 7.3 che riporta l andamento dell azoto gassoso è un indice utile per monitorare l attività Anammox, che si attesta costante lungo tutto il periodo esaminato e con valori compresi tra 15 e 23 mgn/l Analisi di sensitività del modello L analisi di sensitività (AS) è quel processo attraverso il quale è possibile studiare la variazione della risposta del modello (output) al variare di uno o più fattori di input (parametri e/o variabili) e discriminare tra fattori influenti e non influenti. I valori dei fattori di input del modello vengono perturbati (singolarmente, a gruppi o contemporaneamente) all interno di un fissato campo di variazione (per fissata distribuzione) al fine di identificare la sensitività per ogni fattore del modello. Il processo di AS permette di determinare, all interno di limiti ragionevoli, quali parametri o variabili di input hanno sull output del modello un effetto che può essere considerato trascurabile, significativo, lineare o non lineare. L AS può essere suddivisa, sulla base dello spazio fattoriale di interesse, in due grandi classi: analisi di sensitività locale (ASL) e analisi di sensitività globale (ASG). La prima focalizza l attenzione sull impatto locale che i fattori di input hanno sull output di un modello. In tale contesto, interessa valutare l effetto sull output del modello dovuto a variazioni dei fattori di input locali rispetto ai valori predefiniti. L analisi di sensitività globale, invece, valuta l effetto di quei fattori di input più incidenti sul sistema, dove piccole variazioni possono generare grandi perturbazioni al sistema stesso e ai relativi output Analisi di sensitività globale I principali fattori analizzati sono la concentrazione di ossigeno disciolto nel reattore, i volumi di refluo trattati e le caratteristiche del refluo in ingresso. Modificando queste principali variabili si è monitorato l output del reattore valutando i principali parametri di interesse quali: il ph, le concentrazioni di ammonio, nitrito, nitrato in uscita e le rispettive efficienze di rimozione. 112

113 La prima analisi globale del sistema è stata determinata variando la concentrazione di ossigeno disciolto tra condizioni anossiche e condizioni aerobiche (0 a 1 mg O 2/L), mantenendo costante la portata di refluo trattata pari a 1500 L/d e le caratteristiche del refluo in ingresso. In riferimento alla modalità di aerazione impostata e descritta al Paragrafo.6.3, si può affermare che la suddetta configurazione (Fig. 7.4) è quella che garantisce una stabilità del sistema per più di 60 giorni consecutivi, in termini di OD minimo e numero di fasi aerobiche. Risulta indispensabile alternare fasi aerobiche di breve durata (massimo 10 minuti) con fasi anossiche, per evitare di sottoporre la biomassa Anammox per periodi prolungati a concentrazioni di OD che risulterebbero inibenti per la biomassa stessa. Nel reattore reale questo problema è superato grazie alla presenza dei granuli, che determinano una resistenza diffusiva tale per cui la biomassa Anammox non è mai a contatto con zone aerobiche. Fig. 7.4 Andamento dell OD simulato nel reattore SBR del modello Nel caso si diminuisse l OD nelle fasi aerobiche anche solo di 0,1 mgo 2/L, il sistema risulterebbe stabile solo sino a 40 giorni con conseguente accumulo di ammonio (Fig. 7.5). Il sistema risulterebbe 113

114 invece sempre stabile nel caso si eliminasse la presenza di granuli fittizi, ripristinando la Ks, OD AOB ai valori predefiniti, 0,25 anziché 3 mgo 2/L. Fig. 7.5 Andamento delle specie azotate nel tempo con diminuzione dell OD a 0,2 mgo 2/L nelle fasi aerobiche La prova successiva è stata condotta raddoppiando la concentrazione di ossigeno da 0,3 a 0,6 mgo 2/L nelle fasi aerobiche per individuare quel valore di OD che possa mettere in crisi il sistema, precisamente il metabolismo degli Anammox. I risultati sono riportati nelle Figg. 7.6 e

115 Fig. 7.6 Andamento delle specie azotate nel tempo con raddoppio da 0,3 a 0,6 mgo 2/L nelle fasi aerobiche Fig. 7.7 Andamento delle biomasse AOB e Anammox azotate nel tempo con raddoppio da 0,3 a 0,6 mgo 2/L nelle fasi aerobiche Il sistema risulta stabile lungo tutto il periodo considerato pari a 60 giorni, si può quindi desumere che il sistema risulta resiliente ad un raddoppio della concentrazione di ossigeno. La prova successiva è stata condotta aumentando sino ad 1 mgo 2/L la concentrazione di ossigeno lasciando sempre invariato il numero di fasi aerobiche. I risultati sono riportati nelle Figg. 7.8, 7.9 e

116 Fig. 7.8 Andamento delle specie azotate nel tempo con aumento dell OD a 1 mgo 2/L nelle fasi aerobiche lasciandone invariato il numero Fig. 7.9 Andamento delle biomasse AOB e Anammox tempo con aumento dell OD a 1 mgo 2/L nelle fasi aerobiche lasciandone invariato il numero 116