NH + OH NH + H O. microrganismi. enzima ureasi H NCONH + 2H O 2NH + CO

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1 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa LA NITRIFICAZIONE BIOLOGICA Accanto alla rimozione del carbonio un altro problema da affrontare all interno di un depuratore biologico è quello del trattamento dell azoto che, nei suoi diversi stadi di ossidazione, può implicare problemi di varia natura nei corsi d'acqua ricettori; tra di essi il più noto è l eutrofizzazione dei corpi idrici a debole ricambio, in cui peraltro è in genere il fosforo ad esercitare il ruolo di reale fattore limitante la crescita algale. Altri problemi connessi alla presenza di azoto possono così essere riassunti: abbassamento del tenore di ossigeno disciolto nei ricettori, da collegarsi al consumo dovuto all ossidazione batterica dell azoto ammoniacale ad azoto nitroso e nitrico; diretta tossicità dell azoto ammoniacale per la fauna ittica, quando esso sia presente in forma di ammoniaca gas (NH 3 ). Poiché l equilibrio con gli ioni ammonio (NH 4+ ) è regolato dal ph in base alla relazione NH + OH NH + H O un aumento di ph determina un incremento della presenza di NH 3 e quindi della tossicità per molte specie ittiche, già considerevole per concentrazioni di 0,01 mg/l di NH 3 -N; limitazioni agli usi idropotabili per i rischi connessi alla presenza di nitrati che riducendosi a nitriti nell apparato digerente e combinandosi all'emoglobina del sangue vi bloccano il meccanismo di trasporto dell ossigeno (cianosi infantile). Per tale motivo le norme dell Organizzazione Mondiale della Sanità (OMS) stabiliscono una concentrazione massima di 11 mg/l di NO 3 -N nelle acque potabili; la presenza di azoto ammoniacale diminuisce l efficienza della clorazione, con la necessità di maggiori dosaggi di cloro (clorazione al punto di rottura). Nei liquami urbani, negli scarichi zootecnici, ed in molti effluenti industriali, l azoto è prevalentemente presente sotto forma organica (proteine) e come urea, contenuta nelle urine; in entrambi i casi e in ambiente idrico esso subisce un rapido processo di ammonificazione ad azoto ammoniacale, secondo le seguenti reazioni qualitative: N NH + NH org microrganismi enzima ureasi H NCONH + 2H O 2NH + CO Per tale motivo in seguito non si farà distinzione tra l azoto organico ed ammoniacale, entrambi compresi nella determinazione del TKN. Negli abituali processi di depurazione, il rendimento di rimozione dell azoto è significativo, ma non elevato. Per i liquami domestici la sedimentazione primaria consente un abbattimento di circa il 10%; nelle fasi biologiche le quantità trattenute per assimilazione batterica (processi di sintesi) sono direttamente correlate al carbonio rimosso e valutabili attorno al 5% del COD biodegradabile eliminato. Una depurazione più spinta richiede trattamenti specifici; accanto a processi di natura chimica e chimico-fisica (clorazione al punto di rottura, strippaggio dell'ammoniaca), di limitata applicabilità, la via oggi più matura su scala reale, soprattutto in campo urbano, è quella biologica, attraverso una fase ossidativa di nitrificazione, con formazione di nitriti e quindi di nitrati, seguita da una fase riduttiva di denitrificazione, con produzione di azoto molecolare (N 2 ), non più utilizzabile nei cicli biologici e come tale ceduto all'atmosfera.

2 6-32 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili 4.1. STECHIOMETRIA Per nitrificazione si intende l ossidazione dei composti inorganici dell azoto allo stato ridotto, svolta da batteri autotrofi, in grado cioè di utilizzare per la sintesi cellulare carbonio inorganico (CO 2 ) e di trarre l energia necessaria alla crescita e al metabolismo dall ossidazione dell'ammoniaca e poi dei nitriti usando l ossigeno libero come accettore di elettroni. Nel trattamento delle acque risultano di particolare interesse i batteri del genere Nitrosomonas, per l ossidazione dell ammoniaca a nitriti, e del genere Nitrobacter per l ossidazione dei nitriti a nitrati. Le reazioni di ossidazione, da cui i batteri traggono l energia loro necessaria, possono esprimersi per i Nitrosomonas come: + + NH4 + 15, O2 2H + H2O + NO mgo/mg NH + 4 -N (58 84 kcal) e per i Nitrobacter: NO2 + 05, O2 NO mgo/mg NO - 2 -N ( kcal) Complessivamente pertanto le reazioni di ossidazione dell ammoniaca a nitrati risultano: + + NH4 + 2O2 2H + H2O + NO mgo/mg NH + 4 -N ( kcal) Parte dell'azoto è anche richiesto per la sintesi batterica sia dei Nitrosomonas che dei Nitrobacter per cui in totale si può scrivere la seguente espressione stechiometrica che tiene conto sia dell'ossidazione dell'ammoniaca, sia della sintesi batterica (su basi teoriche e sperimentali): NH + 183, O + 198, HCO 0, 021 C H O N , H O + 0, 98 NO + 188, H CO Dall'osservazione di questa espressione si possono ricavare le seguenti considerazioni: 1. La sintesi di organismi nitrificanti è piuttosto limitata, in rapporto ai quantitativi di ammoniaca ossidati. I rapporti stechiometrici indicano una produzione calcolata come di seguito: NH + 183, O + 198, HCO 0, 021 C H O N , H O + 0, 98 NO + 188, H CO 14 com en 0, si ricava 0, /14=0,1695 g di biomassa per ogni grammo di NH 4 + -N ossidato. 2. È necessaria una considerevole disponibilità di ossigeno libero. Sempre sulla base dell'equazione stechiometrica: NH + 198, HCO + 183, O 0, 021 C H O N , H O + 0, 98 NO + 188, H CO 14 com en 183, 2 16 si calcola 1, /14=4,183 g di O 2 per ogni grammo di NH 4 + -N ossidato. 3. Nel corso del processo si ha distruzione di alcalinità con produzione di acido carbonico. Per ogni grammo di NH 4 + -N ossidato si distruggono 8,62 g di HCO 3 (che equivale a 7,07 g di CaCO 3 ). Dalla espressione stechiometrica:

3 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa NH + 183, O + 198, HCO 0, 021 C H O N , H O + 0, 98 NO + 188, H CO 14 com en 198, 61 si calcola 1,98 61/14=8,627 g di HCO 3 per ogni grammo di NH 4 + -N ossidato, oppure in altri termini 7,07 grammi di CaCO 3 per ogni grammo di NH 4 + -N ossidato. Conseguentemente si ha una tendenza all'abbassamento del ph, quando l'alcalinità iniziale dell'acqua da trattare non sia sufficientemente elevata per tamponare l'acidità prodotta durante la nitrificazione CINETICA La velocità di ossidazione dell ammoniaca, dovuta ai Nitrosomonas, in assenza di fattori limitanti, è assai minore rispetto a quella dei Nitrobacter nell ossidazione dei nitriti a nitrati. Nelle condizioni di reale funzionamento, pertanto, l ossidazione a nitriti limita di fatto la velocità dell'intero processo; proprio per questo motivo difficilmente si verificano accumuli di nitriti. Osservazioni sperimentali hanno mostrato che la velocità di nitrificazione può essere espressa secondo la formula di Monod sfruttando le seguenti considerazioni: 1. la massa di batteri generata è proporzionale alla massa di substrato (nel nostro caso ammoniaca) utilizzata per la sintesi. 2. la velocità specifica di crescita dei batteri (ossia gli organismi generati per unità di massa di organismi e di tempo) è correlata con la concentrazione di substrato che circonda i batteri. Dal punto 1. segue M(X n ) = Y n M(N a ) (6.85) dove: M(X n ) = massa di batteri nitrificanti generati [mg VSS]; M(N a ) = massa di azoto ammoniacale utilizzato [mg(nh 4 -N)]; Y n = massa di batteri nitrificanti generata per unità di azoto ammoniacale consumata [mg SSV/mg(NH 4 -N)]. Conseguentemente si può scrivere: dx n Y dn a = n (6.86) dt dt Dal punto 2. Monod ha sviluppato la seguente espressione: Na µ nt = µ nt (6.87) KnT + Na dove: µ nt = velocità di crescita specifica osservata alla concentrazione N a [mg SSV/(mg SSV d)]; µ nt = velocità di crescita specifica massima [mg SSV/(mg SSV d)]; K nt = costante di semisaturazione, cioè tale per cui µ nt = 05, µ nt [mg (N-NH 4 -N)/l]; = concentrazione di ammoniaca nel reattore [mg (NH 4 -N)/l]. N a È da notare come nelle grandezze definite compare il pedice T, a significare la loro forte dipendenza dalla temperatura.

4 6-34 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili La velocità di crescita è data dalla velocità di crescita specifica moltiplicata per la massa di batteri presenti (X n ): dx dt n Na = µ nt X n = µ nt K N X n (6.88) + crescita La velocità di crescita può essere correlata alla velocità di rimozione dell'ammoniaca: dna µ nt Na dt Y K N X Na = n = ν nt K N X n (6.89) n nt + a nt + a Oltre alla crescita, la massa di batteri subisce naturalmente delle perdite, che, come già visto sono indicate come perdita di massa endogena; si è osservato che tale perdita è indipendente dalla crescita, consentendo così di esprimerla nella semplice forma dx dt n nt = bnt X scomparsa n a (6.90) dove: b nt = velocità specifica di perdita di massa endogena per i nitrificanti [mg SSV/(mg SSV d)]. La crescita netta della massa di batteri si scrive dx dt n = ( µ nt bnt ) Xn (6.91) netto Considerando il processo di nitrificazione in un impianto a fanghi attivi completamente miscelato, con condizioni di carico e portata costanti, il bilancio di massa è dato da: Na MX ( n)= Vp Xn = µ nt Xn Vp dt bnt Xn Vp dt Xn Q dt (6.92) KnT + Na dove: V p = volume della vasca [m 3 ]; Q = portata di supero estratta dal reattore [m 3 /d] Dividendo per V p dt ottengo dx dt n Na K N X b X Xn Q = µ nt n nt n (6.93) + V nt a p Posto V p =ϑ = età del fango [d]; in condizioni di carico e portata costanti e a regime Q vale dx dtn = 0 e risolvendo per N a ottengo N a = K µ nt nt 1 bnt + ϑ 1 bnt + ϑ (6.94)

5 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-35 CONCENTRAZIONE DI AZOTO AMMONIACALE ENTRANTE [mgn/l] È da notare che N a nel reattore e nell effluente è indipendente dalla costante specifica di produzione Y n e dalla concentrazione di ammoniaca entrante (N ai ). Ponendo in un grafico la relazione appena scritta con età del fango in ascissa e N ai in ordinata si individua una curva come indicato in Figura 6.26 si può osservare che per elevate età del fango N a è molto bassa e rimane tale fino ad un'età del fango di 3,5 giorni; per età minori cresce rapidamente fino a raggiungere l ovvio valore limite di N ai. Ponendo N a = N ai e risolvendo la relazione in ϑ si trova l età minima del fango ϑ min sotto la quale non avviene nitrificazione. ϑmin = KnT + Nai N b K b ( µ ) ( µ nt bnt ) ai nt nt nt nt = K nt 1+ Nai K b N nt nt ai (6.95) ϑ min dipende molto debolmente da N ai. Inoltre la quantità K nt /N ai è generalmente piccola: si può quindi semplificare l espressione di ϑ min come segue ϑ vari valori di Nai min = N ai N ai 1 ( µ nt bnt ) ϑ< ϑ min ϑ = ϑ min ϑ > ϑ min ETA' DEL FANGO [giorni] (6.96) Questa espressione è molto utile nelle applicazioni pratiche con acque reflue urbane quando N ai sia maggiore di 5 mgn/l (in tal caso vale l'approssimazione K nt << 1, poiché K n20 Nai 1 mgn/l). Da quanto detto si evince chiaramente che µ nt e b nt influenzano significativamente l età minima del fango; è quindi di fondamentale importanza valutare, nelle applicazioni pratiche, come possono variare queste grandezze per effetto di fattori quali la temperatura, il ph e altri Figura Relazione tra l'età del fango per la nitrificazione e la concentrazione di ammoniaca influente N ai FATTORI LIMITANTI Numerosi fattori influenzano l efficienza di nitrificazione e l età minima del fango. In particolare assumono grande importanza la natura delle acque reflue, la temperatura, il ph, la presenza di zone non aerate, la concentrazione di ossigeno disciolto e la variabilità della portata e del carico inquinante.

6 6-36 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili Natura del liquame influente La massima velocità specifica di crescita µ nt è fortemente legata alla natura delle acque reflue. Questo effetto è dovuto alla possibile azione inibente da parte di sostanze contenute nel refluo, specie se di origine industriale, sebbene non sia ancora noto in modo preciso come le specifiche specie inibenti possono interferire. Per valori differenti di µ nt possono corrispondere variazioni anche dell ordine del 100% nell età minima del fango. Se non sono disponibili misure sperimentali è necessario scegliere, a favore di sicurezza, un valore cautelativo per µ nt (come valori di riferimento di µ nt a 20 C si assume l'intervallo 0,33 0,65 d -1 ). Il parametro b nt ha una rilevanza minore e non è quindi necessario indagare con precisione sui vari fattori che lo influenzano; si adotta normalmente un valore di 0,04 d -1, valido per gran parte dei liquami Temperatura Le grandezze µ nt e K nt sono molto sensibili alle variazioni di temperatura; la dipendenza può essere quantificata con le seguenti relazioni: µ = µ K b nt nt nt n20 = K n20 = b n20 ( ) ( T ) ( ) ( T ) ( ) ( T ), (6.97), (6.98), (6.99) L effetto della temperatura su µ nt è molto rilevante ai fini progettuali: infatti, un calo di 6 C della temperatura porta ad un dimezzamento di µ nt con conseguente raddoppio dell età minima del fango. È da notare infine che la sensibilità di K n alle variazioni di temperatura non incide sull età minima del fango, ma solo sull efficienza di nitrificazione ph ed alcalinità La velocità di crescita specifica dei batteri dipende molto dal ph medio nel reattore. Si osserva infatti che appena ci si discosta da un range ottimale di ph compreso tra 7 e 8,5 si evidenzia un marcato rallentamento del processo di nitrificazione. Come si è visto in precedenza ϑ min ha una forte dipendenza da µ nt ed è invece meno influenzato da K nt. Tuttavia K nt ha una fondamentale influenza sull efficienza di nitrificazione e quindi è indispensabile studiarne le possibili variazioni. L analisi degli effetti delle variazioni di ph ha rivelato che è assai difficile separare gli effetti su µ nt da quelli su K nt. Sperimentalmente si è osservato che per ph compresi tra 5 e 7,2 si verifica un calo di µ nt ed una crescita di K nt che possono essere quantificate con sufficiente precisione dalle seguenti relazioni: per 7,2<pH<8,5 µ nph = µ n72, (6.100) per 5<pH<7,2 K nph = Kn72, (6.101) ( 72, ) µ = µ α (6.102) K nph n ns ph 72, ( 72, ph) = K α (6.103) nph n72, ns

7 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-37 dove α ns = coefficiente di sensibilità al ph (pari a circa 2,35). L effetto complessivo di temperatura e ph viene espresso con la seguente relazione: ( ) ( ph 72, ) ( ) ( T 20 ) ( ) ( ) a 2, , 72, ph ( ) ( T 20 ) µ ntph = µ n20 K n20 N 2, , + N dove: µ ntph = velocità di crescita specifica per assegnati valori di T e ph; µ n20 = massima velocità di crescita specifica a T=20 C e ph=7,2; = costante di semisaturazione a T=20 C e ph=7,2. K n20 a (6.104) In termini progettuali bisogna tenere conto dell alcalinità del refluo entrante; infatti, una bassa alcalinità entrante induce un rapido calo del ph nel reattore durante il processo di nitrificazione. Stechiometricamente si calcola che per 1 mg di ammoniaca nitrificato si consumano 7,07 mg di alcalinità in termini di CaCO 3. Il problema può essere limitato o completamente risolto prevedendo nella configurazione di impianto sia il processo di nitrificazione che di denitrificazione. La denitrificazione provvede, infatti, a rimuovere acidità e quindi permette di recuperare in parte l'alcalinità consumata in nitrificazione. La denitrificazione è, però, un processo anossico; bisognerà quindi tenere conto della presenza di zone non aerate nel reattore nella valutazione del processo di nitrificazione Zone non aerate L effetto di zone non aerate sulla nitrificazione può essere facilmente trattato se si assumono le seguenti ipotesi: 1. I batteri nitrificanti possono crescere solo nelle zone aerobiche del reattore, poiché sono organismi strettamente aerobi. 2. La perdita di massa endogena avviene sia in condizioni aerobiche che anossiche. 3. La concentrazione di batteri nitrificanti è sostanzialmente uguale nelle due zone del processo. Con queste ipotesi, se f xt è la frazione non aerata della massa totale di fango, l azoto ammoniacale uscente è dato da: N a = µ 1 KnT bnt + ϑ 1 ( 1 f ) b + ϑ nt xt nt (6.105) Con ragionamenti analoghi a quelli visti in precedenza si può ricavare l espressione di ϑ min : ϑ min = µ 1 ( 1 f ) b nt xt nt (6.106) Alternativamente, se ϑ è noto, si può calcolare la frazione minima di fango in condizioni aerobiche (1-f xm ) che deve essere presente nel reattore perché avvenga la nitrificazione:

8 6-38 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili 1 bnt + ϑ ( 1 fxm ) = µ o allo stesso modo la massima frazione non aerata (f xm ) si ricava immediatamente: nt (6.107) 1 bnt + ϑ fxm = 1 (6.108) µ nt I valori così calcolati devono essere corretti con un opportuno coefficiente di sicurezza S f per garantire un'efficienza di nitrificazione superiore al 90%; infatti la nitrificazione diventa instabile quando la frazione di biomassa aerata si avvicina al minimo consentito. Le relazioni diventano quindi: 1 bnt + ϑ ( 1 fxm ) = Sf µ nt (6.109) 1 bnt + ϑ fxm = 1 Sf (6.110) µ nt Si devono rispettare dei limiti superiori per il valore di f xt ; infatti elevati valori della frazione non aerata (> 0,5 0,6) favoriscono: 1. l'instaurarsi del "bulking" specialmente per basse temperature; 2. un elevato incremento della produzione di fango (prevalgono i fenomeni di bioflocculazione su quelli di rimozione biologica) Si converge quindi su valori ottimali di f xt inferiori generalmente al 50-60% Concentrazione di ossigeno disciolto Basse concentrazioni di ossigeno riducono fortemente l efficienza di nitrificazione; per tener conto di questo effetto si utilizza la seguente espressione: µ no = µ no K no O + O dove: K O = costante di semisaturazione [mg O/l]; µ no = velocità di crescita specifica ad una data concentrazione di ossigeno [d -1 ]; µ no = massima velocità di crescita specifica [d -1 ]. O = concentrazione di ossigeno nel volume liquido [mg O/l] (6.111) Si può notare come µ no possa addirittura dimezzarsi se la concentrazione di ossigeno non è adeguata e si avvicina al valore di K O. K O presenta un ampia variabilità di valori; questo è dovuto al fatto che la concentrazione di ossigeno nel fiocco biologico non è la stessa di quella nella massa liquida; inoltre la concentrazione di ossigeno disciolto nel reattore è variabile da punto a punto, in quanto l immissione di ossigeno è puntuale e non è possibile realizzare una completa e istantanea diffusione (il valore attribuito a K O varia da 0,3 a 2 mg/l). Per questi motivi non è possibile parlare di concentrazione minima ammissibile nel reattore: ogni reattore avrà un proprio valore di ossigeno accettabile. Normalmente il valore adottato negli impianti, tale da non inibi-

9 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-39 re la nitrificazione è pari a 2 mg/l Influenza della non stazionarietà È stato sperimentalmente verificato che in condizioni di portata e carico organico non stazionari l efficienza di nitrificazione risulta minore. È possibile instaurare una relazione tra l ammoniaca effluente in condizioni stazionarie e non; tuttavia scegliendo un coefficiente di sicurezza applicabile all età del fango, sufficientemente elevato (1,25 o più), l effetto della non stazionarietà diventa piccolo, e può essere trascurato ai fini progettuali. Bisogna ancora sottolineare che il parametro più critico, che necessita della maggior attenzione in fase progettuale è dato da µ n ; se esso viene sovrastimato, anche con un valore di età del fango di 1,25 volte il minimo teorico, l impianto sarà caratterizzato da fluttuazioni di concentrazione nell'effluente e quindi da una bassa efficienza di nitrificazione. È perciò essenziale una stima prudente di µ n in fase di progetto PROCEDURA DI PROGETTO TRADIZIONALE Secondo questa procedura di progetto si prevede di fissare a priori la concentrazione di TKN nell'effluente, che si desidera raggiungere, conoscendo il valore di TKN nel refluo in ingresso; inoltre si assume di conoscere i parametri cinetici, quali µ n, b n e Y n, determinati per via sperimentale. 1. Determinazione dell'età minima del fango: Si è già evidenziato come l'età del fango risulti essere un parametro fondamentale nella valutazione del processo di nitrificazione. La stima di ϑ min si effettua con l'espressione precedentemente vista: 1 ϑ min = µ n, eff = µ nt bnt = µ nt K Na + N nt a b (6.112) nt 2. Introduzione del fattore di sicurezza: Allo scopo di assicurare il verificarsi della nitrificazione ed evitare fenomeni di instabilità, che si potrebbero instaurare quando ϑ = ϑ min, si raccomanda di introdurre un coefficiente di sicurezza f p sul valore dell'età del fango calcolata al punto 1. ϑ = f p ϑ min (6.113) 3. Determinazione di v n : Si procede determinando la velocità v n di rimozione del substrato (in questo caso ammoniaca); questa grandezza si valuta con le espressioni tipiche già presentate e si esprime quindi in funzione dell'età del fango: v n µ n 1 1 bn = = + bn Yn Y n = 1 + ϑ ϑ Yn ϑ (6.114)

10 6-40 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili 4. Definizione di f (frazione di biomassa nitrificante): Si definisce la frazione di biomassa nitrificante, f, come f = x n /x e si calcola attraverso la seguente espressione di massima: V n [ 0 e 005, ( 0 e) ] Q TKN TKN S S = x v n (6.115) Il termine 0.05 (S 0 -S e ) rappresenta la poerzione di azoto utilizzata da parte dei batteri eterotrofi per la loro sintesi batterica; la richiesta di azoto da parte di essi è pari, in prima approssimazione, al 5% della sostanza organica abbattuta, come indicato al Capitolo Calcolo del volume del reattore: Si determina il volume V n, assunta una concentrazione in vasca pari a x=3-4 kg SST/m 3 : che riscritta diventa: o in alternativa V n V n [ 0 e 005, ( 0 e) ] Q TKN TKN S S = x v [ 0 005, ( 0 )] Q TKN TKNe S Se Yn ϑ = x ( 1+ b ϑ) [ 0 005, ( 0 )] ϑ TKN TKN S S Y x = t ( 1+ b ϑ) n n e e n n (6.116) (6.117) 6. Fabbisogno di ossigeno per la rimozione dell'azoto: La richiesta di ossigeno per soddisfare il fabbisogno unicamente della popolazione autotrofa nitrificante, non tenendo in conto perciò la frazione eterotrofa, è data da: M(O) n= 457, Q [TKN 0 TKNe 005, ( S0 Se)] (6.118) 4.5. PROCEDURA DI PROGETTO AVANZATA Le frazioni di TKN presenti in un refluo ed importanti ai fini del processo sono l'ammoniaca libera e in forma ionica (N ai ), l azoto organico biodegradabile (N oi ), solubile non biodegradabile (N ui ) e particellato non biodegradabile (N pi ). La suddivisione dell'azoto è indicata nella Figura 6.27 e più dettagliatamente nel Capitolo 2 con la descrizione delle variabili e dei simboli utilizzati. L azoto organico biodegradabile è decomposto da batteri eterotrofi ad ammoniaca; alla loro morte ammoniaca libera e salina N ai solubile non biodegradabile N ui TKN in ingresso N ti azoto organico N ti-n ai particellato non biodegradabile N pi Figura Suddivisione dell'azoto. biodegradabile N oi

11 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-41 la parte organica diviene a sua volta ammoniaca e queste due fonti, sommate all'ammoniaca già presente nel refluo in entrata, sono utilizzate per la crescita di nuovi organismi e convertite dai batteri autotrofi in nitrati. La dinamica di questo processo è complessa, ma in condizioni di carico stazionarie, può essere affrontata analogamente a quanto fatto nel caso del carbonio. In fase progettuale è possibile un ulteriore semplificazione: se si ammette un valore del ph circa neutro, e si fissa un età minima del fango pari a 1,25-1,35 volte il minimo teorico, si può assumere una concentrazione effluente pressoché costante. In fase di progetto i due parametri fondamentali da verificare risultano essere il TKN effluente e la concentrazione di nitrati effluente (N n ). Il TKN effluente (TKN e ) si compone di 4 contributi: ammoniaca libera e ionica (N a ), azoto solubile organico biodegradabile (N o ), solubile non biodegradabile (N u ) e infine il TKN dei solidi volatili effluenti, (TKN e ) sol. In questa procedura di progetto, si deve determinare preliminarmente l'età del fango ϑ necessaria affinché si realizzi la nitrificazione con una elevata efficienza e stabilità; il calcolo di ϑ può essere eseguito come indicato ai punti 1. e 2. del paragrafo precedente, eventualmente modificando la forma delle equazioni per tener conto della frazione di fango non aerata. Inoltre, prevedendo la completa rimozione dell'azoto, è opportuno fissare il valore della frazione di biomassa non aerata f xt, secondo le indicazioni fornite nel paragrafo relativo ai fattori limitanti. 1. Determinazione della concentrazione di ammoniaca nell'effluente: Il valore di N a si deduce dall'equazione già anticipata: N a = µ 1 KnT bnt + ϑ 1 ( 1 f ) b + ϑ nt xt nt (6.119) L equazione è valida solo per ϑ > ϑ min ; questa condizione dovrebbe essere sempre soddisfatta nel progetto. Come si vede, N a è indipendente dalla concentrazione di ammoniaca entrante N ai. 2. Determinazione della concentrazione di azoto solubile organico biodegradabile nell'effluente: L azoto organico biodegradabile viene trasformato in ammoniaca dai batteri eterotrofi; nonostante la reazione sia piuttosto complessa si può dedurre il valore di N o nell'effluente dalla seguente scrittura: N o Noi = + K X HRT 1 amm, T a (6.120) dove N oi = azoto organico biodegradabile entrante [mgtkn/l]; K amm = costante cinetica per la degradazione di N o. Questa costante dipende dalla temperatura secondo un'espressione del tipo K = K α, dove α=1,029 ( T 20) e K amm, 20 =0,015; amm, T amm, 20 X a = concentrazione di massa attiva nel reattore aerobico. HRT = tempo di permanenza idraulica nominale del processo.

12 6-42 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili 3. Determinazione della concentrazione di azoto solubile non biodegradabile: Per l azoto solubile non biodegradabile vale semplicemente: N u = N ui dove N ui è la corrispondente quantità entrante in mgtkn/l. 4. Determinazione della concentrazione di TKN nell'effluente: Dopo aver individuato le concentrazioni N a, N o, N u nell'effluente, il TKN solubile totale è pari alla somma di queste tre frazioni solubili: (TKN e ) sol = N a + N o + N u (6.121) A questo va eventualmente aggiunto il contributo del TKN nei solidi volatili per un valore di TKN complessivo che sarà dato da: TKN e = N a + N o + N u +f n X ve (6.122) dove: X ve = concentrazione di solidi volatili effluenti [mg SSV/l]; f n = frazione di TKN nei solidi sospesi volatili pari a circa 0,1 mg TKN/mg SSV. 5. Determinazione della capacità di nitrificazione: La concentrazione di nitrati generati nel reattore (N c ), che definisce la capacità di nitrificazione del processo, è data dalla seguente espressione: N c =N ti - (TKN e ) sol - N s (6.123) dove: N c = concentrazione di nitrati prodotti [mg NO 3 -N/l]; N ti = TKN entrante, come già definito al Capitolo 2; N s = concentrazione di TKN in ingresso incorporata giornalmente nel fango di supero. Evidentemente l equazione è valida solo nel caso che si supponga trascurabile la concentrazione di nitrati nel liquame entrante. Il valore di N s è dato dalla seguente espressione: N s f = n M( Xv) ϑ Q (6.124) in cui M(X v ) rappresenta la biomassa volatile, come già definita nei primi paragrafi del Capitolo 6. N c definisce così l efficienza di nitrificazione dell impianto; normalmente, scelto un coefficiente di sicurezza per l età minima del fango pari a 1,25-1,35 e lavorando alla temperatura minima attesa in esercizio, l efficienza di nitrificazione sarà sempre elevata, maggiore del 90% e (TKN e ) sol risulterà generalmente minore di 3-4 mgn/l ed inoltre con buona approssimazione indipendente dalla configurazione del processo e dalla suddivisione in zone aerate e non aerate. Di conseguenza il valore di progetto (TKN e ) sol di solito non viene calcolato esplicitamente dalle equazioni viste, ma viene assunto pari a 3-4 mgn/l, verificando che il valore di µ n20 non sia minore del valore assunto di progetto e che sia disponibile una sufficiente fra-

13 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-43 zione di biomassa aerata; chiaramente lavorando con coefficienti ( ϑ e µ nt ) stimati a bassa temperatura in estate avremo valori di (TKN e ) sol più bassi, tipicamente 2 mgn/l. Dividendo l espressione di N c per la concentrazione di COD totale entrante (S ti ) si ottiene: Nc Nti Ns TKNe sol = ( ) (6.125) Sti Sti Sti Sti in cui: Nc = capacità di nitrificazione per unità di COD applicato al processo [mg N/mg COD] Sti Nti = rapporto TKN/COD dell acqua reflua entrante (varia tipicamente da 0,07 a 0,12). Sti Ns = azoto di sintesi richiesto per unità di COD applicato. Sti ( TKNe) sol = varia da 0,005 a 0,01 per basse temperature (calcolato con (TKN e ) sol =4 mgn/l) e Sti S ti compreso tra 400 e 800 mgcod/l. Il risultato analitico di N c può essere ottenuto in alternativa per via grafica utilizzando il diagramma di Figura La concentrazione N c rappresenta la quantità di nitrati che interesserà il processo di denitrificazione. Figura Capacità di nitrificazione per mg di COD applicato, in funzione dell'età del fango per differenti rapporti TKN/COD nell'influente a 14 C (a sinistra) e a 20 C (a destra). Viene anche indicata la minima età del fango richiesta per ottenere la completa nitrificazione per differenti valori della frazione di biomassa non aerata. 6. Calcolo del volume del reattore: Dopo aver calcolato il volume dell'intero processo (V p ) attraverso l'equazione (6.57), si risale al volume del reattore aerobico sulla base del coefficiente f xt fissato inizialmente: V = ( 1 f ) V (6.126) n xt p

14 6-44 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili 7. Fabbisogno di ossigeno per la rimozione dell'azoto: Si può calcolare la massa degli organismi nitrificanti M(X n ) e quindi la domanda di ossigeno per la nitrificazione M(O n ). Quest'ultima si calcola facilmente sapendo che è pari a 4,57 volte la massa di nitrati prodotti al giorno. Risulta dunque che: Nc Q Yn ϑ MX ( n)= 1+ b ϑ nt (6.127) M(O n ) = 4,57 N c Q (6.128) Sperimentalmente si nota che quando si supera ϑ min di un 25% non ci sono differenze apprezzabili tra acque grezze e sedimentate in termini di domanda di ossigeno, concentrazione di ammoniaca uscente, nitrati e TKN nell effluente. Questo fatto si spiega in due modi: (1) la sedimentazione primaria rimuove solo una piccola frazione di azoto entrante; (2) i reflui sedimentati danno luogo ad una minore produzione di fanghi, cosicché l'azoto disponibile per la nitrificazione in liquami grezzi e sedimentati è pressoché uguale. La temperatura ha un effetto limitato sulla concentrazione di azoto scaricato, ma molto accentuato sull età minima del fango. Si osserva un aumento della concentrazione di nitrati (N n ) con la crescita dell età del fango, attribuibile alla riduzione di azoto richiesto per la sintesi (N s ). Questo è molto importante poiché indica che, al crescere dell età del fango, si verifica una crescita della capacità di nitrificazione, sebbene la concentrazione di TKN in uscita rimanga più o meno costante. La domanda di ossigeno per la nitrificazione cresce rapidamente non appena ϑ > ϑ min, ma se ϑ > 125, ϑmin la crescita è solo marginale anche al variare della temperatura e del tipo di refluo. La domanda di ossigeno per la nitrificazione dà luogo ad un incremento del 40-60% della richiesta di ossigeno rispetto alla sola rimozione del carbonio, rispettivamente per reflui grezzi e sedimentati. La domanda totale di ossigeno per reflui sedimentati è comunque del 75% in meno che per reflui grezzi. Per avere la certezza che la nitrificazione avvenga senza limitazioni dovute all ossigeno disciolto è molto importante utilizzare dispositivi di ossigenazione in grado di soddisfare la richiesta complessiva di ossigeno; questo perché in carenza di ossigeno i batteri nitrificanti sono i primi ad essere inibiti nella crescita. La massa di nitrificanti cresce rapidamente per ϑ > ϑ min ed è approssimativamente la stessa per reflui grezzi e sedimentati, ma è leggermente più alta a 14 C che a 20 C. Comparando la massa di fanghi nitrificanti con quelli eterotrofi, anche per alti valori di TKN/COD, la massa dei nitrificanti risulta essere circa il 2% della massa volatile totale e può essere trascurata nel calcolo della concentrazione di solidi volatili in un processo a fanghi attivi trattanti reflui domestici. Vale la pena ripetere che la sedimentazione primaria rimuove solo una piccola frazione del TKN, ma una porzione rilevante di COD. Quindi, anche se il refluo sedimentato ha un TKN minore di quello grezzo, la concentrazione di nitrati in uscita non riflette questa differenza perché l azoto rimosso per la produzione del fango è minore per i reflui sedimentati che per quelli grezzi. Di conseguenza i nitrati generati sono circa gli stessi per entrambi i reflui. Importante è il fatto che la capacità di denitrificazione del processo dipende essenzialmente dalla concentrazione di COD entrante, concentrazione che può venire significativamente diminuita dalla sedimentazione primaria. Questo può essere la causa di situazioni in cui è possibile rimuovere completamente i nitrati utilizzando direttamente il refluo grezzo, ma non trattando reflui sedimentati.

15 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa LA DENITRIFICAZIONE BIOLOGICA Il processo di denitrificazione permette la rimozione dei composti dell'azoto presenti in soluzione sotto forma di NO 3 (e in parte di NO 2 ) ad opera di batteri eterotrofi facoltativi denitrificanti che sono in grado di convertire queste sostanze ad azoto gassoso che si libera quindi nell'atmosfera. La rimozione di NO 3 e di NO 2 dai liquami di scarico è un obiettivo fondamentale; gli scopi prioritari sono: 1. evitare fenomeni di eutrofizzazione delle acque; 2. preservare l'uso idropotabile dell'acqua dai rischi connessi alla presenza di ossidi di azoto (nitriti e nitrati); i nitrati riducendosi a nitriti nell'apparato digerente e combinandosi con l'emoglobina del sangue vi bloccano il meccanismo di trasporto dell'ossigeno (cianosi infantile o metaemoglobinemia). Nel caso di liquami in cui l'azoto sia presente principalmente in forma ammoniacale e in forma organica, il sistema di denitrificazione deve essere accoppiato ad un sistema di nitrificazione che sia in grado di trasformare la maggior parte dell'azoto totale presente in azoto nitrico che sarà in seguito sottoposto a denitrificazione STECHIOMETRIA La denitrificazione è operata da batteri eterotrofi facoltativi che, se posti in condizioni di anossia (cioè in assenza di ossigeno disciolto), sono in grado di ossidare il substrato carbonioso organico utilizzando i nitrati invece dell'o 2, producendo azoto gassoso come catabolita. Si parla di anossia e non di anaerobiosi poiché le vie biochimiche del trasporto di elettroni nei batteri denitrificanti sembrano essere le stesse che per l'o 2 tranne per un solo enzima; proprio per questo tali batteri possono utilizzare indifferentemente O 2 e NO 3 come accettori finali di elettroni a seconda dell'ambiente in cui si trovano, senza rilevanti difficoltà di acclimatazione. Tra i due, la preferenza è comunque a favore dell'ossigeno, poiché esso garantisce una maggiore resa energetica: la denitrificazione dissimilatoria di 1 mole di glucosio produce 570 kcal mentre la respirazione aerobica produce 686 kcal. Il processo di denitrificazione si deve pertanto svolgere in condizioni rigorosamente anossiche, almeno nel microambiente circostante i batteri. Quando i nitrati vengono utilizzati come accettori di elettroni, essi equivalgono a 2.86 mg di ossigeno. Per la nitrificazione vengono richiesti 4.57 mgo/mgn mentre con la denitrificazione vengono recuperati 2.86 mgo/mgn. Rispetto ai batteri nitrificanti che sono rappresentati principalmente da due soli ceppi batterici, i denitrificanti sono di diversi tipi: Pseudomonas, Micrococcus, Archromobacter, Bacillus, Alcaligens; questi tipi di batteri sono in grado di attuare una conversione completa di NO 3 a N 2. Altri tipi di batteri invece, quali Aerobacter, Proteus, Flavobacterium, compiono solo il primo stadio della denitrificazione convertendo NO 3 a NO 2. Lo schema stechiometrico delle trasformazioni energetiche, coinvolge un substrato carbonioso organico che funge da donatore di elettroni. L azoto dell'no 3 è in grado di accettare due elettroni da questa fonte organica che li cede, con il risultato di produrre NO 2 secondo il seguente schema stechiometrico:

16 6-46 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili NO + 2e + 2H NO + H O A loro volta i NO 2 prodotti vengono convertiti in azoto biatomico, sempre attingendo alla medesima fonte di carbonio, attraverso la trasformazione: NO + 3e + 4H 12 / N + 2H O Per la sintesi batterica, invece, la relazione stechiometrica è di questo tipo: NO 3 NO 2 N org Bisogna sottolineare che la maggior parte dell'azoto, oltre il 90% del totale, viene rimosso dalla denitrificazione dissimilatoria (cioè conseguente alla respirazione batterica), mentre il contributo assimilatorio (cioè legato alla sintesi di nuova biomassa) è molto modesto (circa il 4-10%). In seguito alla reazione di denitrificazione, si ha una produzione stechiometrica di 3,57 mg di alcalinità espressa come CaCO 3 per mg di NO 3 -N ridotto (o NO 2 -N ridotto). Per questo motivo, durante il processo di denitrificazione, si assiste in genere ad un aumento del ph; questo comportamento è opposto rispetto al calo di ph che si rileva durante la nitrificazione, ma i due contributi non si pareggiano, in quanto la perdita di alcalinità per la rimozione dell ammoniaca (7,14 mg CaCO 3 ) è maggiore della frazione che viene recuperata con la denitrificazione (3,57 mg CaCO 3 ). Per permettere il realizzarsi del processo di denitrificazione occorre mantenere una leggera miscelazione della miscela senza però favorire l ossigenazione della biomassa (tramite l adozione di miscelatori lenti). L eventuale presenza di ossigeno disciolto, infatti, determina il consumo del substrato carbonioso senza riduzione dei nitrati, in quanto l ossigeno costituisce una alternativa preferenziale come accettore di elettroni CINETICA La reazione di denitrificazione, se condotta in condizioni chimico fisiche ottimali (cioè ph compreso tra 8-8,5, ossigeno disciolto inferiore a 0,5 mg/l, assenza di composti tossici o inibenti i batteri eterotrofi), è limitata solo dalla concentrazione di nitrati presenti e dalla disponibilità di substrato carbonioso biodegradabile. In tali condizioni la velocità di denitrificazione può essere descritta attraverso la cinetica di Monod, considerando la disponibilità di entrambi i substrati limitanti: Sn µ dt = µ dt K + S dt n K ct Sc + S c (6.129) µ dt νdt Y = e µ dt d Yd = v dt (6.130) v dt = v dt K dt Sn + S n K ct Sc + S c (6.131) µ dt = velocità specifica di crescita batterica della reazione di denitrificazione eterotrofa alla temperatura T [g SSV/(g SSV die)]; µ dt = velocità massima specifica di crescita batterica della reazione di denitrificazione

17 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-47 v dt v dt Y d S n K dt S c K ct eterotrofa alla temperatura T [g SSV/(g SSV die)]; = velocità specifica di denitrificazione alla temperatura T [mg NO 3 -N/(g SSV die)]; = velocità massima specifica di denitrificazione alla temperatura T [mg NO 3 -N/(g SSV die)]; = costante di crescita cellulare: massa di eterotrofi generati per unità di massa di nitrati ridotti [mg SSV/mg NO 3 -N]; = concentrazione di NO 3 + NO 2 presente [mg NO 3 -N/l]; = costante di semisaturazione relativa alla concentrazione di nitrati [mg NO 3 -N/l]; = concentrazione di substrato carbonioso biodegradabile [mg COD/l]; = costante di semisaturazione relativa alla concentrazione di substrato carbonioso [mg COD/l]; Poiché la K dt è molto bassa (pari a circa 0,06 1 mg NO 3 -N/l) il sistema riesce a realizzare una velocità prossima a quella massima con concentrazioni di nitrati veramente esigue, dell ordine di alcuni mg/l. Nella pratica, quindi, è lecito considerare la cinetica di denitrificazione come una reazione di ordine zero rispetto alla concentrazione di nitrati. La costante K ct è molto variabile, di diversi ordini di grandezza, dipendendo strettamente dal substrato utilizzato; si sono rilevati valori differenti anche per un medesimo substrato. Nei casi in cui la costante di semisaturazione del carbonio (K ct ) è bassa rispetto alla concentrazione di nitrati presenti (K ct <[NO 3 -N]) e il carbonio è disponibile in quantità maggiori della concentrazione limite, si assume che la velocità di denitrificazione sia quella massima possibile alla temperatura assegnata. Proprio grazie ai bassi valori delle costanti di semisaturazione è possibile ottenere concentrazioni limitate di questi componenti nell effluente FATTORI CHE INFLUENZANO LA DENITRIFICAZIONE I principali fattori che influenzano il processo di denitrificazione sono legati sia al substrato utilizzato nella reazione biologica, sia alle condizioni fisico-ambientali in cui la trasformazione si sviluppa. Essi sono: 1. la natura del substrato carbonioso alimentato; 2. la temperatura; 3. il ph; 4. la concentrazione di ossigeno disciolto La natura del substrato carbonioso alimentato L attività dei batteri denitrificanti è fortemente influenzata dalla natura della sostanza organica che funge da donatore di elettroni per la riduzione dei nitrati; essa, genericamente indicata come C x H y O z, può essere costituita: a) dal liquame stesso, sia grezzo che sedimentato (fonte di carbonio interna) oppure dal substrato carbonioso costituente le stesse cellule batteriche (fonte di carbonio endogeno); b) da uno scarico industriale povero di azoto (industrie di distillazione o agroalimentari quali zuccherifici, caseifici,...) (fonte di carbonio esterna); c) da un composto organico puro come il saccarosio, metanolo, acetato, glucosio,... (fonte di carbonio esterna).

18 6-48 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili Nel caso di liquami ricchi di sostanza organica, si sfrutta la reazione di denitrificazione per abbattere contestualmente ai nitrati anche un aliquota del carico organico del liquame; il vantaggio è ancora maggiore se si pensa che il processo avviene senza consumo di ossigeno. In condizioni più sfavorevoli, per esempio nel trattamento di liquami industriali, il contenuto di sostanza organica può essere insufficiente per permettere la completa denitrificazione: in tal caso si fa ricorso a fonti esterne di carbonio. Molteplici sono le sostanze che possono essere scelte come fonte di carbonio esterno per la reazione di denitrificazione; la scelta va effettuata in base alle esigenze prioritarie: a) facilità di reperimento; b) disponibilità della risorsa nel tempo; c) convenienza economica; d) volumi confrontabili con quelli del liquame da trattare; e) solubilità e miscibilità con il liquame; f) rendimenti adeguati in termini di velocità di denitrificazione ottenuta; g)... Figura Diagramma delle due fasi che intervengono durante il processo di denitrificazione; K 1 e K 2 indicano le rispettive velocità, mentre X a rappresenta la frazione attiva della popolazione batterica. Varie esperienze di denitrificazione condotte con liquami organici di origine urbana ed industriale sono state condotte e riportate in letteratura: alcune di queste sono riportate nella Tabella 6.9 a titolo di indicazione e mostrano i valori riscontrati della velocità di denitrificazione al variare del substrato adottato. Diversi autori hanno osservato, in prove sperimentali, che la cinetica di rimozione del substrato carbonioso attraverso il processo di denitrificazione varia notevolmente tra i primi minuti di aerazione a dopo alcune ore. L'andamento tipico della concentrazione di nitrati in funzione del tempo durante la fase anossica è rappresentato in Figura Sono individuabili due fasi di denitrificazione, legate ai due tratti lineari a diversa pendenza: 1. una prima fase di denitrificazione veloce e di breve durata (alcune decine di minuti nel caso di un refluo urbano); può essere più lunga nel caso di un refluo industriale con Tabella 6.9. Valori della velocità di denitrificazione e della costante di temperatura φ con alcuni tipi di substrati carboniosi. Fonte di carbonio Velocità di denitrificazione a 20 C, v d φ [g NO 3 -N/(gSSV h)] metanolo 7 1,12 liquame urbano grezzo 3 1,15 carbonio endogeno 0,3 1,20

19 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa 6-49 una rilevante concentrazione di substrato velocemente biodegradabile; 2. una seconda fase di denitrificazione più lenta con velocità inferiore (anche di un ordine di grandezza) di quella del punto 1. La prima fase rapida di denitrificazione è associata all'utilizzazione del COD immediatamente biodegradabile presente nell'influente, e relativamente ad essa si assume una velocità pari a K 1 X a. La velocità della seconda fase di denitrificazione, più lenta e pari a K 2 X a., è invece associata all'utilizzo di COD particellato lentamente biodegradabile. Si possono fare le seguenti osservazioni: 1. nella prima fase l'assorbimento del COD immediatamente biodegradabile si sovrappone a quello del COD lentamente biodegradabile, e quindi questi due contributi prendono parte simultaneamente; 2. la differenza di pendenza tra i due tratti si vede distintamente se il substrato carbonioso alimentato è un refluo civile o industriale, costituito da entrambi le frazioni di COD lentamente e rapidamente biodegradabile, ed inoltre se esso viene aggiunto in coincidenza con l'inizio della fase anossica La temperatura La cinetica di denitrificazione risulta essere molto sensibile alla temperatura di processo; la dipendenza dalla temperatura, accentuata come del resto anche per la reazione di nitrificazione, è in funzione della fonte di carbonio utilizzata. La velocità massima di denitrificazione ( v dt ) si lega alla temperatura attraverso la relazione di Arrhenius del tipo: v dt = v d20 T 20 φ ( ) (6.132) in cui φ assume valori diversi per i diversi substrati carboniosi adottati, come indicato in Tabella Il ph L'influenza del ph sull'attività dei batteri denitrificanti si fa sentire marcatamente per valori inferiori a 7,0, mentre per valori alti, anche fino a 9,0, non sembra influenzare molto il processo biologico: il campo ottimale è comunque compreso tra ph 7,8 e 9,1 e per valori oltre gli estremi si verifica un calo repentino nell'efficienza del processo biologico. Il valore del ph sembra influire sui prodotti finali della reazione di denitrificazione: per ph<7,3 si può riscontrare un incremento della concentrazione di nitriti nell'effluente finale. Negli impianti tradizionali a fanghi attivi trattanti liquami urbani, la produzione di alcalinità (come ioni OH - ) che si ha con la reazione di denitrificazione non comporta significative alterazioni del ph del sistema, ma per altri tipi di configurazioni, soprattutto se adottate con reflui particolari, le variazioni del ph possono essere notevoli. È il caso del trattamento di reflui ad alta concentrazione di ammoniaca, che può comportare una alta concentrazione di nitrati (dopo nitrificazione) e quindi una sostanziale crescita del ph durante la fase di denitrificazione La concentrazione di ossigeno disciolto La presenza di ossigeno disciolto è in grado di inibire il processo di denitrificazione

20 6-50 Parte I Caratteristiche e trattamento delle acque reflue civili a causa della maggior resa energetica che i microrganismi eterotrofi riescono a trarre dall'utilizzo dell'ossigeno anziché dei nitrati. Al fine di garantire la rimozione dei nitrati è quindi necessario mantenere nella miscela di fango attivo una concentrazione di ossigeno disciolto prossima allo zero, almeno per quanto riguarda la zona più prossima al fiocco biologico. È quindi opportuno evitare la presenza di possibili sorgenti di ossigeno disciolto se si desidera realizzare un'efficiente fase di denitrificazione. Le possibili cause di ossigenazione possono essere legate ai seguenti inconvenienti: 1. alta concentrazione di ossigeno disciolto nel ricircolo tra zona aerobica e anossica; 2. intenso mixing nel reattore anossico con conseguente aumento dell'interfaccia liquidoaria; 5.4. PROCEDURA DI PROGETTO TRADIZIONALE Avendo già dimensionato la fase di nitrificazione, si è già scelto il valore più opportuno dell'età del fango ϑ tale da garantire il rendimento atteso ed una certa stabilità di processo: 1. Determinazione di v dt : Si procede determinando la velocità v dt di rimozione del substrato; questa grandezza si valuta con le espressioni tipiche già presentate e si esprime quindi in funzione dell'età del fango: v dt µ dt bh = = + bh = + ϑ Y Y ϑ Y ϑ h h h (6.133) 2. Calcolo del volume del reattore: Si determina il volume V d, assunta una concentrazione in vasca pari a x=3-4 kg SST/m 3 : da cui o in alternativa V V d d [( 3 ) 0 ( 3 ) e 005, ( 0 e) ] Q NO N NO N S S = x v [( 3 ) 0 ( 3 ) 005, ( 0 )] Q NO N NO N e S Se Yh ϑ = x ( 1+ b ϑ) [( 3 ) 0 ( 3 ) 005, ( 0 )] ϑ NO N NO N S S Y x = t ( 1+ b ϑ) h dt h e e h (6.134) (6.135) (6.136) 5.5. PROCEDURA DI PROGETTO AVANZATA In questa procedura di progetto, si devono determinare preliminarmente l'età del fango ϑ necessaria affinché si realizzi la nitrificazione con una elevata efficienza e stabilità, e il valore della frazione di biomassa non aerata f xt.

21 Cap. 6 Processi a biomassa sospesa Concentrazione di nitrati prodotti in seguito al processo di nitrificazione: La concentrazione di nitrati generati nel reattore (N c ), che definisce la capacità di nitrificazione del processo, è data dalla seguente espressione, come visto nei paragrafi precedenti: N c =N ti - (TKN e ) sol - N s (6.137) dove: N c = concentrazione di nitrati prodotti [mg NO 3 -N/l]; N ti = TKN entrante, come già definito al Capitolo 2; N s = concentrazione di TKN in ingresso incorporata giornalmente nel fango di supero; (TKN e ) sol = TKN solubile totale nell'effluente. 2. Calcolo della capacità potenziale di denitrificazione: Costituisce la massima quantità di nitrato, per unità di portata influente, che il processo è in grado di denitrificare. Essa è direttamente proporzionale alla concentrazione di COD biodegradabile nell'influente: In caso si preveda una configurazione con un solo reattore anossico, la capacità di denitrificazione (D p1 ) è data da D = K X + K X t t (6.138) p1 1T a 1 2T a 1 Xa t1 è pari a Xa Vd/ Q; il termine Xa Vdrappresenta la biomassa attiva nel reattore a- nossico, che può essere espresso come una frazione della massa totale dei fanghi: Yh ϑ Q Sbi Xa Vd= fxt M(X a) = fxt (6.139) 1+ b ϑ e quindi: D K1 T fxt Yh ϑ = Sbi T + 1+ b ϑ h ( K K ) p1 1 2T ht K 2 T K = 0, , = 01008, 108, (6.140) ( T 20) (6.141) ( T 20) per T 13 C (6.142a) = K per T<13 C (6.142b) 2T 3T I simboli S bi, f bs, f cv,y h, ϑ, b ht hanno il significato già evidenziato nel capitolo 2 e nella prima parte del capitolo 6, f xt indica la frazione di biomassa non aerata. K 1T e K 2T rappresentano la velocità di denitrificazione rispettivamente in presenza di substrato rapidamente biodegradabile, e subito dopo che si è completata la rimozione di questa frazione di substrato. Sono espressi in mg NO 3 -N/(mgSSVA d). Il significato del coefficiente K 3T, relativo alla fase di postdenitrificazione, verrà descritto più avanti. La temperatura T è quella attesa nelle condizioni più gravose per l'impianto. Nel caso in cui il dimensionamento sia relativo ad un impianto di trattamento di reflui civili, con una limitata concentrazione di substrato carbonioso rapidamente biodegradabile, l'espressione precedente può essere semplificata nella seguente forma: