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1 UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI TRENTO Facoltà di Ingegneria Corso di Laurea in Ingegneria per l'ambiente e il Territorio Tesi di Laurea INDAGINE SPERIMENTALE E MODELLAZIONE DEL PROCESSO IN ALTERNANZA PER LA RIMOZIONE DI CARBONIO E AZOTO DAI REFLUI CIVILI Relatore: Prof. Gianni Andreottola Laureando: Christof Hilber Correlatori: Ing. Paola Foladori Ing. Konrad Engl Anno Accademico

2 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina II...alla mia Angioletta

3 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina III RINGRAZIAMENTI Desidero innanzitutto ringraziare i miei genitori per avermi sempre dato la possibilità di realizzare i miei desideri. Ringrazio in modo particolare il gestore dell impianto Dr.Ing. Konrad Engl e tutto il personale per la disponibilità ed ospitalità offertami durante lo svolgimento di questa tesi di laurea. Sono particolarmente grato al prof. Gianni Andreottola e all ing. Paola Foladori per avermi seguito con pazienza e disponibilità nel corso del presente lavoro. Ringrazio inoltre l ing. Silvio Romani, l ing. Loris Dellago e la dott. Roberta Villa per la loro pronta disponibilità di aiutarmi. Ringrazio i miei compagni di studio, in particolare Jan Willeit, Marco Pezzedi, Simon Schwienbacher e Alex Doro, con i quali ho condiviso molte ore di studio. Infine ringrazio la mia ragazza Simona, mio fratello Werner, i miei zii e cugini, le mie nonne e i miei amici (TFG).

4 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina IV Indice 1 INTRODUZIONE L IMPIANTO DI DEPURAZIONE DELLA MEDIA PUSTERIA IL BACINO IDROGRAFICO SISTEMA DI RACCOLTA DELLE ACQUE VANTAGGI E SVANTAGGI DELLA COSTRUZIONE IN SOTTERRANEO DESCRIZIONE DELL IMPIANTO Le linee del depuratore Parametri di dimensionamento Valori misurati all uscita dell impianto STRATEGIE DI REGOLAZIONE DELLA PRE-DENITRIFICAZIONE Utilizzo di analizzatori online Regolazione della nitrificazione con analizzatori online Descrizione Rendimenti di rimozione Regolazione della denitrificazione con analizzatori online Descrizione Rendimenti di rimozione Regolazione della precipitazione simultanea di fosforo Descrizione Rendimento di rimozione Regolazione della portata dei fanghi di supero Regolazione del ph nel reattore biologico STRATEGIE DI REGOLAZIONE DELLA NITRIFICAZIONE-DENITRIFICAZIONE IN ALTERNANZA Premessa Software di controllo Apparecchiature Strumenti di misura Descrizione di funzionamento Regolazione dell ossigeno disciolto Fase di nitrificazione...23

5 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina V Fase di denitrificazione Regolazione sul tempo Regolazione su due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N Regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N OTTIMIZZAZIONE DELLO SCHEMA DI PROCESSO DELLA NITRIFICAZIONE-DENITRIFICAZIONE IN ALTERNANZA SCELTA DELLA REGOLAZIONE Regolazione su due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N Regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N VELOCITÀ DI NITRIFICAZIONE E DENITRIFICAZIONE Calcolo delle velocità sperimentali Variazione delle velocità di rimozione durante l anno Esempio di calcolo della velocità teorica di nitrificazione Parametri di processo Velocità di nitrificazione in funzione dei vari parametri Velocità di nitrificazione al variare del rapporto t N /t D Velocità di nitrificazione al variare della durata del ciclo Velocità di denitrificazione in funzione dei vari parametri Velocità di denitrificazione al variare del rapporto t N /t D Velocità di denitrificazione al variare della durata del ciclo EFFICIENZA DI RIMOZIONE DELL AZOTO Efficienza di rimozione in un reattore a miscelazione completa (CFST model) Efficienza di rimozione dell azoto nell impianto di depurazione della Media Pusteria Efficienza di rimozione dell azoto al variare del rapporto t N /t D Efficienza di rimozione dell azoto al variare della durata del ciclo INDAGINE SUI CARICHI APPLICATI E RIMOSSI NELLA LINEA DI TRATTAMENTO CONTRIBUTO DEI FLUSSI DI RICIRCOLO DALLA DIGESTIONE ANAEROBICA EFFICIENZA DI RIMOZIONE DEI SEDIMENTATORI Analisi di laboratorio COD... 42

6 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina VI Azoto totale e azoto ammoniacale Solidi sospesi totali e volatili (SST e SSV) Sedimentatore primario Sedimentatore secondario CARATTERIZZAZIONE DEL REFLUO INFLUENTE NELLE 24 ORE APPLICAZIONE DELLE TECNICHE RESPIROMETRICHE INTRODUZIONE IL RESPIROMETRO La configurazione Preparazione e pre-aerazione del campione Misura del consumo d ossigeno OUR (Oxygen Uptake Rate) Programma OURsys per il calcolo dell OUR FRAZIONAMENTO DEL COD INTRODUZIONE COD TOTALE COD SOLUBILE FLOCCULATO COD RAPIDAMENTE BIODEGRADABILE (RBCOD) Premessa Curva di calibrazione Determinazione dell RBCOD nel refluo sedimentato COD BIODEGRADABILE BIOMASSA ATTIVA ETEROTROFA COD SOLUBILE NON BIODEGRADABILE COD RAPIDAMENTE IDROLIZZABILE (RHCOD) COD LENTAMENTE BIODEGRADABILE (SBCOD) RISULTATI DEL FRAZIONAMENTO DEL COD Test respirometrici COD solubile non biodegradabile e RHCOD Risultato finale OSSERVAZIONI SUI RISULTATI PER IL REFLUO SEDIMENTATO PARAMETRI CINETICI CINETICA DEI SUBSTRATI CARBONIOSI... 68

7 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina VII Esecuzione Stoccaggio intracellulare di substrato carbonioso da parte dei batteri Determinazione delle costanti cinetiche Determinazione del coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi Determinazione del coefficiente di decadimento endogeno dei batteri eterotrofi (single batch test) Coefficiente di crescita specifica per i batteri eterotrofi Frazione attiva eterotrofa CINETICA DELLA NITRIFICAZIONE Esecuzione Determinazione delle costanti cinetiche Determinazione del θ di Arrhenius o Knox Coefficiente di crescita specifica per i batteri autotrofi Frazione nitrificante RISULTATI Cinetica di rimozione dei substrati nella linea in alternanza Cinetica di rimozione dei substrati nella linea con pre-denitrificazione Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea in alternanza Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea con predenitrificazione Coefficiente di decadimento endogeno dei batteri eterotrofi θ di Arrhenius o Knox Coefficiente di crescita specifica per eterotrofi e autotrofi Frazione attiva eterotrofa Frazione nitrificante Coefficiente di crescita specifica per eterotrofi ed autotrofi TEST IDRODINAMICO ASPETTI TEORICI Schemi di flusso Funzione RTD e tempo medio di ritenzione idraulica Modelli per schemi di flussi non ideali Modello costituito di una serie di reattori a miscelazione completa Spazi morti e by-pass... 97

8 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina VIII Modelli in forma discreta SCELTA DEL TRACCIANTE Criteri di scelta del tracciante Scelta del tracciante per il depuratore della Media Pusteria Determinazione della concentrazione dello ione litio Strumentazione utilizzata Metodica di analisi Calcolo della massa di LiCl necessaria ESECUZIONE DEL TEST IDRODINAMICO Preparazione del test idrodinamico Campionamento Risultati del test idrodinamico Problemi nella prova idrodinamico Concentrazione di Li + nel refluo Fenomeni di by-pass Test idrodinamico per verificare i problemi Elaborazione dei dati MODELLAZIONE E SIMULAZIONE DEL PROCESSO A FANGHI ATTIVI NELL IMPIANTO DI DEPURAZIONE DELLA MEDIA PUSTERIA MODELLI PER IL PROCESSO A FANGHI ATTIVI Activate Sludge Model N.1 (ASM1) Activate Sludge Model N.2d (ASM2d) Activate Sludge Model N.3 (ASM3) Mantis Model Two Step Mantis Model DESCRIZIONE DEL SIMULATORE USATO - GPS-X (VERSIONE 4.0) Introduzione Librerie Oggetti Influente Splitters Combiners Reattori biologici Sedimentatori

9 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina IX 9.3 MODELLAZIONE DELLA LINEA 2 FUNZIONANTE CON LO SCHEMA DI PROCESSO DELLA NITRIFICAZIONE-DENITRIFICAZIONE IN ALTERNANZA Generazione del layout e simulazione del test idrodinamico Calibrazione dell impianto di depurazione della Media Pusteria La validazione dell impianto di depurazione della Media Pusteria Frazionamento del COD Risultato della simulazione Risultati delle diverse regolazioni Concentrazioni di azoto in uscita al variare del rapporto t N /t D Concentrazioni di azoto in uscita al variare della durata del ciclo CONFRONTO TRA IL PROCESSO DI PREDENITRIFICAZIONE E QUELLO IN ALTERNANZA CONCENTRAZIONI DI AZOTO IN USCITA Ammonio e nitrati Nitriti CONCENTRAZIONI DI COD IN USCITA CONCENTRAZIONI DI BOD 5 IN USCITA CONCENTRAZIONI DI FOSFORO IN USCITA INDICE SVI CONSUMO D ARIA PARAMETRI CINETICI TABELLA RIASSUNTIVA ANALISI MICROSCOPICA Analisi del tipo del fiocco Quantificazione dei microorganismi filamentosi Determinazione soggettiva dell abbondanza dei filamenti Osservazioni e confronto tra i due schemi di processo CONCLUSIONI E SVILUPPI FUTURI BIBLIOGRAFIA

10 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 1 1 Introduzione Il processo nitrificazione-denitrificazione in alternanza è assimilabile al processo di pre-denitrificazione. Gli elevati rapporti di ricircolo dei fanghi e del liquame ossidato necessari per raggiungere soddisfacenti rendimenti di rimozione dell azoto nello schema convenzionale di pre-denitrificazione, e che portano negative implicazioni impiantistiche ed economiche, sono in questo caso raggiunti scambiando alternativamente la funzione della vasca a fanghi attivi, per l ottenimento sia della nitrificazione sia della denitrificazione. L obbiettivo principale di questa tesi di laurea è stato l ottimizzazione e la modellazione del processo in alternanza per la rimozione di carbonio e azoto nell impianto di depurazione della Media Pusteria. Nella prima fase di questo lavoro sono stati studiati i parametri operativi essenziali, legati alla durata del ciclo di nitrificazione e denitrificazione, e al periodo di aerazione. In un secondo tempo sono stati sperimentati sull impianto reale le varie possibilità di regolazione della linea in alternanza. Nella seconda fase della tesi di laurea è stato simulato il processo della nitrificazione-denitrificazione in alternanza mediante il software GPS-X della Hydromantis. Lo scopo principale della modellazione è stata la verifica dei risultati ottenuti sperimentalmente nell ottimizzazione del processo. Inoltre, per la corretta esecuzione della simulazione è stato necessario effettuare dei test respirometrici per la determinazione dei parametri cinetici e il frazionamento del COD, e un test idrodinamico per la verifica del comportamento idrodinamico della vasca biologica. Dopo la calibrazione si è passati alla validazione dell impianto di depurazione per trovare una conferma reale del modello. Nell ultima fase sono stati simulati sul modello validato le varie regolazioni, sperimentate sull impianto reale.

11 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 2 2 L impianto di depurazione della Media Pusteria 2.1 Il bacino idrografico 14 comuni della Val Pusteria (provincia di Bolzano) sono allacciati al depuratore della Media Pusteria. Il bacino idrografico ha una superficie di 900 km 2, che corrisponde al 10 % della superficie totale dell Alto Adige. Al momento dell avviamento dell impianto nel 1996 furono allacciati i comuni S. Lorenzo, Brunico, Perca, parti di Valdaora e Rasun Anterselva, mentre nel 1997 seguirono Campo Tures, Valle Aurina fino a Cadipietra e le parti mancanti di Rasun Anterselva ed infine, nel 1998, i comuni Predoi e Selva Molini. Nell anno 2000 furono allacciati i comuni di Marebbe, La Valle e San Martino. Figura 1: Bacino idrografico dell impianto di depurazione della Media Pusteria. L impianto di depurazione della Media Pusteria è un impianto per il trattamento delle acque reflue a fanghi attivi per la rimozione combinata di azoto e fosforo. Data la costruzione in sotterraneo si sono rese necessarie particolari misure di sicurezza per la sua realizzazione. L impianto di ventilazione produce un ricambio dell aria da una a sei volte in un ora. Il funzionamento dell intero impianto viene costantemente

12 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 3 verificato mediante un sofisticato sistema di controllo con sensori termometri ed igrometri. Figura 2: L impianto di depurazione costruito in sotterraneo.

13 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 4 Figura 3: Il bacino idrografico dell impianto di depurazione della Media Pusteria.

14 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Sistema di raccolta delle acque Una parte della rete di raccolta delle acque avviene ancora oggi con il sistema misto: l opera di risanamento e di rinnovamento in corso delle fognature prevede la progressiva sostituzione del sistema misto esistente con il sistema separato. Fino alla definitiva separazione delle acque bianche dalle acque nere si sono previste opportune vasche d accumulo e di regolazione. Il sistema misto rimarrà attivo solo nella zona urbana della città di Brunico. Collettore principale: lunghezza totale diametri ca. 90 km tra mm Collettori secondari (trasporto e convogliamento): lunghezza totale diametri ca. 90 km tra mm Tabella 1: Caratteristiche delle fognature. 2.3 Vantaggi e svantaggi della costruzione in sotterraneo La soluzione di una costruzione sotterranea è sorta principalmente per le difficoltà relative all ubicazione. Il notevole afflusso turistico nel bacino idrografico della Media Pusteria del resto ha reso urgenti i provvedimenti contro l inquinamento del fiume Rienza che percorre l intera Val Pusteria. Fu così proposta l idea di costruire l impianto di depurazione in forma di impianto sotterraneo. Vantaggi della costruzione in sotterraneo: 1. risparmio di prezioso terreno coltivabile che nelle zone alpine ha un alto valore; 2. esecuzione dei lavori indipendente dalle condizioni atmosferiche; 3. accettazione dell impianto da parte della popolazione; 4. grazie alla ventilazione forzata si riescono a tenere sotto controllo gli odori;

15 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 6 5. nessuna difficoltà nell esercizio invernale (accessibilità alle vasche, ecc.); 6. nessuna difficoltà in caso di vento (aerosol e fanghi galleggianti); 7. nessuna formazione di alghe nelle canalette grazie alla mancanza di luce solare; 8. le opere civili e le opere elettromeccaniche hanno un tempo di ammortizzazione più lungo grazie alla temperatura costante in sotterraneo e l assenza di eventi meteorici; il collettore di adduzione venne realizzato a pelo libero; in altri casi sarebbe stata necessaria una stazione di sollevamento. Svantaggi della costruzione in sotterraneo: 1. costi di costruzione più elevati a causa degli scavi e dei confinamenti delle rocce 2. costi di gestione più elevati a causa della necessaria ventilazione forzata. 2.4 Descrizione dell impianto Le linee del depuratore Nella galleria centrale, la griglia grossolana (spaziatura 15 mm), il dissabbiatore e disoleatore, la griglia fine (spaziatura 6 mm), la coclea di trasporto, l impianto lavaggio sabbia e la compattatrice con lavaggio del grigliato integrato, sono stati realizzati su due linee. Segue quindi la divisione in quattro linee costituite da: due vasche di sedimentazione primaria, vasca d ossidazione tipo plug-flow con denitrificazione e nitrificazione e due vasche di sedimentazione secondaria per ciascuna linea.

16 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 7 Pretrattamenti Grigliatura grossolana Spaziatura 15 mm Grigliatura fine Spaziatura 6 mm Dissabbiatura aerata e disoleatura 2 x 200m³ Sedimentazione primaria 8 x 260m³ = 2.080m³ (tempo di ritenzione: ca. 1 h) Trattamento biologico Denitrificazione 4 x 3.250m3 = m3 4 x 6.350m3 = m3 Nitrificazione (tempo di ritenzione: ca. 3,7 h aerazione mediante piastre Messner) 8 x 1.400m3 = m3 Sedimentazione secondaria (carico superficiale ca. 0,75 m/h - tempo di ritenzione: ca. 2,8 h) Tabella 2: Caratteristiche della linea acque dell impianto di depurazione della Media Pusteria. Le linee 3 e 4 funzionano con lo schema di processo della pre-denitrificazione; invece da fine novembre del 2001 la linea 2 viene regolata con la nitrificazionedenitrificazione in alternanza. La linea 1 non è in funzione (Figura 4).

17 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 8 Figura 4: Schema delle 4 linee. Il dosaggio dei precipitanti avviene nell ultimo terzo della nitrificazione. Gli impianti di dosaggio del latte di calce e dei precipitanti, l impianto di ventilazione e lo Scrubber (lavaggio biologico e chimico dell'aria) sono montati nella galleria centrale. La linea dei fanghi è costituita da quattro preispessitori, due digestori anaerobici, tre postispessitori e due nastropresse. L impianto di essiccamento è in funzione dal mese di febbraio dell anno Il biogas prodotto nei digestori viene utilizzato in un impianto di cogenerazione che può fornire una potenza elettrica di 150 kw e produce energia elettrica (30 % del fabbisogno) ed energia termica (100 % del fabbisogno) per il riscaldamento del fango, della galleria e degli uffici. L intero schema di flusso dell impianto relativo sia alla linea acque che alla linea fanghi è descritto in Figura 5.

18 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 9 Figura 5: Schema del processo della pre-denitrificazione Parametri di dimensionamento L impianto è stato dimensionato per una potenzialità, in termini di carico idraulico, di abitanti equivalenti (Tabella 3). Potenzialità (carico idraulico) abitanti equivalenti Dotazione specifica acque reflue 300 l ab -1 d -1 Portata tempo secco Portata tempo piovoso 570 l/s l/s Afflusso giornaliero acque reflue m 3 /d Tabella 3: Parametri idraulici di dimensionamento dell impianto ARA Tobl (BZ). Il carico biologico che si riferisce alle norme ATV (Arbeitsblatt A 131) è riportato in Tabella 4:

19 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 10 Potenzialità (carico biologico) abitanti equivalenti BOD Carico procapite: Carico giornaliero 60 g ab -1 d kg/d COD Carico procapite: Carico giornaliero 110 g ab -1 d kg/d TKN Carico procapite: Carico giornaliero 12 g ab -1 d kg/d Ntotale kg/d Ptotale Carico procapite: Carico giornaliero 3 g ab -1 d kg/d Tabella 4: Carico biologico di dimensionamento dell impianto di depurazione della Media Pusteria (BZ). Nella seguente tabella viene riportato il confronto tra i limiti allo scarico previsti dalle diverse normative e quelli di progetto:

20 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 11 Parametri Tabella A Legge 319/76 Direttiva Europea CEE 271/91 Legge provinciale (BZ) Progettazione dell impianto [mg/l] [% rimozione] [mg/l] [% rimozione] [mg/l] [% rimozione] [mg/l] [% rimozione] BOD (1) 15 COD (2) 75 N tot (3) P tot (4) 1 SST (5) 30 NH 4 -N 15 NO 3 -N 20 NO 2 -N 0,6 Tabella 5: Confronto tra i limiti allo scarico nelle diverse normative e quelli di progetto Valori misurati all uscita dell impianto Nella tabella 6 sono elencati i valori medi annuali in ingresso ed in uscita del depuratore: I valori riportati devono essere rispettati come media annuale e giornaliera. (1) L abbattimento del 90 % vale soltanto per valori di concentrazione in ingresso > 250 mg/l. (2) L abbattimento del 80 % vale soltanto per valori di concentrazione in ingresso > 500 mg/l. (3) L abbattimento del 80 % vale soltanto per valori di concentrazione in ingresso > 50 mg/l. (4) L abbattimento del 90 % vale soltanto per valori di concentrazione in ingresso > 10 mg/l. (5) L abbattimento del 90 % vale soltanto per valori di concentrazione in ingresso > 350 mg/l. I valori limite riferiti al Ntot valgono soltanto per temperatura del refluo in ingresso alla vasca biologica > 12 C (Legge provinciale). Per il dimensionamento dell impianto è stata presa una temperatura del refluo di 10 C.

21 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 12 Anno BOD [mg/l] COD [mg/l] N totale [mg/l] P totale [mg/l] Entrata Uscita Entrata Uscita Entrata Uscita Entrata Uscita Tabella 6: Valori in entrata ed all uscita del depuratore. 2.5 Strategie di regolazione della pre-denitrificazione Utilizzo di analizzatori online Presso l impianto di depurazione della Media Pusteria sono installati sei analizzatori online, i quali sono integrati nel sistema di controllo automatico non solo per il controllo bensì anche per la regolazione automatica della nitrificazione, denitrificazione e precipitazione del fosforo. Il flusso da analizzare viene prelevato in 12 punti differenti dell impianto. Tramite pompe e condotte (lunghezza totale di m) i campioni vengono pompati alle apparecchiature di misura. All ingresso ed all uscita dell impianto viene misurata e registrata la concentrazione di PO 4 -P. I valori misurati possono essere utilizzati per il controllo dei fosfati in uscita regolando il dosaggio dei reattivi chimici. Altri due analizzatori misurano in automatico le concentrazioni di NH 4 -N e NO 3 -N in uscita del depuratore. Alla fine della nitrificazione di ogni linea viene misurata online la concentrazione di NH 4 -N; questo valore regola il contenuto d ossigeno nelle vasche d ossidazione. Alla fine della denitrificazione viene misurata online la concentrazione di NO 3 -N, la quale regola automaticamente le pompe di ricircolo interno. L alternanza delle linee viene gestita in automatico. La durata di un ciclo di misura è di 30 minuti. Nella tabella 7 sono elencati gli analizzatori con il punto di prelievo dei campioni e il modo di misura.

22 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 13 Punto di prelievo Misura Numero pompe di prelievo Condotte per ogni punto di prelievo Uscita depuratore Uscita depuratore Uscita depuratore Uscita vasca Denitrificazione Uscita vasca Nitrificazione Uscita vasca Nitrificazione PO 4 -P spettrofotometro NH 4 -N sensore gas NO 3 -N elettrodo ione selettivo NO 3 -N elettrodo ione selettivo PO 4 -P spettrofotometro NH 4 -N sensore gas 2 20 m m m Tabella 7: Analizzatori online del depuratore Regolazione della nitrificazione con analizzatori online Descrizione All uscita della vasca di nitrificazione viene misurata online la concentrazione di NH 4 - N. In base al valore misurato di NH 4 -N il sistema di controllo automatico imposta il valore nominale dell ossigeno, tenendo presente che le linee possono essere regolate indipendentemente l una dalle altre. Se la concentrazione di NH 4 -N misurata è inferiore ad un valore minimo impostabile (1 mg/l), il sistema di controllo automatico (PLC) impone una concentrazione minima, anch essa impostabile, di ossigeno disciolto nella vasca biologica (0.8 mg/l). Se la concentrazione di NH 4 -N misurata è superiore ad un valore massimo impostabile (2 mg/l), il sistema di controllo automatico (PLC) impone un concentrazione massima di ossigeno disciolto (2.5 mg/l). Se la concentrazione di NH 4 -N misurata si trova tra i due valori limiti (1.0 < NH 4 -N < 2.0), il sistema di controllo automatico impone una concentrazione media di ossigeno disciolto (1.5 mg/l). La concentrazione di ossigeno disciolto impostata regola, tenendo conto del gradiente rispetto al valore misurato, le valvole a

23 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 14 diaframma nelle condotte d aerazione, che terminano in un collettore, sul quale è inserito un misuratore di pressione. La regolazione dei compressori tramite variatori di frequenza avviene utilizzando un valore costante della pressione. Nel caso che ci fosse una differenza fra il valore della pressione misurato ed il valore imposto, la velocità dei compressori viene aumentata oppure diminuita. Nella gestione è stato dimostrato che tramite l applicazione di questa regolazione si riesce ad ottenere una nitrificazione pressoché totale, utilizzando nella maggior parte del processo (per circa il 70 % del tempo) un valore della concentrazione d ossigeno minimo, pari a mg/l. Figura 6: Schema della regolazione della nitrificazione Rendimenti di rimozione La strategia di regolazione sopra indicata ha portato risultati ottimi sia riguardo ai rendimenti di rimozione che alla riduzione dei costi. Il rendimento medio degli ultimi anni del 98 % relativo al valore di NH 4 -N è notevole, tenendo conto del fatto che la temperatura delle acque in ingresso dell impianto per 5 mesi all anno risulta < 12 C. Nella tabella 8 sono elencati i valori medi annuali in ingresso ed in uscita del depuratore.

24 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 15 Anno NH 4 -N [mg/l] Rendimento di rimozione Entrata Uscita [%] Tabella 8: Rendimenti di rimozione dell azoto ammoniacale Regolazione della denitrificazione con analizzatori online Descrizione Alla fine della vasca di denitrificazione la concentrazione di NO 3 -N viene misurata in continuo. In base ai valori misurati di NO 3 -N il sistema di controllo automatico regola le pompe di ricircolo. Se il valore effettivo di NO 3 -N è inferiore ad un valore di riferimento impostabile (attualmente di 3 mg/l), le pompe vengono regolate sul minimo (100 % della portata d ingresso). Se il valore effettivo di NO 3 -N è superiore ad un valore di riferimento impostabile (3 mg/l), le pompe vengono regolate sul massimo (400 % della portata d ingresso). Se tuttavia il valore effettivo dovesse rimanere superiore al valore di riferimento verrebbero automaticamente by-passate le vasche di sedimentazione primaria per avere maggiori quantità di carbonio nelle vasche di denitrificazione.

25 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 16 Figura 7: Schema di regolazione della denitrificazione Rendimenti di rimozione Con questo tipo di regolazione si riescono a garantire bassi i valori di NO 3 -N in uscita del depuratore. Nella tabella 9 sono riportati i valori medi annuali dei nitrati e dell azoto totale in ingresso ed in uscita del depuratore. Anno NO 3 -N [mg/l] N totale [mg/l] Entrata Uscita Entrata Uscita Tabella 9: Valori delle concentrazioni di nitrati e azoto totale in entrata ed all uscita.

26 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Regolazione della precipitazione simultanea di fosforo Descrizione All uscita della vasca di nitrificazione viene misurato in continuo la concentrazione di PO 4 -P. Il dosaggio dei precipitanti avviene nell ultimo terzo della vasca di nitrificazione. Le pompe di dosaggio controllate da inverter possono essere regolate secondo i seguenti criteri: in base alla portata d ingresso (con percentuale impostabile secondo la portata) in base a una concentrazione impostabile di PO 4 -P in uscita della vasca di ossidazione in base al carico di PO 4 -P in ingresso in base a un carico massimo impostabile di PO 4 -P in uscita dell impianto in base a un tempo di attacco e stacco delle pompe. Figura 8: Schema di regolazione della precipitazione simultanea del fosforo Durante la gestione è stato osservato che il dosaggio dei precipitanti in base alla concentrazione impostabile di PO 4 -P in uscita è il metodo più idoneo per ottimizzare la rimozione del fosforo.

27 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Rendimento di rimozione Con questo tipo di regolazione si ottengono basse concentrazioni di PO 4 -P in uscita del depuratore. In Tabella 10 sono elencati i valori medi annuali in entrata ed in uscita del depuratore. PO 4 -P P totale Anno Entrata Uscita Abbattimento Entrata Uscita Abbattimento [mg/l] [mg/l] [%] [mg/l] [mg/l] [%] Tabella 10: Rendimenti di rimozione del fosforo Regolazione della portata dei fanghi di supero Il fango di supero viene prelevato dal flusso del fango di ricircolo. Nella vasca di nitrificazione è installata una sonda di misura dei solidi sospesi totali, i cui valori vengono registrati dal sistema di controllo. La regolazione delle pompe dei fanghi di supero, che sono controllate da inverter, avviene in automatico in base ad un valore di solidi sospesi totali preimpostato. In funzione della differenza tra il valore misurato e quello prefissato viene estratto più o meno fango di supero, garantendo sempre l allontanamento di una quantità minima giornaliera. Oltre a questa possibilità i fanghi di supero vengono regolati in base ai seguenti parametri: rispetto a una quantità giornaliera impostabile rispetto a un tempo di attacco e stacco delle pompe rispetto un età impostabile del fango: il sistema di controllo automatico, tenendo conto del valore dei solidi sospesi totali del fango di supero del giorno precedente e della concentrazione dei solidi sospesi totali nella vasca biologica,

28 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 19 misurata in continuo, calcola la quantità di fango di supero della giornata successiva in base all età prefissata dei fanghi. Figura 9: Schema di regolazione dei fanghi di supero Regolazione del ph nel reattore biologico Nelle vasche d ossidazione è installato un misuratore di ph. Nel sistema di controllo automatico viene imposto un valore nominale del ph. Le pompe di dosaggio di calce vengono regolate in relazione al gradiente rispetto a questo valore. A monte delle pompe si trova una stazione di preparazione della soluzione di latte di calce. Il dosaggio della calce è indispensabile per mantenere un ph uguale a 7 e per garantire il corretto funzionamento della nitrificazione. Figura 10: Schema di regolazione del ph.

29 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Strategie di regolazione della nitrificazionedenitrificazione in alternanza Le regolazioni della precipitazione simultanea del fosforo e della portata del fango di supero rimangono le stesse rispetto alla pre-denitrificazione; invece nella linea funzionante in alternanza non c è la regolazione del ph nel comparto biologico (manca il dosaggio di calce) Premessa Prima della messa in funzione della linea 2 la vasca di ossidazione è stata attrezzata con piastre Messner per poter implementare il processo in alternanza. Utilizzando delle sonde di misura online di NO 3 -N e NH 4 -N, poste in uscita dalla vasca di ossidazione, è stato possibile realizzare il processo in alternanza. Si tratta di sonde online che operano senza cicli di misura e quindi in grado di controllare in continuo il funzionamento temporizzato della nitrificazione e denitrificazione. I test di funzionamento con relative verifiche hanno dimostrato che questi strumenti sono affidabili e precisi. Figura 11: Schema di regolazione della nitrificazione-denitrificazione in alternanza.

30 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Software di controllo Poiché si desiderava avere la possibilità di utilizzare nella linea 2 sia la predenitrificazione sia la nitrificazione-denitrificazione in alternanza, è stato inserito nel programma di gestione un opzione che prevedeva il funzionamento in alternanza. In Figura 12 è mostrata la schermata, nella quale il personale può impostare i vari parametri operativi. Figura 12: Parametri per il funzionamento in alternanza.

31 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Apparecchiature Nel funzionamento in alternanza alcune apparecchiature devono essere disattivate rispetto a quello che avviene nello schema di pre-denitrificazione. In particolare si opera su: Mixer della zona di denitrificazione Pompe di ricircolo dei nitrati Strumenti di misura Nella linea 2 funzionante in alternanza è stata prevista l installazione dei seguenti strumenti di misura: due sonde online per la misura dell ossigeno disciolto: O 2 T 3601 e O 2 T 3602 sonda online per la misura simultanea di NH 4 -N e NO 3 -N: NO 3 -NT 3602 e NH 4 - NT 3602 Figura 13: Andamento della concentrazione di NH 4 -N (in nero) e NO 3 -N (in blu) e dello stato dei compressori.

32 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Descrizione di funzionamento Regolazione dell ossigeno disciolto Fase di nitrificazione Durante il periodo di nitrificazione l ossigeno disciolto (O 2 T 3601 e O 2 T 3602) può essere prefissato a seconda della concentrazione di NH 4 -N che si riscontra all uscita della vasca biologica, con la possibilità di prefissare set-point diversi per le due sonde. Se la concentrazione di NH 4 -N misurata è inferiore ad un valore minimo impostabile (0.5 mg/l), il sistema di controllo automatico (PLC) impone una concentrazione minima, anch essa impostabile, di ossigeno disciolto nella vasca biologica (1 mg/l). Se la concentrazione di NH 4 -N misurata è superiore ad un valore massimo impostabile (2 mg/l), il sistema di controllo automatico (PLC) impone un concentrazione massima di ossigeno disciolto (2 mg/l). Se la concentrazione di NH 4 - N misurata si trova tra i due valori limiti (1.0 < NH 4 -N < 2.0), il sistema di controllo automatico impone una concentrazione media di ossigeno disciolto (1.5 mg/l). La regolazione delle soffianti avviene in funzione della portata d aria e della pressione, come per le altre linee.

33 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 24 Figura 14: Schermata di controllo per la regolazione dell ossigeno disciolto Fase di denitrificazione Durante la fase di denitrificazione i valori di ossigeno disciolto vengono misurati ed indicati dal software, ma non utilizzati (O 2 T 3601 e O 2 T 3602). Per evitare la sedimentazione del fango nel periodo in cui le soffianti sono spente, vengono accese e spente 1 o 2 soffianti, potendo impostare dal sistema di controllo automatico sia il tempo di accensione sia il tempo di spegnimento dei compressori Regolazione sul tempo Sulla pagina video del software di controllo possono essere impostate 24 temporizzazioni, per le quali si possono prefissare liberamente nell arco di tutta la giornata orari e tempistiche della nitrificazione. Si possono quindi impostare la

34 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 25 durata del ciclo e i tempi di lavoro della nitrificazione per tutta la giornata; ad esempio (N=Nitrificazione, DN=Denitrificazione): ore fino ore (impostabile); tempo N: 90 minuti (impostabile), tempo residuo è DN. ore fino ore (impostabile); tempo N: 90 minuti (impostabile), tempo residuo è DN Regolazione su due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N I due set-point delle sonde NO 3 -NT 3602 e NH 4 -NT 3602 determinano i tempi di nitrificazione e denitrificazione. Se il valore di NH 4 -NT 3602 è superiore al set-point massimo impostabile (ad esempio 3.00 mg/l) e il valore di NO 3 -NT 3602 è inferiore al set-point minimo (ad esempio 0.50 mg/l) inizia il periodo di nitrificazione. Se il valore di NH 4 -NT 3602 è inferiore al set-point minimo (ad es mg/l) e il valore di NO 3 -NT 3602 è superiore al set-point massimo (ad es mg/l) inizia il periodo di denitrificazione Regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N Sulla pagina video può essere impostato la regolazione sul tempo ( ) con i cicli di nitrificazione e denitrificazione. Inoltre può essere impostato un set-point della sonda NH 4 -NT Se il valore di NH 4 -NT 3602 è inferiore al set-point minimo impostabile inizia la nitrificazione.

35 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 26 3 Ottimizzazione dello schema di processo della nitrificazione-denitrificazione in alternanza 3.1 Scelta della regolazione Regolazione su due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N Questo tipo di regolazione si è dimostrato molto efficiente e semplice per carichi inquinanti costanti nel tempo. Nella Figura 15 si possono vedere i cicli di nitrificazione e denitrificazione regolati con due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N, che presentano i seguenti valori: NH 4 -N min = 0.7 mg/l NO 3 -N min = 1 mg/l NH 4 -N max = 1 mg/l NO 3 -N max = 6 mg/l Figura 15: Regolazione su due set-point di NO 3 -N e NH 4 -N per carichi costanti nel tempo. Nel momento in cui si raggiunge un set-point il sistema biologico presenta un inerzia, per cui i valori misurati possono essere inferiori o superiori al set-point minimo e massimo rispettivamente.

36 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 27 A causa della variabilità dei carichi applicati durante l anno nell impianto di depurazione della Media Pusteria (soprattutto per l afflusso turistico) questo tipo di regolazione non è risultato molto adatto. Come si può vedere dall andamento delle concentrazioni di ammonio e di nitrato (Figura 16), con un aumento del carico applicato la regolazione dei cicli di nitrificazione e denitrificazione non è più sotto controllo. Si può osservare un aumento della concentrazione di ammonio nel tratto di aerazione. Di conseguenza non può mai essere raggiunto il set-point minimo di ammonio. Figura 16: Problema con la regolazione su due set-point di NH 4 -N e NO 3 -N (dati di fine dicembre) Regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N La regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N si è rilevata la più efficiente, non soltanto in termini di efficienza di rimozione dell azoto, ma anche in termini di affidabilità di gestione. La sola regolazione sul tempo ha permesso di avere cicli di nitrificazione e denitrificazione regolari. Il set-point di ammonio serve soprattutto per migliorare l efficienza di rimozione dell azoto. Nel caso che il carico di ammonio in entrata fosse basso si potrebbe prolungare in questo modo il ciclo della denitrificazione e abbattere di più la concentrazione dei nitrati. Nella seguente figura si può vedere la

37 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 28 regolazione sul tempo (durata dei cicli della nitrificazione e denitrificazione uguale a 2 ore) e su un set-point di ammonio pari a 1.3 mg/l. Figura 17: Regolazione sul tempo e su un set-point di NH 4 -N. 3.2 Velocità di nitrificazione e denitrificazione Calcolo delle velocità sperimentali Il sistema di controllo automatico si calcola dai valori misurati dalla sonda online un valore medio per ogni 15 minuti. I valori medi di nitrati sono quindi la base per il calcolo delle velocità di nitrificazione e denitrificazione.

38 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 29 8,00 7,00 NH 4 -N,NO 3 -N [mg/l] 6,00 5,00 4,00 3,00 2,00 1,00 NO3-N NH4-N 0, Tempo [h] Figura 18: Valori medi di NH 4 -N e NO 3 -N calcolati dal sistema di controllo ogni 15 minuti. Per rendere più pratica l elaborazione è stato sviluppato un algoritmo che calcola dai singoli tratti della nitrificazione e della denitrificazione le velocità (pendenza dei singoli tratti) e le corrispondenti durate dei cicli. Da questi valori si possono calcolare le velocità medie giornaliere in mgno 3 -N/(l*h). Dividendo le velocità trovate per i solidi sospesi totali, misurati da una sonda online, si ottengono le velocità specifiche di nitrificazione e denitrificazione in mgno3-n/(sst*h). Per eliminare la dipendenza dalla temperatura le velocità vengono riferite a una temperatura media (12.9 C) utilizzando l espressione di Arrhenius Variazione delle velocità di rimozione durante l anno Le velocità di rimozione dei substrati seguono l andamento dell equazione di Michaelis-Menten: ν T, ph ( 2.35 Ks 2.35 θ θ ph 7.2) ( T 20) = ν 20,7.2 ( ph 7.2) ( T 20) S + S nella quale i parametri fondamentali sono il ph, la temperatura (T) e la concentrazione del substrato (S). Alla fine della vasca biologica nella linea in alternanza, dov è posizionata la sonda online, si hanno per quasi tutto l anno condizioni di substrato limitante che

39 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 30 comportano una diminuzione delle velocità di rimozione. Questo vuol dire che si hanno durante l anno variazioni delle velocità di rimozione al variare del substrato entrante. Inoltre si ha un aumento della velocità di rimozione con l aumento della temperatura nei mesi estivi. Il ph, che rimane pressoché costante durante l anno ed é pari a circa 6.5, causa un diminuzione della velocità di rimozione. Per questi motivi le velocità di rimozione ricavate sperimentalmente nei diversi mesi non possono essere confrontati. A questo punto le analisi si possono fare soltanto su periodi di tempo nei quali i parametri sopra indicati rimangono costanti Esempio di calcolo della velocità teorica di nitrificazione La velocità teorica di nitrificazione nella vasca biologica può essere calcolata con l equazione di Michaelis-Menten. La velocità massima di rimozione dell ammonio può essere ricavata mediante il test respirometrico. Per quest esempio si assumono i seguenti parametri corrispondenti al 19 aprile del 2002: ν max = 80.1 mgnh 4 -N/(mgSSV*d), ph = 6.4, T = C, S = 7.11 mgnh 4 -N/l, K s = 0.63 mg/l, θ = ν T,pH ( ) ( ) = 80.1 = mgnh4 /(mgssv d) ( ) ( ) Considerando un rapporto tra i solidi sospesi volatili e quelli totali pari a circa 72% si ottiene una velocità teorica di nitrificazione uguale a 0.66 mgnh 4 -N/(mgSST*d). νmax= 80.1 mgnh4-n/(mgssv*d) ph = 6.4 T = C S = 7.11 mgnh4-n/l Ks = 0.63 mgnh4-n/l θ = SSV/SST = 71.8 % ν N = mgnh4-n/(mgssv*d) ν N = 0.91 mgnh4-n/(mgssv*h) ν N = 0.66 mgnh4-n/(mgsst*h) Tabella 11: Velocitá teorica di nitrificazione per il 19 aprile 2002.

40 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 31 Nello stesso tempo si è calcolata la velocità sperimentale di nitrificazione che risulta uguale a ν calcolato = 0,61 mgno 3 -N/(mgSST*d). Si può osservare la buona corrispondenza tra la velocità di nitrificazione ricavata sperimentalmente e quella calcolata teoricamente Parametri di processo I seguenti parametri di regolazione influenzano le velocità di nitrificazione e denitrificazione: t n * = t n /t c (rapporto tra il periodo di nitrificazione e la durata del ciclo) t n ' = t n /t d (rapporto tra il periodo di nitrificazione e quello di denitrificazione) t c * = t c /t h (rapporto tra la durata del ciclo e il tempo medio di residenza idraulica) Velocità di nitrificazione in funzione dei vari parametri Velocità di nitrificazione al variare del rapporto t N /t D Nelle due seguenti figure si può vedere che la velocità massima di nitrificazione si ottiene con un rapporto t N /t D uguale a 1. 1,20 velocitá di nitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 1,10 1,00 0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 t N /t D [-] Figura 19: Velocità di nitrificazione al variare del rapporto t N /t D nei mesi di febbraio e inizio marzo (elevato carico applicato).

41 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 32 0,80 velocitá di nitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 0,75 0,70 0,65 0,60 0,55 0,50 0,45 0,40 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 t N /t D [-] Figura 20: Velocità di nitrificazione al variare del rapporto t N /t D nel mese di aprile (basso carico applicato). Confrontando i valori riportati in Figura 19 e 20 si può osservare un aumento della velocità di nitrificazione all aumentare del carico applicato all impianto. Le velocità massime variano da 0.6 a 1.1 mgno3-n/(gsst*h) rispettivamente per il periodo a basso carico e ad alto carico Velocità di nitrificazione al variare della durata del ciclo Dalle analisi fatte risulta che la durata del ciclo influenza molto meno la velocità di nitrificazione rispetto al rapporto t N /t D. Si è visto che la velocità rimane pressoché costante al variare della durata del ciclo.

42 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 33 0,80 velocitá di nitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 0,00 0,04 0,08 0,12 0,16 0,20 0,24 0,28 t C /HRT [-] Figura 21: Velocità di nitrificazione al variare della durata del ciclo nel mese di aprile (basso carico applicato) Velocità di denitrificazione in funzione dei vari parametri Velocità di denitrificazione al variare del rapporto t N /t D La velocità di denitrificazione ha un andamento simile a quello della velocità di nitrificazione al variare del rapporto t N /t D ; ha il suo massimo a t N /t D uguale a 1. 1,20 velocitá di denitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 1,10 1,00 0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 t N /t D [-] Figura 22: Velocità di denitrificazione al variare del rapporto t N /t D nei mesi di febbraio e inizio marzo (elevato carico applicato).

43 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Velocità di denitrificazione al variare della durata del ciclo La velocità di denitrificazione al contrario di quella di nitrificazione varia al variare della durata del ciclo. Come si può vedere nelle due seguenti figure essa aumenta al diminuire del rapporto tra durata del ciclo t C e il tempo di residenza idraulica HRT. 1,20 velocitá di denitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0,00 0,04 0,08 0,12 0,16 0,20 0,24 0,28 t C /HRT [-] Figura 23: Velocità di denitrificazione al variare della durata del ciclo nei mesi di febbraio e inizio marzo (elevato carico applicato). 0,70 velocitá di denitrificazione [mgno 3 -N/(gSST*h)] 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 0,00 0,04 0,08 0,12 0,16 0,20 0,24 0,28 t C /HRT [-] Figura 24: Velocità di denitrificazione al variare della durata del ciclo nel mese di aprile (basso carico applicato).

44 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Efficienza di rimozione dell azoto Di seguito viene definito un parametro che tiene conto della variabilità del carico applicato durante l anno Efficienza di rimozione in un reattore a miscelazione completa (CFST model) Un tipico profilo dell ossigeno disciolto, dell ammonio e dei nitrati nel funzionamento in alternanza è illustrato nella seguente figura: Figura 25: Tipica variazione delle concentrazioni di ossigeno disciolto, ammonio e nitrati nel funzionamento in alternanza. Per dimostrare i parametri essenziali del processo di nitrificazione e denitrificazione in alternanza vengono discussi gli aspetti teorici del funzionamento usando il modello CFST. Il bilancio di massa nella fase aerobica ed anossica porta alle seguenti relazioni: nella fase aerobica: dc dt ( C C ) ν X Q = NH4,0 NH4 n (1) V NH 4

45 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 36 dc dt Q = CNO + νn X (2) 3 V NO 3 nella fase anossica: dc NH 4 dt ( C C ) Q = NH 4,0 NH (3) 4 V dc NO3 dt Q = C NO ν 3 d V X (4) dove C NH4 è la concentrazione di ammonio nel reattore e nell effluente, C NO3 la concentrazione dei nitrati nel reattore e nell effluente, C NH4,0 la concentrazione di ammonio influente, v n e v d le specifiche velocità di nitrificazione e denitrificazione, X la massa dei solidi sospesi totali nel reattore biologico, t c e t a la durata del ciclo e il periodo di aerazione, Q la portata e V il volume del reattore. Assumendo le condizioni cicliche presentate nella Figura 25, le condizioni iniziali per le equazioni sono le seguenti: t = 0 : C NH4 = C NH4,c C NO3 = C NO3,c t = t A C NH4 = C NH4,a C NO3 = C NO3,a Le soluzioni per queste equazioni differenziali, assumendo una portata e una concentrazione influente costante, sono le seguenti: nella fase aerobica: t t t ( ) t h CNH t c h n X e 4, = h CNH CNH e c + ν 1 (5) 4 4, t t = th + th C NO C NO e t c h ν n X 1 e (6) 3 3, nella fase anossica: t ta t ta = th + th C NH CNH e C a NH 1 e (7) 4 4, 4, c t ta t ta = th th C NO C NO e t a h ν d X 1 e (8) 3 3,

46 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 37 Dalle equazioni (5) e (7) si può ricavare la quantità di azoto nitrificato in un ciclo. Nello stesso modo può essere ricavata la quantità di azoto denitrificato dalle equazioni (6) e (8). Per un tempo di residenza idraulico lungo si può assumere la relazione t a /t h < t c /t h << 1. Alla fine le quantità ricavate sono le seguenti: quantità di azoto nitrificato in un ciclo = v n *X*V*t a (9) quantità di azoto denitrificato in un ciclo = v d *X*V*(t c -t a ) (10) Uno specifico valore di t a può essere determinato eguagliando le equazioni (9) e (10): ν n t c t a ' = ν + ν n d Nel caso che t a <t a la nitrificazione limita la rimozione dell azoto, nell altro caso (t a >t a ) è invece la denitrificazione a limitare la rimozione. Di conseguenza l efficienza di rimozione dell azoto totale può essere definita come: ν n X V t E = Q c t NH 4,0 a c per t a * t a * ν d E = X V ( t Q c NH 4,0 c t ) t c a per t a * t a * dove t a * = t a /t c e t c * = t c /t h. `È evidente che i parametri adimensionali t a * e t c * sono fondamentali e rilevanti per la rimozione dell azoto nel funzionamento in alternanza Efficienza di rimozione dell azoto nell impianto di depurazione della Media Pusteria L approccio teorico descritto nel precedente paragrafo per un reattore a miscelazione completa è stato applicato al reattore biologico funzionante in alternanza dell impianto di depurazione della Media Pusteria. Le velocità di rimozione ricavate sperimentalmente (capitolo 3.2.1) vengono riferite ad una temperatura media annua secondo l espressione di Arrhenius: v T = v T media θ (T T media )

47 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 38 v T media = θ v T (T Tmedia ) La concentrazione di ammonio in ingresso è la media dei valori misurati dal laboratorio due volte la settimana sull intervallo di tempo considerato. A questo punto l efficienza di rimozione può essere calcolata secondo le seguenti espressioni: ν E = n, media Q c X V t NH 4,0 t c a per t a * t a * ν E = d, media X V ( t Q c NH 4,0 t c c t ) a per t a * t a * Efficienza di rimozione dell azoto al variare del rapporto t N /t D Di seguito si riporta il risultato ottenuto: efficienza di rimozione dell'azoto [%] 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,50 0,60 0,70 0,80 0,90 1,00 1,10 1,20 1,30 1,40 1,50 t n /t d [-] Figura 26: Efficienza di rimozione dell azoto al variare del rapporto t N /t D. La maggior efficienza di rimozione dell azoto si ottiene per un rapporto t N /t D (rapporto tra la durata della nitrificazione e quella della denitrificazione) uguale a 1. Questo risultato conferma quello ottenuto da Furukawa et al. (1998). L efficienza di rimozione dell azoto ricavata con il precedente approccio teorico si differenzia da quella dell impianto reale, poiché le velocità di rimozione sperimentali non sono

48 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 39 quelle medie ma sono state determinate nella porzione finale della vasca biologica, e quindi sono risultate più basse rispetto a quelle caratteristiche delle porzioni iniziali della vasca Efficienza di rimozione dell azoto al variare della durata del ciclo Nel grafico sotto riportato si può vedere come l efficienza di rimozione dell azoto rimane pressoché costante al variare del rapporto tra la durata del ciclo e il tempo di residenza idraulica. Questo vale soltanto per rapporti t C /HRT compresi nel range Tale risultato contrasta quelli ottenuti da Araki et al. (1990) e Böes (1991), che hanno ricavato un aumento dell efficienza di rimozione dell azoto al diminuire della durata del ciclo. Nelle ricerche fatte gli autori hanno considerato per il rapporto t C /HRT un range molto più elevato (per esempio Araki: t C /HRT=0.05-5), che per le analisi fatte sul depuratore della Media Pusteria non era possibile. Ci si aspetta che per rapporti t C /HRT elevati (maggiore di 1) l efficienza di rimozione dell azoto diminuisca. efficienza di rimozione dell'azoto [%] 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 t C /HRT [-] Figura 27: Efficienza di rimozione dell azoto al variare della durata del ciclo. Inoltre si può notare che la nitrificazione è il processo che limita la rimozione dell azoto (t a <t a ). Perciò anche se la velocità di denitrificazione aumenta al diminuire della durata del ciclo, il processo limitante è la nitrificazione, la cui velocità rimane pressoché costante al variare del rapporto t C /HRT.

49 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 40 4 Indagine sui carichi applicati e rimossi nella linea di trattamento 4.1 Contributo dei flussi di ricircolo dalla digestione anaerobica Confrontando i carichi di azoto totale in ingresso all impianto di depurazione con quelli del surnatante proveniente dalla digestione anaerobica si è visto che la percentuale di azoto entrante con il surnatante è molto elevata. surnatante concentrazione media del surnatante 750 mgn tot /l portata media di surnatante nella linea in alternanza 117 m³/d carico d'azoto del surnatante 87,5 kgn tot /d ingresso linea in alternanza concentrazione media dell'influente 60 mgn tot /l portata media dell'influente 5000 m³/d carico d'azoto dell'influente 300 kgn tot /d rapporto surnatante/ingresso linea = 29,2 % rapporto surnatante/totale = 22,6 % Tabella 12: Rapporto tra il carico di azoto del surnatante e quello totale in ingresso nella linea in alternanza nel periodo di febbraio.

50 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 41 surnatante concentrazione media del surnatante 750 mgn tot /l portata media di surnatante nella linea in alternanza 104 m³/d carico d'azoto del surnatante 77,8 kgn tot /d ingresso linea in alternanza concentrazione media dell'influente 40 mgn tot /l portata media dell'influente 4000 m³/d carico d'azoto dell'influente 160 kgn tot /d rapporto surnatante/ingresso linea = 48,6 % rapporto surnatante/totale = 32,7 % Tabella 13: Rapporto tra il carico di azoto del surnatante e quello totale in ingresso nella linea in alternanza nel periodo di maggio. Nelle due tabelle si può vedere che il rapporto tra il carico di azoto del surnatante e quello totale in ingresso nell impianto varia tra il 23 e il 33 %. Una causa dell elevato valore trovato nel mese di maggio sono le basse concentrazioni di ammonio in ingresso dell impianto. La portata in ingresso nella linea in alternanza, come anche la portata di surnatante, diminuiscono di circa 20 % nel mese di maggio, rimane invece pressoché costante la concentrazione del surnatante. Di conseguenza, per le basse concentrazioni di ammonio in ingresso aumenta il rapporto tra il carico di azoto del surnatante e quello totale. A causa dell elevata percentuale del carico di azoto entrante con il surnatante sarebbe opportuno un pretrattamento del surnatante, effettuato per esempio in una vasca di ossidazione non impiegata attualmente nel trattamento.

51 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Efficienza di rimozione dei sedimentatori Nel periodo dal 4-6 marzo 2002 sono state effettuate delle prove di laboratorio per verificare l efficienza di rimozione dei sedimentatori primari e secondari nella linea in alternanza Analisi di laboratorio COD (paragrafo 6.2) Azoto totale e azoto ammoniacale Le concentrazioni dell azoto totale e dell azoto ammoniacale sono state determinate mediante le cuvette della ditta Dr. Lange e l analisi fotometrica Solidi sospesi totali e volatili (SST e SSV) I solidi totali del refluo sono definiti come tutto il materiale che rimane come residuo dopo l evaporazione ad una temperatura compresa tra 103 e 105 C. I solidi totali possono poi essere classificati come sospesi e filtrabili. Secondo le norme italiane si considerano per definizione solidi sospesi quelli trattenuti da una membrana filtrante di porosità pari a 0.45 µm. I solidi sospesi totali possono essere inoltre classificati sulla base della volatilità a 550±50 C. A questa temperatura la frazione organica viene ossidata e allontanata come gas, mentre la frazione inorganica rimane come cenere. Così i termini solidi sospesi volatili e solidi sospesi fissi (residuo fisso) si riferiscono, rispettivamente, al contenuto organico ed inorganico Sedimentatore primario Sono state analizzate le concentrazioni del COD, dell ammonio, dell azoto totale e dei solidi sospesi totali prima e dopo il sedimentatore primario. Il campionamento è stato effettuato con due campionatori automatici che sono stati programmati in modo tale da prelevare un campione medio di refluo su un giorno (con aliquote

52 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 43 prelevate ogni cinque minuti). Nella seguente tabella si illustrano le analisi di laboratorio fatte nel periodo dal 4 al 6 marzo 2002: Data COD N tot (azoto totale) NH 4 -N (ammonio) SST (solidi sospesi totali) [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] Ingresso impianto Ingresso Sedimentatore primario Uscita sedimentatore primario Ingresso impianto Ingresso Sedimentatore primario Uscita sedimentatore primario Ingresso impianto Ingresso Sedimentatore primario Uscita sedimentatore primario Tabella 14: Analisi di laboratorio fatte nel periodo dal 4 al 6 marzo. Confrontando i risultati delle analisi fatte nel periodo dal 4 al 6 marzo si ottengono nella media rimozioni del COD del %, dell azoto totale del 5-12 % e dell ammonio del 3-8 %; l eliminazione dei solidi sospesi totali è compresa tra il 25 e il 50 % Sedimentatore secondario Per il sedimentatore secondario è stata analizzata la capacità di rimozione dei nitrati (capacità di denitrificazione).

53 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 44 La concentrazione dei nitrati viene misurata all uscita della vasca biologica dalla sonda online, all uscita dell impianto dagli analizzatori online ed inoltre sono stati prelevati campioni istantanei dal fango di supero per avere la concentrazione nel ricircolo. Si definisce la capacità di denitrificazione D come: ([NO D = 3 N] in V [NO SED 3 N] out ) Q in dove [NO3-N] in e [NO3-N] out sono le concentrazioni dei nitrati in ingresso e all uscita del sedimenatore secondario, Q in è la portata in ingresso e V SED il volume del sedimentatore secondario. La capacità di denitrificazione dipende chiaramente dalla concentrazione dei nitrati in ingresso ed aumenta all aumentare di essa. I valori calcolati variano da 0.8 a 1.4 gno 3 -N/(m³ SED *d). 4.3 Caratterizzazione del refluo influente nelle 24 ore A causa della lunga rete di fognatura si volevano vedere i picchi di concentrazione del COD e dell ammonio. Per questo sono state effettuate dalle ore 12 del 6 marzo sino alla stessa ora del giorno dopo delle analisi di laboratorio in fasce orarie di circa 2 ore.

54 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 45 Tempo COD NH 4 -N N tot ST SST Q in COD NH 4 -N [h] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [m³] [kg] [kg] Media Totale Tabella 15: Analisi chimiche effettuate su campioni di 2 ore del refluo in ingresso. Il campionamento è stato effettuato prima del sedimentatore primario con un campionatore automatico che è stato programmato in modo tale da prelevare un campione medio di refluo su due ore (un campione ogni cinque minuti). Nei seguenti grafici si possono vedere i profili del carico biologico di COD e NH 4 -N.

55 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina ,0 COD carico di COD [kg] 500,0 400,0 300,0 200,0 100,0 0, tempo [h] Figura 28: Carico di COD in ingresso al sedimentatore primario. NH 4 -N Immissione diretta di surnatante carico di ammonio [kg] tempo [h] Figura 29: Carico di ammonio in ingresso al sedimentatore primario. Nella Figura 28 si può notare un picco del carico di COD dopo mezzogiorno, in corrispondenza del picco della mattina delle acque di rifiuto dalle parti più lontane (per esempio: Campo Tures e Val Aurina) e il picco di mezzogiorno delle acque provenienti da Brunico. Nella Figura 29 si vede un incremento del carico di ammonio nella mattinata causato principalmente dall immissione diretta di 5 l/s di surnatante per un tempo di 3 ore.

56 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 47 5 Applicazione delle tecniche respirometriche 5.1 Introduzione La respirometria è la misura del consumo d ossigeno del fango attivo e riveste un ruolo importante per la misura dei parametri cinetici e per il frazionamento del COD. Mediante test respirometrici è possibile frazionare il COD totale in: COD solubile biodegradabile COD solubile non biodegradabile COD particolato biodegradabile COD particolato non biodegradabile Biomassa attiva Inoltre possono essere ricavati gran parte dei parametri cinetici relativi all attività dei batteri eterotrofi e dei batteri nitrificanti presenti nel fango attivo: la velocità massima di crescita specifica la costante di semisaturazione la velocità di rimozione dello specifico substrato carbonioso il coefficiente di crescita specifica la velocità di decadimento 5.2 Il Respirometro La configurazione Le componenti del respirometro sono le seguenti: reattore in vetro del volume di 2 litri, dotato di intercapedine per la termostatazione ad acqua del campione. Il reattore è dotato di un coperchio, il quale presenta alcuni fori per l inserimento della sonda d ossigeno e del tubo per la diffusione dell aria e per il dosaggio di reagenti. sistema di controllo della temperatura (criostato termostatico). compressore per l insufflazione dell aria nel reattore.

57 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 48 sonda per la misura dell ossigeno disciolto collegata ad un ossimetro. L ossimetro è dotato di un sistema di acquisizione dati e di una connessione con un PC. software per l elaborazione dei dati acquisiti e PC. Figura 30: Il respirometro da laboratorio Preparazione e pre-aerazione del campione Il fango attivo viene prelevato dalla vasca biologica e mantenuto aerato per circa 2-3 ore per eliminare il COD biodegradabile ancora presente fino a raggiungere la fase endogena. Se il fango attivo prelevato dovesse avere una concentrazione di solidi sospesi totali troppo elevata (>3gSST/l), sarebbe opportuno diluirlo con l effluente Misura del consumo d ossigeno Il consumo d ossigeno viene misurato quando si interrompe l insufflazione di ossigeno nel reattore, dopo aver portato il fango al livello di saturazione dell ossigeno disciolto. In assenza di substrato esterno la pendenza è costante e corrisponde alla respirazione endogena.

58 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 49 Quando viene aggiunto una piccola quantità di substrato rapidamente biodegradabile la velocità di consumo di ossigeno aumenta (pendenza maggiore). Quando il substrato è degradato il sistema torna alle condizioni endogene. Il valore di ossigeno disciolto con l aggiunta di substrato risulta inferiore rispetto a quello che si avrebbe senza aggiunta. La differenza rappresenta la domanda d ossigeno del substrato OUR (Oxygen Uptake Rate) L OUR indica la velocità di consumo d ossigeno che può essere calcolata mediante l interpolazione dei tratti decrescenti dei valori di OD nel tempo. La pendenza della retta di interpolazione rappresenta l OUR. Per evitare l influenza dell inerzia nella diffusione dell ossigeno nel campione, devono essere eliminati nel calcolo della pendenza i dati in prossimità dell accensione e dell interruzione dell aerazione Programma OURsys per il calcolo dell OUR Nella Figura 31 si può vedere la finestra principale del programma OURsys che gestisce l acquisizione dei dati dall ossimetro ed il calcolo dell OUR. In particolare la finestra mostra la concentrazione d ossigeno in mg/l, il tempo in secondi, la temperatura in gradi centigradi, il numero di sessione e l ora d inizio della prova e lo stato del compressore.

59 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 50 Figura 31: Finestra principale del programma OURsys. Inoltre questo programma è in grado di controllare l accensione e lo spegnimento del sistema di aerazione. Nella finestra configurazione (Figura 32) si può scegliere la porta seriale e la directory dove vengono memorizzati i dati. Il programma genera due file: un file contenente i dati dell ossigeno disciolto (*.smp) un file contenente i valori dell OUR (*.our)

60 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 51 Campioni della sessione 5 del Inizio sessione: 15:53:12 Soglia inferiore: 4 Soglia superiore: mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C mg/l 21.2 C 1 Tabella 16: Esempio di un file *.smp [ tempo (s), DO (mg/l), temperatura ( C), stato compressore (0=spento, 1=acceso) ]. Analisi OUR della sessione 5 del Inizio sessione: 15:53:12 Analisi su segmenti di 0 punti (0 = tutti) mg/l/h mg/l/h mg/l/h mg/l/h mg/l/h mg/l/h Tabella 17: Esempio di un file *.our [ tempo (s), OUR (mg/l/h) ].

61 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 52 Figura 32: Impostazione dei parametri di acquisizione del programma OURsys. Per cominciare una nuova sessione si deve immettere il numero progressivo della prova, l intervallo operativo del compressore e un tempo extra di aerazione per evitare le influenze causate dall inerzia nella diffusione dell ossigeno nel campione. Inoltre può essere specificato l intervallo entro il quale il programma calcola la pendenza dei tratti decrescenti con il metodo dei minimi quadrati (OUR) (Figura 33).

62 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 53 Figura 33: Impostazione dei parametri per l esecuzione del test respirometrico. Figura 34: Rappresentazione dei valori di DO nel tempo. Sull asse x è indicato il tempo (secondi), mentre sull asse y è indicata la concentrazione di DO in mg/l.

63 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 54 Nella Figura 34 si possono vedere i punti blu e rossi. I punti blu sono quelli che il programma considera per il calcolo dell OUR. Nella Figura 35 é rappresentato il grafico dell OUR, nel quale si possono vedere due plateau corrispondenti all aggiunta di ammoniaca e nitrito. Figura 35: Rappresentazione dei valori OUR. Sull asse x è indicato il tempo (secondi), mentre sull asse y è indicato l OUR misurato in mgo 2 /(l*h).

64 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 55 6 Frazionamento del COD 6.1 Introduzione Il COD totale può essere suddiviso in: COD solubile rapidamente biodegradabile (RBCOD) COD solubile non biodegradabile COD solubile rapidamente idrolizzabile (RHCOD) COD particolato lentamente biodegradabile (SBCOD) COD particolato non biodegradabile Biomassa attiva COD tot COD solubile COD particolato COD rapidamente biodegradabile (RBCOD) COD solubile non biodegradabile COD rapidamente idrolizzabile (RHCOD) COD lentamente biodegradabile (SBCOD) COD particolato non biodegradabile Biomassa attiva XH Figura 36: Frazionamento del COD. Il COD totale e il COD solubile possono essere determinati mediante analisi chimiche, mentre il COD particolato si ottiene per differenza. Il COD rapidamente biodegradabile e la biomassa attiva possono essere quantificati mediante test respirometrici. Il frazionamento del COD è stato effettuato sul refluo sedimentato in ingresso al reattore biologico. 6.2 COD totale Il COD totale viene determinato mediante la metodica convenzionale indicata dall APHA (1995). Il bicromato di potassio in ambiente acido, ad elevata temperatura (148 C) ed in presenza di catalizzatori (solfato d argento Ag 2 SO 4 ) ossida tutta la sostanza organica del campione seconda la seguente reazione:

65 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 56 Materia organica(c x H y O z ) + Cr 2 O H + Cr 3 + CO 2 + H 2 O Dopo due ore di reazione il consumo di bicromato di potassio viene calcolato mediante titolazione della quantità residua ed espresso in equivalenti d ossigeno. 6.3 COD solubile flocculato La determinazione del COD solubile flocculato è stata fatta secondo un metodo proposto da Mamais, Jenkins e Pitt (1992). Il metodo prevede l aggiunta a 100 ml di campione di liquame di 1 ml di una soluzione di 100 g/l di solfato di zinco ed idrossido di sodio, finché il ph non raggiunge un valore maggiore di L ambiente fortemente basico favorisce la flocculazione dei colloidi. Dopo aver lasciato sedimentare la soluzione ottenuta, viene filtrato il surnatante attraverso una membrana con pori da 0.45 µm. A questo punto si procede alla determinazione del COD totale secondo la procedura descritta nel paragrafo COD rapidamente biodegradabile (RBCOD) Premessa Il metodo diretto (a singolo-our) per la determinazione del COD rapidamente biodegradabile si basa sull ipotesi fondamentale che la biomassa metabolizzi la frazione rapidamente biodegradabile nello stesso modo in cui assimila l acetato di sodio. L RBCOD viene calcolato sulla base di una curva di calibrazione con acetato di sodio secondo la procedura formulata da Xu e Hultman (1996) Curva di calibrazione La curva di calibrazione descrive la correlazione tra il COD aggiunto e il relativo consumo d ossigeno da parte del fango attivo e si ottiene secondo il seguente procedimento: 1. aggiunta di ATU ad un volume di fango attivo (1,3 l) di concentrazione minore di 3 gssv/l nel respirometro. 2. aerazione sino al raggiungimento della saturazione (7-8,5 mg/l). 3. aggiunta di quantità nota di acetato di sodio (5-15 mg di NaCOOH).

66 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina riaerazione quando la concentrazione d ossigeno disciolto ha raggiunto il valore limite di 2 mg/l e ripetizione dei passi 2-4 per diverse concentrazioni di acetato di sodio. DO [mgo2/l] 9,000 8,000 7,000 6,000 5,000 4,000 3,000 2,000 dosaggio acetato di sodio DO 1,000 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 tempo [ore] Figura 37: Curva di concentrazione dell ossigeno disciolto in seguito all aggiunta di 12 mg di acetato di sodio. Il primo tratto in rosso con pendenza maggiore é relativo alla degradazione dell acetato di sodio aggiunto. Dopo la rimozione di tutto il substrato si può notare una pendenza minore relativo alla respirazione endogena (tratto in blu). Interpolando i due tratti si può ricavare per via grafica l ossigeno consumato dall aggiunta dell acetato di sodio (Figura 37). La curva di calibrazione si ottiene con i valori di O calcolati nei 5-6 test a diversi dosaggi di acetato di sodio (Figura 38).

67 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 58 3 Curva di calibrazione consumo d'ossigeno [mgo2/l] 2,5 2 1,5 1 0,5 0 y = 0,2343x - 0,0194 R 2 = 0, RBCOD come acetato [mgcod/l] Figura 38: Curva di calibrazione Determinazione dell RBCOD nel refluo sedimentato La determinazione dell RBCOD nel refluo sedimentato avviene dosando al raggiungimento della saturazione una quantità di ml di refluo sedimentato per litro di fango attivo. Nel caso di aggiunta di refluo il cambio di pendenza non é così evidente come nel caso dell acetato, a causa della presenza di substrati rapidamente idrolizzabili. L RBCOD può essere calcolato sulla base del valore di DO ottenuto dal refluo sedimentato. Si inserisce il valore di DO nella curva di calibrazione e si ricava il valore dell RBCOD come acetato in mgcod/l. Per ottenere tutto l RBCOD nel refluo in mg/l si deve moltiplicare il valore ottenuto dalla curva di calibrazione per il volume di liquido nel respirometro e tener conto della diluizione del refluo nel respirometro (dividere per il dosaggio di refluo).

68 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 59 9,000 8,000 dosaggio refluo sedimentato 7,000 DO [mgo2/l] 6,000 5,000 4,000 3,000 2,000 1,000 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 tempo [ore] Figura 39: Curva di concentrazione dell ossigeno disciolto in seguito all aggiunta di 100 ml di refluo sedimentato. 6.5 COD biodegradabile Il test per la determinazione del COD biodegradabile si effettua secondo il seguente procedimento: 1. Aggiunta di ATU ad un volume (1.3 l) di fango attivo pre-aerato di concentrazione minore di 3 gssv/l. 2. Dosaggio di ml di refluo sedimentato per litro di fango attivo dopo aver fatto sedimentare il fango ed aver tolto un volume di surnatante pari a quello che si aggiunge dopo. 3. Aerazione tra 2 set-point di ossigeno disciolto (per es. 4 e 6 mg/l) sino al raggiungimento della respirazione endogena. Il test può durare da ore sino ad un giorno. A questo punto il tratto endogeno può essere interpolato con una curva esponenziale. L aria compresa tra il respirogramma e la respirazione endogena corrisponde all ossigeno totale O utilizzato dai batteri per l ossidazione di tutto il substrato biodegradabile nel refluo ( COD).

69 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 60 La quantità di COD biodegradabile può essere calcolata mediante la seguente formula: COD b = 1 1 f y cv H V O refluo V + V refluo fango nella quale V refluo e V fango indicano il volume del refluo aggiunto e del fango attivo, f cv rappresenta il fattore di conversione tra COD e SSV (1.48 mgcod/mgssv) e y H rappresenta il coefficiente di resa cellulare dei batteri eterotrofi (0.45 mgssv/mgcod). 6.6 Biomassa attiva eterotrofa Il test respirometrico per determinare la frazione eterotrofa, proposto da Kappeler e Gujer (1992) viene eseguito sul refluo sedimentato. Questa prova si basa sulla crescita esponenziale della biomassa attiva in presenza illimitata di substrato rapidamente biodegradabile in eccesso, che può essere anche aggiunto come acetato di sodio se non è presente in quantità sufficienti nel refluo (il rapporto S 0 /X 0 dev essere maggiore di 4). L espressione seguente descrive l andamento esponenziale del consumo d ossigeno nel tempo in assenza di limitazioni di substrato: 1 y OUR(t) = yh H µ H,max b b ) t) Da questa formula può essere ricavata la biomassa attiva al tempo t uguale a zero: H X H,0 e ( µ max,h H X H,0 OUR(t 0 ) = 1 yh ( µ H,max b y H H = 1 y ) y H H e (y int ercetta) 24 (pendenza + b H ) b H Il termine µ H,max -b H può essere ricavato dalla pendenza dei punti OUR nel piano ln(our) vs. tempo. Il coefficiente di decadimento endogeno b H viene assunto uguale a 0,24 1/d (Ekama, 1994).

70 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 61 4,00 3,50 Biomassa attiva ln OUR [mgo2/(l*h)] 3,00 2,50 2,00 y = 9,8941x + 1,4549 R 2 = 0,9983 1,50 1,00 0,50 0,00 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 Tempo [giorni] Figura 40: Curva respirometrica di un refluo sedimentato. La biomassa calcolata in questo esempio risulta uguale a 20.6 mgcod/l. 6.7 COD solubile non biodegradabile Di seguito viene riportato il procedimento del calcolo approssimato del COD solubile non biodegradabile: Conversione dei solidi sospesi totali (SST) misurati da una sonda online all uscita dell impianto in COD particolato: COD part,out = SST out SSV f SST CV dove f CV = 1.48 COD/SSV e SSV/SST = 0.68 (rapporto medio tra i solidi sospesi volatili e quelli totali). Calcolo del COD solubile+colloidale : COD so lubile+ colloidale = COD tot,out COD part,out Approssimazione e determinazione del COD solubile non biodegradabile in ingresso: COD sol.non.biod,in = COD so lub ile,out COD so lub ile+ colloidale

71 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 62 Alla fine può essere calcolato il rapporto tra il COD solubile non biodegradabile e il COD totale del refluo sedimentato. Per il COD totale viene preso il valore del giorno precedente considerando un tempo di ritenzione idraulica di circa 24 ore. Per controllare i risultati del calcolo precedente sono state eseguite 3 analisi per la determinazione del COD solubile flocculato all uscita dell impianto. 6.8 COD rapidamente idrolizzabile (RHCOD) In questo contesto si considera che il COD rapidamente idrolizzabile sia presente solo nella fase solubile. Questa frazione del COD viene determinata per differenza: RHCOD = COD sol COD sol.non.biod. RBCOD 6.9 COD lentamente biodegradabile (SBCOD) Tale frazione del COD può essere determinata per differenza dal COD biodegradabile: SBCOD = COD biod RHCOD RBCOD 6.10 Risultati del frazionamento del COD Test respirometrici Da fine marzo sino a fine luglio sono stati effettuati dei test respirometrici per determinare le singole frazioni del COD. Nelle seguenti tabelle vengono riportati i risultati del frazionamento del COD per il refluo sedimentato dell impianto di depurazione della Media Pusteria:

72 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 63 Data del test Media CODtot mg/l CODsol mg/l RBCOD mg/l Giudizio Qualità Test RBCOD discreto buono discreto discreto discreto buono buono discreto buono discreto buono discreto discreto CODpart mg/l CODbiod mg/l Giudizio Qualità Test CODbiod discreto sufficiente insufficiente buono discreto discreto sufficiente discreto discreto discreto discreto buono buono SBCOD + RHCOD mg/l Biomassa attiva mg/l Giudizio Qualità Test Biom.attiva discreto insufficiente discreto discreto buono sufficiente buono Tabella 18: Risultati del frazionamento del COD.

73 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 64 Data del test Media CODsol / CODtot % RBCOD / CODtot % CODpart / CODtot % CODbiod / CODtot % (SBCOD + RHCOD) / CODtot % Biomassa attiva / CODtot % Tabella 19: Risultati delle frazioni percentuali del COD totale COD solubile non biodegradabile e RHCOD Nelle seguenti tabelle e figure vengono riportati i risultati del calcolo del COD solubile non biodegradabile:

74 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 65 Frazionamento del COD unità di misura CODtot,in,linea2 (giorno precedente) mg/l CODtot,out mg/l CODsol.flocc,out = CODsol.n.biod mg/l CODsol.n.biod / CODtot,in % Tabella 20: Analisi del COD solubile flocculato all uscita e determinazione del COD solubile non biodegradabile COD [mg/l] Tempo [giorni] CODparticolato CODsol,out = CODsol non biod CODtot,out Figura 41: Risultati del calcolo del COD solubile non biodegradabile.

75 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 66 CODsol non biod / CODtot,ing,linea2 [%] Tempo [giorni] Figura 42: Rapporto tra il COD solubile non biodegradabile e il COD totale del refluo presedimentato. Nella media si ottiene una frazione del COD solubile non biodegradabile uguale a 5.2 %. A questo punto può essere calcolata per differenza la frazione del COD rapidamente idrolizzabile (RHCOD), che risulta pari a 16.2 % Risultato finale Scartando i risultati dei test respirometrici con minor qualità si ottengono in media i seguenti valori: COD tot 100% COD solubile 34.2% COD particolato 65.8% COD rapidamente biodegradabile (RBCOD) 12.8% COD solubile non biodegradabile 5.2% COD rapidamente idrolizzabile (RHCOD) 16.2% COD lentamente biodegradabile (SBCOD) 32.8% COD particolato non biodegradabile 27.4% Biomassa attiva 5.6% Figura 43: Frazionamento del COD per il refluo sedimentato nell impianto di depurazione della Media Pusteria.

76 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 67 Frazionamento del COD 27,4% 5,6% 12,8% 5,2% COD rapidamente biodegradabile COD solubile non biodegradabile COD rapidamente idrolizzabile 16,2% COD lentamente biodegradabile COD particolato non biodegradabile 32,8% Biomassa attiva Figura 44: Frazionamento del COD Osservazioni sui risultati per il refluo sedimentato Confrontando questi risultati con quelli della letteratura si può vedere che la frazione del COD rapidamente biodegradabile nel refluo dell impianto di depurazione della Media Pusteria (12.8 %) è relativamente bassa. Questo risultato è soprattutto causa della rete di fognature piuttosto lunga. In seguito si riportano delle frazioni percentuali del COD totale nei reflui pre-sedimentati di alcuni casi di letteratura: RBCOD SBCOD + RHCOD COD sol.inerte COD part.inerte Biomassa attiva X H Riferimento Danimarca (Lundtofte) Henze et al., 1992 Svizzera (Zurigo) Sollfrank, 1988 Francia (Valenton) Lesouef et al., 1992 Sud Africa Ekama et al., 1986 Tabella 21: Frazioni percentuali del COD totale nei reflui presedimentati di alcuni casi di letteratura.

77 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 68 7 Parametri cinetici 7.1 Cinetica dei substrati carboniosi Esecuzione Il test respirometrico per la determinazione delle costanti cinetiche prevede: 1. Aggiunta di ATU ad un volume di fango attivo nel respirometro per inibire l attività dei batteri nitrificanti. 2. Aggiunta di una quantità nota di substrato carbonioso in un tratto d aerazione. 3. Conclusione del test dopo il raggiungimento di un sufficiente tratto della respirazione endogena Stoccaggio intracellulare di substrato carbonioso da parte dei batteri Studi recenti (Van Loosdrecht, 1992) hanno dimostrato che i microorganismi hanno la capacita di convertire substrato carbonioso in prodotti internamente stoccati, che dopo possono essere utilizzati per la crescita. Nel caso di acetato come substrato, PHA è il maggior polimero di stoccaggio. Uno spontaneo incremento di substrato esterno con elevato rapporto F/M dopo un periodo di basso carico causa un elevato stoccaggio interno, che diventa il meccanismo dominante. Notevoli sono gli effetti dello stoccaggio intracellulare sul profilo dell OUR e sul coefficiente di crescita cellulare y H. Si possono distinguere due fasi nel profilo dell OUR: 1. rimozione del substrato esterno 2. degradazione dei polimeri stoccati È possibile calcolare l area sotto la curva OUR associata allo stoccaggio e la quantità d ossigeno utilizzata per lo stoccaggio del substrato rapidamente biodegradabile con una semplice integrazione.

78 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina DO [mgo2/l] linea relativa alla formazione dell'accumulo y = 11,966e -0,5987x R 2 = 0, ,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 0,70 0,80 0,90 tempo [ore] Figura 45: Respirogramma ottenuto in seguito all aggiunta di 150 mg di acetato di sodio. Il coefficiente di crescita cellulare per lo stoccaggio può essere calcolato secondo la seguente espressione: y STO O = 1 S STO SI dove O STO rappresenta l ossigeno utilizzato per lo stoccaggio e S SI il COD rapidamente biodegradabile aggiunto. Per determinare il valore di O STO si può disegnare una linea (linea relativa alla formazione dell accumulo) che collega l iniziale livello dell OUR di decadimento endogeno con il punto di inflessione della curva dell OUR. L aria sopra la linea disegnata è quella quantità d ossigeno usata dai batteri per lo stoccaggio. Anche per la determinazione delle costanti cinetiche si deve tener conto dello stoccaggio del COD rapidamente biodegradabile da parte dei batteri (paragrafo precedente).

79 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Determinazione delle costanti cinetiche Per verificare il bilancio di massa può essere confrontato il valore di acetato aggiunto con il valore calcolato dalla seguente espressione: COD O 1 f y 2 = (1) cv H nella quale Ο 2 é la quantità d ossigeno consumato dai batteri per la biodegradazione dell acetato, calcolata come area sottesa al respirogramma sottraendo il contributo endogeno. Il respirogramma sperimentale puó essere trasformato nell equazione di Michaelis- Menten correlando l equazione (1) con l equazione di Monod: ds do 1 = dt dt 1 f y cv H OUR = 1 f y cv H = v H S X K + S s H Questa equazione può essere scritta alle differenze finite: OUR t S = 1 f y cv H = v H S X K + S s H I valori dell OUR devono essere sempre depurati del contributo endogeno; in caso di stoccaggio di substrato rapidamente biodegradabile da parte dei batteri la linea relativa alla formazione dell accumulo (paragrafo precedente) dev essere sottratta dai valori dell OUR La concentrazione residua del substrato al tempo t può essere calcolata conoscendo sempre la concentrazione residua del substrato al tempo t-1. A questo punto si può graficare la velocità di rimozione del substrato ds/dt in funzione del substrato residuo. S r (t i ) = Sr (t i 1 OUR t ) 1 f y cv H = v H S X K + S s H Alla fine si può interpolare tale curva ai minimi quadrati per determinare i valori cinetici Ks e v H dell equazione teorica.

80 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Determinazione del coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi A un fango attivo pre-aerato viene aggiunto prima ATU e dopo una quantità nota di substrato carbonioso. OUR [mgo 2/(l*h)] O 2 y = 11,966e -0,5987x R 2 = 0,9617 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 0,40 0,45 0,50 tempo [d] Figura 46: Respirogramma ottenuto in seguito all aggiunta di 150 mg di acetato di sodio. L aria compresa tra il respirogramma e la respirazione endogena equivale all ossigeno consumato dai batteri per la degradazione del substrato aggiunto. Il valore del coefficiente di crescita dei batteri può essere calcolato con la seguente formula: O = 1 COD 2 yh nella quale O 2 è l ossigeno consumato e COD il substrato carbonioso aggiunto Determinazione del coefficiente di decadimento endogeno dei batteri eterotrofi (single batch test) Per determinare il coefficiente di decadimento endogeno, il fango attivo, al quale viene aggiunto ATU, viene mantenuto per diversi giorni nel respirometro.

81 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 72 In queste condizioni l unica fonte di carbonio é data dalla lisi cellulare. Il b H può essere ricavato dalla pendenza della retta d interpolazione dei punti sperimentali in un grafico lnour(t) vs. tempo. 8 7 ln(our) [mgo2/(l*h)] y = -0,4181x + 2,3161 R 2 = 0, ,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 3,50 4,00 tempo [d] Figura 47: Respirogramma della respirazione endogena. In questo esempio il b H è uguale a /d Coefficiente di crescita specifica per i batteri eterotrofi Il coefficiente di crescita specifica degli eterotrofi può essere determinato mediante la seguente espressione: µ H v = x H H Y f H CV [ 1 ] d dove v H è la velocità di rimozione del substrato carbonioso [mgcod mgssv -1 d -1 ], Y H il coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi pari a 0.67 mgcod/mgcod, x H la frazione attiva eterotrofa [gssva/gssv] e f CV il coefficiente di conversione tra SSV e COD pari a 1.48 mgcod/mgssv.

82 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Frazione attiva eterotrofa La quantificazione della biomassa attiva é stata effettuata mediante misura diretta della biomassa cellulare. La biomassa cellulare vitale è stata determinata mediante la tecnica della citometria a flusso, che permette l identificazione delle cellule batteriche in seguito a marcatura con sonde fluorescenti in grado di legarsi agli acidi nucleici all interno della cellula. Le cellule marcate con fluorocromi in grado di emettere fluorescenza a specifiche lunghezze d onda possono essere enumerate mediante questa tecnica. Nella sperimentazione sono stati acquisiti 2 segnali di fluorescenza (a due diverse lunghezza d onda), con i quali si discriminano le cellule marcate dal resto del materiale non cellulare. Il procedimento per giungere alla quantificazione della biomassa cellulare prevede il calcolo del biovolume cellulare sulla base delle dimensioni cellulari. A questo punto può essere calcolata la biomassa cellulare esprimibile come gcod o gssv, utilizzando il contenuto specifico di carbonio per unità di biovolume e il peso secco cellulare. Nella seguente tabella viene illustrato il procedimento per la quantificazione della biomassa attiva:

83 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 74 unità di misura valore numero di cellule (dalla citometria) cellule/ml 3.21*10 8 biovolume medio micron 3 /cell 0.43 biovolume totale = biovolume medio * numero di cellule micron 3 /ml 1.38*10 8 contenuto carbonio specifico fentogrammi C/micron contenuto carbonio totale = contenuto carbonio specifico * biovolume totale fentogrammi C/ml 4.28*10 10 mg C/ml Carbonio/SSV peso secco (SSVA) = contenuto carbonio totale / (Carbonio/SSV) mgssva/ml gssva/l concentrazione SSV del fango attivo gssv/l 1.36 frazione attiva = peso secco (SSVA) / conc SSV fango attivo gssva/gssv % Tabella 22: Procedimento per la quantificazione della biomassa attiva ( ). A causa di variazioni stagionali del carico biologico e dei solidi sospesi volatili del fango attivo si hanno anche delle variazioni della frazione attiva. A questo punto viene definito un parametro caratteristico dell impianto: Param.caratt. = OUR netto medio peso secco (SSVA) mgo2 gssva h

84 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 75 dove OUR netto medio è la velocità di consumo dell ossigeno [mgo 2 l -1 h -1 ] nella rimozione dei substrati carboniosi (acetato) ricavata in un test respirometrico eseguito nel giorno del test citometrico ( ). Da questo parametro dunque può essere stimata la frazione attiva per tutto il periodo della sperimentazione, utilizzando le velocità di consumo dell ossigeno dei test respirometrici. 7.2 Cinetica della nitrificazione Esecuzione Il test per la determinazione dei parametri cinetici della nitrificazione avviene aggiungendo cloruro di ammonio (valutazione delle cinetiche dei batteri nitrosanti) o nitrito di sodio (batteri nitratanti), a secondo dello stadio di nitrificazione che si vuole studiare, a un volume di fango attivo. Per inibire un abbassamento del ph causato dalla nitrificazione dev essere aggiunto bicarbonato di sodio (NaHCO 3 ) Determinazione delle costanti cinetiche La determinazione dei parametri cinetici viene fatta come per i substrati carboniosi; cambia soltanto il fattore di conversione tra l ossigeno consumato e il substrato rimosso: conversione tra ossigeno consumato e ammoniaca ossidata a nitrito: O2 NH 4 = 4.57 conversione tra ossigeno consumata e nitrito ossidato a nitrato: O2 NO2 = Determinazione del θ di Arrhenius o Knox Il test respirometrico per la determinazione del θ di Arrhenius prevede un continuo aumento della temperatura a partire da circa 10 C in condizioni di substrato non limitante (aggiunta di ammonio). Per non avere un abbassamento del ph si deve aggiungere bicarbonato di sodio (NaHCO 3 ).

85 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 76 Nella seguente figura è riportato l andamento della prova nel tempo: OUR [mgo 2 /(l*h)] 40,00 35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 20,00 15,00 10,00 5,00 temperatura [ C] 0,00 0,00 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 tempo [d] OUR temperatura Figura 48: Andamento dell OUR e della temperatura durante il test respirometrico. Per ricavare le velocità di rimozione del substrato si devono sottrarre dai valori del consumo d ossigeno (OUR) i valori ottenuti da una prova di respirazione endogena prolungata. 20,00 18,00 16,00 OUR [mgo 2 /(l*h)] 14,00 12,00 10,00 8,00 6,00 4,00 2,00 y = 2,0573e 0,0813x R 2 = 0,9947 0,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00 22,00 temperatura [ C] Figura 49: Prova di respirazione endogena prolungato (andamento dell endogena in funzione della temperatura).

86 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 77 I valori dell OUR della respirazione endogena possono essere interpolati con una funzione esponenziale che varia con la temperatura. 40,00 35,00 OUR [mgo 2/(l*h)] 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00 22,00 temperatura [ C] Figura 50: Confronto tra la prova prolungata con variazione di temperatura con e senza substrato ammoniacale. La seguente equazione descrive l andamento della velocità di rimozione ν T,pH in funzione della temperatura, del ph e della concentrazione di substrato: ν T,pH = ν 20, Ks 2.35 (ph 7.2) (ph 7.2) θ θ (T 20) (T 20) S + S dove θ = secondo Arrhenius e θ = secondo Knox per temperature comprese nell intervallo 5-30 C. In condizioni di substrato non limitante e del ph compreso nel range (Ekama, 1983) l equazione può essere ridotta alla seguente espressione: ν T,pH = ν 20,7.2 θ (T 20) A questo punto si possono calcolare le velocità di rimozione del substrato. Nella seguente figura si riportano le velocità di nitrificazione in funzione della temperatura:

87 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina ,0 180,0 velocitá di nitrificazione [mgnh 4- N/(l*d)] 160,0 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 20,0 0,0 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00 22,00 24,00 temperatura [ C] Figura 51: Velocità di nitrificazione in funzione della temperatura. Confrontando i dati sperimentali con i dati teorici (θ d Arrhenius e Knox) si possono vedere che le velocità di rimozione sperimentali in funzione della temperatura seguono un andamento simile a quello proposto da Knox. Solo per basse temperature (12-17 C) l andamento assomiglia a quello d Arrhenius. 200,0 180,0 velocitá di nitrificazione [mgnh 4- N/(l*d)] 160,0 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 velocità sperimentali Arrhenius 20,0 0,0 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00 temperatura [ C] Figura 52: Confronto tra i dati sperimentali e la curva di Arrhenius per basse temperature (12-17 C).

88 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina ,0 180,0 velocitá di nitrificazione [mgnh 4 -N/(l*d)] 160,0 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 velocità sperimentali Arrhenius Knox 20,0 0,0 10,00 15,00 20,00 25,00 temperatura [ C] Figura 53: Confronto tra le velocità sperimentali e teoriche (calcolati con il θ di Knox e Arrhenius). Calcolando esattamente il θ mediante il metodo ai minimi quadrati si ottiene per questo esempio un valore uguale a Nella seguente figura è riportata l equazione di Arrhenius ( ν T,pH = ν 20,7.2 θ (T 20) ) con il θ ricavato sperimentalmente. 200,0 180,0 velocitá di nitrificazione [mgnh 4 -N/(l*d)] 160,0 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 velocità sperimentali equazione sperimentale 20,0 0,0 10,00 15,00 20,00 25,00 temperatura [ C] Figura 54: Equazione di Arrhenius con il θ ricavato sperimentalmente (θ = 1.086).

89 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Coefficiente di crescita specifica per i batteri autotrofi I coefficienti di crescita specifica degli autotrofi possono essere determinati mediante le seguenti espressioni: va1 YA1 Nitrosomonas: µ [ 1 A = ] f f d 1 CV dove v A1 è la velocità di rimozione dell ammonio [mgnh 4 -N mgssv -1 d -1 ], Y A1 il coefficiente di crescita specifica dei nitrosomonas pari a 0.21 mgcod mgn -1, f 1 la frazione dei Nitrosomonas e f CV il coefficiente di conversione tra SSV e COD pari a 1.48 mgcod/mgssv. va2 YA2 Nitrobacter: µ [ 1 A = ] f f d 2 CV dove v A2 è la velocità di rimozione dei nitriti [mgno 2 -N mgssv -1 d -1 ], f 2 la frazione dei Nitrobacter e Y A2 il coefficiente di crescita specifica dei nitrobacter pari a 0.15 mgcod mgn Frazione nitrificante La frazione nitrificante viene calcolata mediante la seguente formula: f = 1+ Y A TKN 0 Y H TKN 1 COD e f n b Y H COD f CV b [ ] dove Y H è il coefficiente di crescita specifica degli eterotrofi [mgcod mgssv -1 ], Y A il coefficiente di crescita specifica degli autotrofi [mgcod mgn -1 ], COD b il COD biodegradabile, TKN 0 e TKN e l azoto di Kjeldahl in ingresso della vasca biologica e all uscita dell impianto, f n il rapporto N/COD pari a 0.1 mgn mgssv -1 e f CV il coefficente di conversione tra SSV e COD [mgcod mgssv -1 ].

90 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Risultati Cinetica di rimozione dei substrati nella linea in alternanza Nelle seguenti tabelle si riportano i risultati dei test respirometrici per la determinazione delle cinetiche di rimozione dei substrati:

91 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 82 data del test substrato carbonioso velocità di rimozione νh cost. di semisat. KSH Giudizio qualità test mgcod / (gssv*d) mg/l sufficiente discreto buono discreto sufficiente insuff discreto sufficiente buono buono buono substrato azotato, ammonio velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgnh4-n / (gssv*d) 72.4 mg/l 1.47 discreto buono buono buono buono discreto discreto substrato azotato, nitriti velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgno2-n / (gssv*d) 54.6 mg/l insuff sufficiente 0.77 buono buono discreto ottimo discreto buono Solidi sospesi totali SST g/l Solidi sospesi volatili SSV g/l Tabella 23: Velocità di rimozione dei substrati per il fango attivo della linea in alternanza (1).

92 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 83 data del test substrato carbonioso velocità di rimozione νh cost. di semisat. KSH Giudizio qualità test mgcod / (gssv*d) mg/l discreto buono discreto discreto buono buono discreto discreto sufficiente discreto sufficiente sufficiente sufficiente substrato azotato, ammonio velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgnh4-n / (gssv*d) 63.3 mg/l 0.32 discreto discreto discreto buono discreto buono buono discreto 65.5 sufficiente buono discreto substrato azotato, nitriti velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgno2-n / (gssv*d) mg/l 1.00 discreto discreto sufficiente buono buono buono buono discreto buono buono Solidi sospesi totali SST g/l Solidi sospesi volatili SSV g/l Tabella 24: Velocità di rimozione dei substrati per il fango attivo della linea in alternanza (2).

93 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 84 data del test Media Minimo Massimo substrato carbonioso velocità di rimozione νh cost. di semisat. KSH Giudizio qualità test mgcod / (gssv*d) mg/l discreto buono discreto discreto discreto substrato azotato, ammonio velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgnh4-n / (gssv*d) mg/l discreto buono buono discreto discreto substrato azotato, nitriti velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgno2-n / (gssv*d) mg/l buono discreto discreto Solidi sospesi totali SST g/l Solidi sospesi volatili SSV g/l Tabella 25: Velocità di rimozione dei substrati per il fango attivo della linea in alternanza (3).

94 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 85 Scartando i valori con una scarsa qualità del test respirometrico, si ottengono i seguenti valori medi delle costanti cinetiche: substrato carbonioso velocità di rimozione ν H mgcod / (gssv*d) costante di semisaturazione K SH 0.72 mg/l substrato azotato, ammonio velocità di rimozione ν A 76.9 mgnh 4 -N / (gssv*d) costante di semisaturazione K SA 0.41 mg/l velocità di rimozione ν A 92.7 mgno 2 -N / (gssv*d) substrato azotato, nitrito costante di semisaturazione K SA 0.63 mg/l Tabella 26: Valori medi delle costanti cinetiche Cinetica di rimozione dei substrati nella linea con predenitrificazione Anche nella linea 4 dell impianto di depurazione della Media Pusteria, funzionante con il sistema della pre-denitrificazione, sono stati effettuati dei test respirometrici per la determinazione delle cinetiche di rimozione dei substrati. In seguito si possono vedere sia i valori singoli ottenuti dai test respirometrici sia quelli medi.

95 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 86 data del test Media Minimo Massimo substrato carbonioso velocità di rimozione νh cost. di semisat. KSH Giudizio qualità test mgcod / (gssv*d) mg/l buono discreto discreto discreto sufficiente substrato azotato, ammonio velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgnh4-n / (gssv*d) mg/l buono discreto discreto buono substrato azotato, nitriti velocità di rimozione νa cost. di semisat. KSA Giudizio qualità test mgno2-n / (gssv*d) mg/l sufficiente discreto buono buono buono Solidi sospe si totali SST g/l Solidi sospesi volatili SSV g/l Tabella 27: Velocità di rimozione dei substrati per il fango attivo della linea con predenitrificazione.

96 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 87 Scartando i valori con una scarsa qualità del test respirometrico, si ottengono i seguenti valori medi delle costanti cinetiche: substrato carbonioso velocità di rimozione ν H mgcod / (gssv*d) costante di semisaturazione K SH 0.79 mg/l substrato azotato, ammonio velocità di rimozione ν A 78.3 mgnh 4 -N / (gssv*d) costante di semisaturazione K SA 0.31 mg/l velocità di rimozione ν A 79.5 mgno 2 -N / (gssv*d) substrato azotato, nitrito costante di semisaturazione K SA 0.49 mg/l Tabella 28: Valori medi delle costanti cinetiche Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea in alternanza In seguito si riportano i coefficienti di crescita specifica dei batteri eterotrofi Y H ricavati sperimentalmente mediante test respirometrici:

97 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 88 Data del test respirometrico Y H mgcod/mgcod 19/04/ /04/ /05/ /05/ /05/ /05/ /05/ /05/ /06/ Media Minimo Massimo Tabella 29: Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea in alternanza Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea con pre-denitrificazione Data del test respirometrico Y H mgcod/mgcod 08/05/ /05/ /05/ /05/ Valore medio Tabella 30: Coefficiente di crescita specifica dei batteri eterotrofi nella linea con predenitrificazione Coefficiente di decadimento endogeno dei batteri eterotrofi Nella seguente tabella si possono vedere i risultati dei test respirometrici per la determinazione del coefficiente di decadimento endogeno dei batteri eterotrofi:

98 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 89 Data del test respirometrico b H 1/d 05/04/ /04/ /05/ /06/ Tabella 31: Risultati dei test respirometrici per la determinazione di b H. Si ottiene per il coefficiente di decadimento endogeno b H un valore medio di /d θ di Arrhenius o Knox Nella seguente tabella si riportano i risultati dei test respirometrici per la determinazione del θ di Arrhenius: Data del test respirometrico θ di Arrhenius 26/04/ /04/ /05/ /05/ /06/ Tabella 32: Risultati dei test respirometrici per la determinazione di θ. Nella media si ricava un valore di θ uguale a 1.082, simile a quello proposto da Knox (1.087) Coefficiente di crescita specifica per eterotrofi e autotrofi Frazione attiva eterotrofa Il é stata determinata mediante la tecnica citometrica la frazione attiva eterotrofa (x H = 5.94 %). A questo punto può essere calcolata la frazione attiva per tutto il periodo della sperimentazione mediante il metodo proposto nel paragrafo

99 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 90 Data del test respirometrico Solidi sospesi volatili OUR netto frazione attiva = OUR netto / (parametro caratteristico * SSV) [g/l] [mgo 2 /(l*h)] [%] 26/03/ /03/ /04/ /04/ /04/ /04/ /04/ /04/ /04/ /04/ /04/ /05/ /05/ /05/ /05/ /05/ /05/ /06/ /06/ /06/ /06/ /06/ /06/ /06/ /07/ /07/ /07/ /07/ /07/ Media Tabella 33: Calcolo della frazione attiva per tutto il periodo della sperimentazione. Nella media si ricava una frazione attiva del 6.26 %.

100 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina frazione attiva [%] tempo Figura 55: Frazione attiva nel fango attivo della linea in alternanza nel periodo di sperimentazione Frazione nitrificante Nella seguente figura vengono riportati i risultati del calcolo della frazione nitrificante nel periodo di sperimentazione: 7 6 frazione nitrificante [%] tempo Figura 56: Frazione nitrificante nel fango attivo della linea in alternanza nel periodo di sperimentazione.

101 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 92 Si ricava un valore medio per la frazione nitrificante di 4.36%. A tal punto si è posto il problema di suddividere la frazione di biomassa nei suoi due componenti principali ovvero le quantità di Nitrosomonas e Nitrobacter. Si é deciso di fare la seguente suddivisione: 70 % Nitrosomonas f 1 = 3.05 % 30 % Nitrobacter f 2 = 1.31 % Coefficiente di crescita specifica per eterotrofi ed autotrofi Si riportano in tabella i valori medi dei coefficienti di crescita specifica per eterotrofi ed autotrofi con le corrispondenti costanti di saturazione: batteri eterotrofi Nitrosomonas Nitrobacter µ H /d K s 0.72 mg/l µ A /d K s 0.41 mg/l µ A /d K s 0.63 mg/l Tabella 34: Costanti cinetiche medie dell impianto di depurazione della Media Pusteria.

102 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 93 8 Test idrodinamico La verifica del comportamento idrodinamico della vasca biologica dell'impianto di depurazione trova fondamento teorico nello studio del flusso di un fluido attraverso un reattore. 8.1 Aspetti teorici Schemi di flusso In generale si possono assumere due casi limite di schemi di flusso per un reattore: plug-flow (flusso a pistone): la velocità del fluido è uniforme in tutte le sezioni trasversali del reattore. complete mixing (miscelazione completa): il contenuto del reattore è completamente omogeneo; le concentrazioni in uscita sono uguali a quelle nel reattore. Figura 57: I due schemi di flussi limite: plug-flow e complete mixing. In un reattore reale si riscontrano schemi di flusso intermedi a questi due schemi limite. Inoltre si possono verificare fenomeni anomali quali by-pass (alcuni elementi di fluido attraversano il reattore con velocità maggiore rispetto ad altri) e la formazione di spazi morti (regioni stagnanti nel reattore in cui gli scambi di massa sono praticamente nulli) Funzione RTD e tempo medio di ritenzione idraulica Si considera un reattore di volume V nel quale transita un fluido con portata Q. Inoltre si suppone che nel sistema non avvengano reazioni chimiche e non si abbiano variazioni di densità.

103 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 94 Il tempo di permanenza di un elemento di fluido si definisce come il tempo che trascorre tra l ingresso e l uscita del fluido dal reattore. L età dell elemento di fluido ad un istante t 1 è il tempo trascorso tra l ingresso dell elemento nel reattore e l istante t 1. La curva RTD (Retention Time Distribution), anche E (t), rappresenta la distribuzione delle età degli elementi di fluido in uscita da un reattore. Questa curva è una funzione normalizzata (l area da essa sottesa è unitaria). 0 E ( t) dt = 1 La parte di fluido più giovane di un età t 1 è uguale a: t 1 0 E ( t) dt La parte più vecchia invece è data da: 1 t E ( t) dt = t E( t) dt Nella seguente figura si può vedere una tipica curva RTD: Figura 58: Tipica curva RTD (Levenspiel, 1962). La media della curva RTD si ricava dalla seguente espressione:

104 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 95 t = 0 t E( t) dt = V Q nella quale V è il volume del reattore e Q la portata transitante. Il parametro t = V/Q è di notevole importanza sia nello studio idrodinamico sia nella progettazione e viene chiamato tempo medio di residenza idraulica Modelli per schemi di flussi non ideali L esistenza di fenomeni, quali la dispersione assiale, i by-pass di portata, i volumi morti e il comportamento idrodinamico diverso all interno della vasca, necessita di sviluppare modelli per schemi di flusso non ideali, in grado di approssimare le curve sperimentalmente ricavate. Figura 59: Andamento delle curve E (t) e C(t) per diversi schemi di flusso (Levenspiel, 1962). A questo punto ci limitiamo a considerare solo i modelli usati per il test idrodinamico nell impianto di depurazione della Media Pusteria (modelli per il calcolo della massa di tracciante necessaria e per la modellazione dei dati registrati sperimentalmente).

105 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Modello costituito di una serie di reattori a miscelazione completa Figura 60: Rappresentazione schematica di una serie di N reattori a miscelazione completa (Himmelblau et al.;1968). In questo modello si suppone di aver una serie di N reattori di volume uguale pari a V = V/N e tutti funzionanti a miscelazione completa. La curva E(t) o C(t) per un unico reattore a miscelazione completa è data da: t E( t) = e t / t Utilizzando i bilanci di massa o le trasformate di Laplace si ottiene per due reattori la seguente formula: t ti E( t) = e t i t / t i Nel caso di N reattori si ricava: 1 t E( t) = C( t) = t i t i N 1 1 ( N 1) Il modello proposto consente di rappresentare i casi ideali di miscelazione completa (N=1) e di flusso a pistone (N ), ma anche tutti i casi intermedi, come si può vedere nella seguente figura. e! t / t i

106 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 97 Figura 61: Curve C(t) per il modello di una serie di reattori a miscelazione completa (Levenspiel, 1962) Spazi morti e by-pass Nel caso di volume morto si può notare, rispetto al caso ideale, una traslazione verso sinistra del massimo e una perdita di simmetria (tratto terminale maggiormente esteso) della curva C(t). Il primo fenomeno è dovuto ad una diminuzione del tempo medio di residenza idraulica; il secondo invece al fatto che gli elementi di fluido nelle zone di ristagno escono dalla vasca in tempi successivi. Figura 62: Andamento della curva E(t) in presenza di volume morto (Himmelblau et al., 1968).

107 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 98 Per tener conto di questo fenomeno si definisce un indice di volume morto come: i d = dove V d è il volume delle zone di ristagno e V quello del reattore. La curva E(t) o C(t) viene modificata tenendo conto del termine riduttivo (1-i d ). Nel caso di un reattore a miscelazione completa l espressione della curva C(t) è la seguente: C Vd V t 1 t (1 id ) ( ) t = t (1 i d e ) Nel caso di presenza di by-pass una parte del fluido esce dal reattore senza subire alcun trattamento. Nella curva C(t) si può vedere un primo massimo corrispondente all uscita della portata di by-pass e un secondo spostato verso destra corrispondente all uscita della portata principale. Lo spostamento è causato dal fatto che la portata effettivamente transitante è minore della portata totale. Figura 63: Andamento della curva E(t) in presenza di by-pass (Himmelblau et al., 1968). Analogamente si introduce un indice di by-pass: i b = Qb Q dove Q b è la portata by-passata e Q quella totale.

108 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Modelli in forma discreta La validità del modello sopra riportato è fondata sulle seguenti ipotesi: portata entrante nel reattore si mantiene costante durante la prova. caratteristiche del liquame influente sono costanti durante la prova. nel caso d immissione del tracciante ad impulso, l immissione può considerarsi istantanea. Nel caso di prove idrodinamiche sulla vasca biologica di un impianto di depurazione si hanno configurazioni particolari che non sono riproducibili con questo tipo di modello a causa della variabilità di alcuni valori. Il problema sostanziale dei depuratori è il ricircolo del fango dal sedimentatore secondario. Per questa configurazione particolare si può notare un cambiamento della curva C(t), perché il ricircolo riporta in testa della vasca biologica una frazione della concentrazione del tracciante in uscita. Si può osservare un innalzamento della coda della curva C(t) e anche un aumento del tempo nel quale si esaurisce la concentrazione del tracciante. Nel caso di un depuratore con lo schema di processo della pre-denitrificazione si deve tener conto anche del ricircolo interno. Per questi motivi sono stati sviluppati dei modelli in forma discreta, basati unicamente sull equazione caratteristica del reattore a miscelazione completa. Si considera un reattore a miscelazione completa nel quale al tempo t si ha una concentrazione di tracciante pari a C t. Avendo nello stesso istante una concentrazione in ingresso C 0,t e supponendo che tutte le portate e concentrazioni influenti si mantengano costanti per un intervallo t, la concentrazione in uscita al tempo t+ t risulta: Q t = V C t+ t Ct + ( C0, t Ct ) 1 e Gli intervalli di tempo possono essere scelti piccoli a piacere, ma per non complicare troppo il calcolo si può considerare, anziché una concentrazione in ingresso C t, la media tra i valori misurati all istante t e t+ t.

109 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 100 C0, t + C0, t+ t C = + t+ t Ct Ct 1 e 2 In questo modo si può considerare qualsiasi tipo di segnale in ingresso: il segnale ad impulso viene assimilato ad un gradino di durata finita. 8.2 Scelta del tracciante Criteri di scelta del tracciante Q t V La scelta del tracciante va effettuata in base a numerosi fattori: Caratteristiche fisiche e grado di conservazione: il tracciante deve diffondersi perfettamente nel flusso in ingresso; perciò le sue caratteristiche fisiche devono essere simili a quelle del liquido transitante. Potenziale inquinante, pericolosità, tossicità: la sostanza introdotta non deve causare l inquinamento dell effluente. Inerzia rispetto al processo operativo: il tracciante non deve indurre alterazioni al processo di trattamento, per esempio non deve inibire l attività batterica. Rilevabilità: sono preferibili traccianti che sono misurabili con strumenti semplici; inoltre è opportuno che la sostanza sia misurabile con buona precisione anche a basse concentrazione per evitare un enorme quantità di tracciante. Presenza naturale nel fluido: sono chiaramente preferibili sostanze assenti dal flusso in ingresso. Reperibilità e costo: è importante la facile reperibilità della sostanza e anche il suo basso costo. Nella seguente tabella sono indicate le principali caratteristiche di alcuni traccianti:

110 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 101 Tracciante SALI INORGANICI NaCl CaCl 2 LiCl Li 2CO 3 SOSTANZE ORGANICHE FLUORESCENTI Rodamina B Caratteristiche fisiche e grado di conservazione Potenziale inquinante, pericolositá, tossicitá Inerzia rispetto al processo operato Rilevabilitá Presenza naturale Adeguate Trascurabile Elevata Buona Frequente Costo Molto basso Adeguate Trascurabile Elevata Buona Trascurabile Medio Puó essere assorbita da solidi organici in sospensione Possibili problemi di tossicitá Elevata Buona Rodamina WT Adeguate Trascurabile Elevata Buona Blue di bromo-fenolo TRACCIANTI BIOLOGICI Spore di Bacillus Globigii Batteriofago del Saerratia marcescens ISOTOPI Trizio Possibilitá di assorbimento dai solidi sospesi e di biodegradazione Elevato tempo di decadimento (un anno) e elevata tendenza a legarsi a solidi sospesi Elevata mortaliá e tendenza a legarsi a solidi sospesi Adeguate Trascurabile Elevata Buona Possibile in liquami industriali Possibile in liquami industriali Possibile in liquami industriali Basso Medio Elevato Trascurabile Elevata Discreta Trascurabile Basso Trascurabile Elevata Buona Trascurabile Basso Non tossico ma pericoloso da utilizzare Tabella 35: Principali caratteristiche di alcuni traccianti. Elevata Ottima Trascurabile Molto elevato Scelta del tracciante per il depuratore della Media Pusteria Nel caso dell impianto di depurazione della Media Pusteria si è scelto di prendere come tracciante il litio cloruro. I motivi per questa scelta sono i seguenti: rilevabilità dello ione litio anche a basse concentrazioni (con lo strumento usato il limite di quantificazione è di 0.5 µg/l) e quindi massa di litio cloruro necessaria molto limitata. non crea problemi di inquinamento e di interferenza con i processi biologici. presenza bassa dello ione di litio nelle acque da trattare.

111 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Determinazione della concentrazione dello ione litio Le analisi per la determinazione del litio sono state eseguite dal laboratorio Eco- Center di Bolzano. In seguito si riportano la strumentazione utilizzata e la metodica di analisi: Strumentazione utilizzata Per determinare il litio nei campioni di acqua viene utilizzato uno strumento ICP-MS della ditta SPECTRO (Germania): SPECTROMASS Il detector a massa utilizzato per la quantificazione degli elementi è tra i più sensibili fra gli strumenti rilevatori. La linearità della risposta fornita dallo strumento ricopre 6 ordini di grandezza. La tecnologia di analisi sfrutta la tecnica ICP accoppiata con un detector a massa: il campione aspirato viene fatto nebulizzare attraverso una fiamma al plasma (ICP) alla temperatura di circa C. A questa temperatura gli elementi presenti nel campione vengono ionizzati, perdono l elettrone più esterno del guscio elettronico. Il fascio di ioni prodotto è focalizzato ed indirizzato all interno del detector (MS) che è costituito da un quadrupolo. Le tensioni applicate agli estremi del quadrupolo fanno sì che gli ioni vengano separati in base alla loro massa atomica. Al rilevatore vengono così inviate solo le masse di interesse. In tal modo il background dello strumento è piuttosto basso, quindi viene elevata la sensibilità ed abbassato il limite di quantificazione Metodica di analisi La quantificazione strumentale avviene per taratura esterna, con una retta di taratura costituita su almeno tre punti più lo zero. Le concentrazioni rilevate nei campioni cadono all interno della retta. Nessun valore viene estrapolato verso l alto, nonostante la linearità del detector. I campioni quindi che cadono al di sopra del punto più alto della retta vengono diluiti ed il fattore di diluizione viene verificato, secondo le indicazioni riportate dalle metodiche internazionalmente riconosciute (US-EPA, ente governativo degli Stati Uniti) per questo tipo di analisi. La massa di litio viene confrontata in continuo con una massa di un elemento di riferimento, in questo caso berillio (Be). Questo è l elemento più vicino al litio nella tabella periodica; si suppone quindi che il segnale fornito dal detector sia simile per tutti e

112 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 103 due gli elementi. Ad ogni campione, verificata l assenza totale di berillio originario, viene addizionata una quantità nota di tale elemento. La concentrazione fornita dallo strumento è calcolata continuamente con un fattore correttivo dato proprio dal segnale fornito dal berillio; in tal modo vengono corretti tutti gli effetti dovuti ad una matrice diversa. Quando il fattore correttivo, secondo quanto indicato da US-EPA, è al di fuori di determinati limiti, si effettua una ritaratura dello strumento. In tal modo il segnale prodotto dal detector è monitorato in continuo, e le fluttuazioni vengono rilevate e corrette. Ad ogni serie di campioni analizzati vengono introdotti inoltre degli step di controllo che prevedono la lettura di un materiale a concentrazione nota ogni certo numero di campioni (10-20) Calcolo della massa di LiCl necessaria Per il calcolo della massa di LiCl necessaria si è impostato una concentrazione limite di 25 µg/l. Nell effluente si deve avere per una durata pari a due volte il tempo medio di ritenzione idraulica (HRT) una concentrazione di litio maggiore di questa concentrazione limite. Ipotizzando che il risultato della prova idrodinamica sia equivalente ad una serie di N reattori a miscelazione completa 1, l espressione che fornisce la concentrazione del tracciante in uscita dai reattori è la seguente: C( t) = M Q 1 t t t N 1 N N e 1! ( N ) nella quale M è la massa del tracciante, Q la portata entrante uguale a Q influente +Q ricircolo (Q 9000m³), N il numero della serie di reattori a miscelazione completa, t il tempo medio di ritenzione idraulica (HRT 24h) e t la durata della prova (t = 2*HRT). Invertendo questa formula ed impostando per sicurezza N=7 si ottiene la massa di NiCl necessaria per il test idrodinamico: t N t 1 paragrafo

113 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 104 M t N 1 N t 1 t N N t = Clim Q e t ( N ) 1! 1 L effetto del ricircolo è stato trascurato, perché non può essere altro che a favore di sicurezza visto che innalza la coda della curva C(t). Nel caso dell impianto di depurazione della Media Pusteria la massa di litio cloruro necessaria è uguale a circa 25 kg. 8.3 Esecuzione del test idrodinamico Il test idrodinamico è stato effettuato nei giorni 10, 11 e 12 giugno Preparazione del test idrodinamico Per la preparazione della soluzione di litio cloruro si é scelto di utilizzare una concentrazione di 500 g/l anche se la solubilità di questo sale in acqua a 20 C è pari a 860 g/l. Poiché la solubilizzazione di questo sale è fortemente esotermica si è proceduto preparando 5 litri di soluzione per volta Campionamento Il campionamento è stato eseguito con 2 campionatori automatici. Il primo è stato posizionato alla fine della vasca biologica e programmato in modo che prelevasse un campione ogni 30 minuti nelle prime 24 ore e ogni ora nelle ultime 24 ore (in totale 73 campioni). L altro campionatore è stato posizionato all'inizio della vasca biologica per prelevare il fango dal tubo di ricircolo. I prelievi sono stati eseguiti ogni 2 ore per tutta la durata del test. Per controllare la concentrazione del litio nel refluo sono stati prelevati alcuni campioni dal refluo sedimentato. Per quantificare il litio nei campioni, questi sono stati filtrati sul posto e raccolti in contenitori esenti da elementi inquinanti, prodotti in PE ed acidificati per mantenere in soluzione gli elementi Risultati del test idrodinamico Nella seguente tabella e figura si possono vedere i risultati della prova idrodinamica:

114 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 105 uscita vasca biologica ricircolo fanghi tempo Concentrazione tempo Concentrazione [h] [mg/l] [h] [mg/l] , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,5 299

115 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 106 uscita vasca biologica tempo Concentrazione , , , , Tabella 36: Risultati della prova idrodinamica.

116 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 107 concentrazione Li + [µg/l] 600,00 500,00 400,00 300,00 200,00 100,00 uscita vasca biologica ricircolo 0,00 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 tempo [h] Figura 64: Andamento della concentrazione di Li +. Già a prima vista si può notare che l andamento non segue quello teorico atteso. Le cause delle irregolarità nel profilo della concentrazione di litio vengono discusse nel prossimo paragrafo Problemi nella prova idrodinamico Concentrazione di Li + nel refluo Prima di effettuare il test idrodinamico sono stati prelevati dei campioni per analizzare la concentrazione dello ione litio nel refluo. Queste analisi, fatte nei giorni 15 e 16 maggio hanno portato i seguenti risultati: Tempo del campionamento Concentrazione di litio [µg/l] Ore 8 (15 maggio) 2.2 Ore 11 (15 maggio) 2.2 Ore 14 (15 maggio) 2.0 Ore 17 (15 maggio) 2.3 Ore 8 (16 maggio) 2.0 Tabella 37: Concentrazione di litio nelle acque. Dalle analisi si può vedere sia una concentrazione del litio relativamente bassa sia una sua bassa variabilità durante la giornata.

117 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 108 Il problema che è comparso nei giorni della prova è che la concentrazione dello ione litio nel refluo non era né bassa né costante. Sono state effettuate le seguenti analisi su tre campioni prelevati durante la prova: Tempo Concentrazione di litio [h] [µg/l] Tabella 38: Concentrazione di litio nel refluo durante il test idrodinamico Fenomeni di by-pass A causa del funzionamento in alternanza nel periodo della denitrificazione (compressore spenti) la biomassa sedimenta e si possono verificare dei fenomeni di by-pass che non sono quantificabili. Per il funzionamento in alternanza è stato disattivato il ricircolo interno. Al posto delle pompe sono state montate delle valvole che dovrebbero impedire il passaggio della biomassa dall inizio sino alla fine della vasca biologica. Un ipotesi che verificasse la variabilità della concentrazione di litio all inizio della prova idrodinamica potrebbe essere la chiusura non perfetta di queste valvole. Per escludere errori di campionamento e di analisi e per essersi sicuri dell andamento della concentrazione di litio si è deciso di rifare la prima parte del test idrodinamico (prime 11 ore) Test idrodinamico per verificare i problemi Questa volta si è scelto di utilizzare una massa di litio cloruro uguale a circa 12 kg e per la preparazione della soluzione una concentrazione di 250 g/l. I campioni sono stati prelevati a mano ogni 30 minuti alla fine della vasca biologica. Inoltre è stata controllata la concentrazione del litio nel refluo prelevando alcuni campioni dal refluo pre-sedimentato. In seguito si possono vedere i risultati del secondo test idrodinamico:

118 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 109 uscita vasca biologica tempo Concentrazione di Li + [h] [µg/l] , , , , , , , , , , , Tabella 39: Risultati della seconda prova idrodinamica. concentrazione Li + [µg/l] 300,00 250,00 200,00 150,00 100,00 50,00 uscita vasca biologica 0,00 0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 tempo [h] Figura 65: Andamento della concentrazione di Li + nella seconda prova idrodinamica.

119 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 110 Come già per la precedente prova idrodinamica sono state effettuate le seguenti analisi per la determinazione del litio nel refluo: Tempo del campionamento Concentrazione di litio [h] [µg/l] Tabella 40: Concentrazione di litio nel refluo durante il secondo test idrodinamico. Analizzando questi risultati sono stati confermati quelli della prima prova idrodinamica Elaborazione dei dati L elaborazione dei dati è stata eseguita con Excel e si basa sulla determinazione del modello teorico che rappresenta meglio il comportamento reale. Dopo l analisi delle curve sperimentali si è scelto come modello idrodinamico teorico una serie di N reattori a miscelazione completa. L espressione del modello viene riportata in seguito: C i 1, t + Ci 1, t+ t C = + i, t+ t Ci, t Ci, t 1 e 2 C C i N ( C ) i, 0 = 0,0 + N,0 C0,0 dove: Q t V i V i volume dei singoli reattori; Q t portata entrante; intervallo di discretizzazione temporale; C i,t concentrazione di tracciante in uscita dall i-esimo reattore di una cascata al tempo t;

120 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 111 C 0, t QCb, t + Qs, t Cs, t = concentrazione di tracciante in ingresso al reattore Q + Q s, t al tempo t; dove: C b,t concentrazione del tracciante già presente nel flusso entrante (concentrazione di base) al tempo t; Q s,t portata della soluzione tracciante al tempo t; C s,t concentrazione della sostanza tracciante nella soluzione dosata al tempo t. A questo punto si sono ricercati il numero di reattori (N) e il loro singolo volume. Nel seguente grafico si può vedere l'andamento del modello teorico scelto: concentrazione Li + [µg/l] 600,00 500,00 400,00 300,00 200,00 100,00 dati sperimentali modello teorico 0,00 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 tempo [h] Figura 66: Risultato del modello teorico con 6 reattori. Il sistema scelto equivale a una serie di 6 reattori a miscelazione completa con i seguenti volumi: V1 = V2 = V3 = V4 = V6 = 500 m³, V5 = 6800 m³. Il volume totale della vasca biologica dell impianto reale è uguale a 9300 m³.

121 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Modellazione e simulazione del processo a fanghi attivi nell impianto di depurazione della Media Pusteria 9.1 Modelli per il processo a fanghi attivi I modelli più completi per il processo a fanghi attivi sono le versioni dell ASM (Activate Sludge Model) sviluppate dalla IAWQ (International Association on Water Quality) Activate Sludge Model N.1 (ASM1) Il modello ASM1 tiene conto della degradazione del substrato carbonioso e dell azoto. Due tipi di biomasse vengono modellizzati: biomassa eterotrofa biomassa autotrofa La biomassa eterotrofa si genera con la crescita del substrato rapidamente biodegradabile in ambiente aerobico od anossico e decade in tutte le condizioni (respirazione endogena, lisi). La biomassa autotrofa si genera in ambiente aerobico utilizzando l ammonio come fonte di energia. Si assume che la degradazione dell ammonio a nitrato avvenga in un solo step Activate Sludge Model N.2d (ASM2d) Il modello Activate Sludge Model N.2d è un estensione dell ASM1; considera anche la degradazione biologica del fosforo. I processi in questo modello sono separati in 4 gruppi: idrolisi processi degli eterotrofi

122 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 113 processi degli autotrofi processi dei batteri accumulatori del fosforo Activate Sludge Model N.3 (ASM3) Questo modello corregge qualche difetto dell ASM1. Le caratteristiche più importanti del modello sono: l idrolisi è indipendente dal donatore di elettroni e per questo avviene con la stessa rata sia in condizioni aerobiche sia anossiche viene introdotto un coefficiente di crescita cellulare anossico il decadimento della biomassa è modellato con la respirazione endogena viene modellato lo stoccaggio di COD da parte degli eterotrofi in condizioni aerobiche ed anossiche è possibile distinguere tra il decadimento aerobico ed anossico dei nitrificanti l ammonificazione dell azoto solubile biodegradabile (SND) e l idrolisi dell azoto particolato biodegradabile (XND) vengono trascurati. Viene assunta una composizione costante di tutti i componenti organici (rapporto costante tra N e COD) viene considerata la limitazione del processo a causa dell alcalinità Mantis Model Il modello Mantis equivale all ASM1, eccetto le seguenti modificazioni: due nuovi processi di crescita vengono introdotti: uno per gli organismi eterotrofi, l altro per quelli autotrofi (in condizioni di bassa concentrazione di ammonio ed alta concentrazione di nitrati gli organismi possono prendere i nitrati come risorsa nutriente) i parametri cinetici dipendono dalla temperatura viene introdotta la denitrificazione aerobica.

123 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina Two Step Mantis Model La caratteristica più importante di questo modello è la modellazione della nitrificazione con un processo a 2 step; nel primo avviene la conversione dell ammonio a nitrito da parte dei Nitrosomonas, nel secondo i Nitrobacter convergono i nitriti a nitrati. Un altro processo che è specificato nel 2 - Step - Mantis Model è l idrolisi del substrato rapidamente biodegradabile. 9.2 Descrizione del simulatore usato - GPS-X (versione 4.0) Introduzione GPS-X è il simulatore più diffuso per la modellazione di impianti di depurazione per le acque civili e industriali. Esso usa un interfaccia grafica tale da facilitare la modellazione e simulazione dinamica. Mette a disposizione una buona potenzialità e flessibilità per la simulazione di impianti di depurazione Librerie Una libreria nel contesto del GPS-X è una collezione di modelli di processi di depurazione che usa una serie di componenti base del refluo (state variables). Sei librerie sono a disposizione del GPS-X: Carbonio Azoto (CNLIB) Carbonio Azoto Refluo industriale (CNIPLIB) Carbonio Azoto Fosforo (CNPLIB) Carbonio Azoto Fosforo Refluo industriale (CNPIPLIB) Carbonio Azoto avanzata (CN2LIB) Carbonio Azoto - avanzata Refluo industriale (CN2IPLIB)

124 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 115 I variabili di stato della libreria Carbonio - Azoto - avanzata usata per la modellazione dell impianto di depurazione della Media Pusteria sono elencati nella seguente tabella:

125 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 116 Variabili di stato Simbolo Unità di misura 1 Materiale particolato inerte inorganico xii gcod/m³ 2 Materiale solubile inerte organico si gcod/m³ 3 Materiale particolato inerte organico xi gcod/m³ 4 Materiale particolato non biodegradabile del decadimento cellulare xu gcod/m³ 5 Substrato rapidamente biodegradabile ss gcod/m³ 6 Substrato rapidamente idrolizzabile ssh gcod/m³ 7 Substrato lentamente idrolizzabile xs gcod/m³ 8 Biomassa attiva eterotrofa xbh gcod/m³ 9 Nitrosomonas attivi xbai gcod/m³ 10 Biomassa attiva ossidatrice di nitriti xbaa gcod/m³ 11 Ossigeno disciolto so go 2 /m³ 12 Nitriti snoi gn/m³ 13 Nitrati snoa gn/m³ 14 Azoto solubile inerte organico (in si) sni gn/m³ 15 Azoto particolato inerte organico (in xi) xni gn/m³ 16 Ammoniaca in forma ionica snh gn/m³ 17 Azoto solubile biodegradabile organico (in ss) snd gn/m³ 18 Azoto particolato biodegradabile organico (in xs) xnd gn/m³ 19 Alcalinità salk mole/m³ Tabella 41: Variabili di stato della libreria Carbonio Azoto avanzata.

126 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 117 In questa libreria sono disponibili 19 variabili di stato. La maggior differenza rispetto alla libreria Carbonio Azoto è la presenza dell azoto inerte (solubile e particolato) e la suddivisione della nitrificazione in due passi (nitriti e nitrati). Le variabili composte (composite variables) vengono calcolate sulla base delle variabili di stato. Figura 67: Libreria Carbonio Azoto avanzata: BOD, COD e SST e la loro relazione con le variabili di stato. I solidi sospesi volatili vengono calcolati dal COD particolato (XCOD) dividendo per la frazione XCOD/VSS (icv) che cambia l unità di misura del XCOD in gvss/m³. Per

127 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 118 calcolare i solidi sospesi totali (X), ai solidi sospesi volatili (VSS) dev essere sommato il materiale particolato inerte inorganico (xii). Il BOD totale (BOD 20 ) viene calcolato sommando il BOD solubile e il BOD particolato che si ottengono dalle variabili di stato. Per determinare il BOD 5 si deve utilizzare la frazione fbod che è il rapporto tra BOD 5 e BOD 20. Figura 68: Libreria Carbonio Azoto avanzata: Le variabili composte dell azoto e le loro relazioni con le variabili di stato. Il TKN solubile è la somma dell ammoniaca libera e ionizzata (snh), dell azoto solubile biodegradabile organico (snd) e dell azoto solubile inerte organico (sni). Il TKN è la somma del STKN, dell azoto particolato biodegradabile organico (xnd), dell azoto particolato inerte (xni) e dell azoto associato alla frazione organica. L azoto totale si calcola dalla somma del TKN e dei nitrati e nitriti (snoa e snoi) Oggetti Un oggetto è una rappresentazione simbolica di un unità di processo e può essere associato ad un generico modello. Tanti parametri possono essere associati ad un oggetto: configurazione idraulica

128 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 119 parametri fisici parametri operativi variabili rappresentabili con un grafico (display variables) etichette In seguito vengono illustrati gli oggetti più importanti: Influente L influente è un oggetto a volume zero che non ha attributi fisici ed operativi. Questo oggetto viene caratterizzato dal carico e dal flusso dell influente che possono essere: dati costanti dati sinusoidali dati diurni che vengono ripetuti ogni giorno dati definiti dall utente in un file esterno Splitters Questo oggetto é un separatore di flusso che può avere sino a cinque punti di connessione in uscita Combiners Sono dei combinatori di flusso Reattori biologici Il simulatore mette a disposizione parecchi reattori biologici: reattore a miscelazione completa reattore plugflow biofiltro aerato reattori a biomassa adesa reattori DAF (dissolved air flotation) digestori aerobici

129 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 120 digestori anaerobici reattori SBR (sequencing batch reactor) sistema ibrido Sedimentatori I sedimentatori disponibili per la modellazione sono: sedimentatore primario circolare sedimentatore primario rettangolare sedimentatore secondario circolare sedimentatore secondario rettangolare 9.3 Modellazione della linea 2 funzionante con lo schema di processo della nitrificazione-denitrificazione in alternanza Generazione del layout e simulazione del test idrodinamico Grazie al modello teorico in forma discreta (capitolo 8.3.6) si è ottenuta una stima del numero e dei volumi della serie di vasche a miscelazione completa che descrivono la vasca reale. A questo punto si è proceduto all implementazione del layout nel GPS-X. All inizio si è costruito un impianto formato da una serie di 6 vasche a miscelazione completa con i seguenti volumi ricavati con il modello teorico: V1 = V2 = V3 = V4 = V6 = 500 m³, V5 = 6800 m³ A questa serie di vasche si è aggiunto un sedimentatore rettangolare con le stesse dimensioni di quello reale (V = 2800 m³, H = 4 m). Il modello utilizzato per il sedimentatore è stato il simple1d, descritto nel manuale d uso del programma. A questo punto si è simulato il test idrodinamico immettendo spontaneamente una quantità di Li + uguale a quella utilizzata per il test idrodinamico reale. Chiaramente il modello doveva avere come input tutte le portate in ingresso e quelle di ricircolo rilevate nell impianto reale nei giorni 10,11 e 12 giugno 2002 (seguente Tabella):

130 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 121 tempo Q ingresso Q ricircolo tempo Q ingresso Q ricircolo [h] [m 3 /h] [m 3 /h] [h] [m 3 /h] [m 3 /h]

131 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 122 tempo Q ingresso Q ricircolo tempo Q ingresso Q ricircolo [h] [m 3 /h] [m 3 /h] [h] [m 3 /h] [m 3 /h] Tabella 42: Andamento delle portate in ingresso e di ricircolo nell impianto di depurazione della Media Pusteria nei giorni 10, 11 e 12 giugno Nel layout si può osservare un secondo flusso influente che simula l aggiunta in modalità batch della soluzione di tracciante (seguente figura): Figura 69: Layout dell impianto di depurazione della Media Pusteria. Il risultato della simulazione del test idrodinamico è riportato nelle seguenti figure:

132 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 123 concentrazione Li + [µg/l] dati sperimentali dati simulati tempo [h] Figura 70: Confronto tra i dati reali e la simulazione (concentrazioni in uscita della vasca biologica). Come si può vedere nel grafico sopra riportato è stato ottenuto un buon risultato tenendo conto dei problemi già enunciati nel capitolo del test idrodinamico. Si può notare però che il sedimentatore secondario non si comporta come quello reale. Questo comportamento può essere causato dalla configurazione molto particolare del sedimentatore reale, nel quale le pompe di ricircolo sono posizionate subito all estremità di ingresso del fango proveniente dalla vasca biologica. Questo fenomeno è molto difficile da simulare poiché si dovrebbe condurre un analisi idrodinamica solo sul sedimentatore. + [µg/l] concentrazione Li 600 dati sperimentali 500 dati simulati ,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 tempo [h] Figura 71: Confronto tra i dati reali e la simulazione (concentrazioni nel ricircolo).

133 Christof Hilber Laurea in Ingegneria per l ambiente e il territorio Pagina 124 In seguito sono state fatte delle analisi per valutare l influenza della coda più alta del ricircolo simulato sull uscita del tracciante dalla vasca biologica. Al posto del ricircolo simulato è stato inserito nel layout un altro influente con i dati sperimentali del ricircolo. Figura 72: Layout con il ricircolo sperimentale. Nella seguente figura si può osservare che l influenza del ricircolo sperimentale sull uscita del tracciante dalla vasca biologica è poco rilevante:

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