II-089 CRITERI DI PROGETTAZIONE DI IMPIANTI DI FITODEPURAZIONE A FLUSSO SUB-SUPERFICIALE

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1 II-089 CRITERI DI PROGETTAZIONE DI IMPIANTI DI FITODEPURAZIONE A FLUSSO SUB-SUPERFICIALE Vincenzo Belgiorno (1) Professore associato di Ingegneria Sanitaria-Ambientale Giovanni De Feo Ricercatore a contratto di Ingegneria Sanitaria-Ambientale Rodolfo M.A. Napoli Professore ordinario di Ingegneria Sanitaria-Ambientale Indirizzo (1) : University of Salerno, Department of Civil Engineering, Via Ponte don Melillo, Fisciano (SA) Italy, Tel./fax: +39-(0) , v.belgiorno@unisa.it SOMMARIO Gli impianti di fitodepurazione rappresentano un interessante alternativa ai processi tecnologici per il trattamento delle acque reflue di piccoli insediamenti. Le diverse tipologie di impianti sviluppate consentono di far fronte alle svariate esigenze di trattamento. Gli impianti che si sono maggiormente affermati sono i bacini di fitodepurazione a flusso sub-superficiale, per i quali sono stati sviluppati diversi modelli di calcolo. L articolo propone una rivisitazione dei principali modelli deterministici proposti in letteratura discutendo, al contempo, la convenienza al loro utilizzo e fornendo delle indicazioni per un rapido dimensionamento di massima degli impianti stessi. PAROLE CHIAVE: fitodepurazione, macrofite, metodi deterministici, progettazione. INTRODUZIONE Gli impianti di fitodepurazione sono impianti di trattamento delle acque reflue che sfruttano la crescita di piante acquatiche (macrofite) in bacini a lungo tempo di detenzione idraulica, riempiti o meno da materiale granulare (terreno, pietrisco, sabbia). Tali trattamenti, caratterizzati da un limitato impiego tecnologico e da consumi energetici trascurabili, risultano interessanti per le piccole comunità. Le macrofite svolgono un ruolo fondamentale nei processi depurativi, consentendo il trasferimento dell ossigeno atmosferico attraverso gli apparati radicali e rizomatosi verso la base del bacino e fornendo, inoltre, un mezzo di supporto per l adesione dei microrganismi, principali attori della degradazione biologica delle sostanze organiche. I sistemi di fitodepurazione si suddividono in riferimento alle macrofite utilizzate ed al sistema idraulico adottato (tabella 1). L articolo prende in considerazione i sistemi a flusso subsuperficiale, per i quali viene proposta un analisi della letteratura relativamente alle procedure utilizzabili per il dimensionamento. GLI IMPIANTI DI FITODEPURAZIONE A FLUSSO SUB-SUPERFICIALE Gli impianti a flusso sub-superficiale (SFS), sia orizzontali (SFS-H) che verticali (SFS-V) sono particolarmente diffusi, grazie agli elevati rendimenti ed alla buona affidabilità testimoniata. Tali impianti consistono in bacini o canali dotati di un fondo relativamente impermeabile, riempiti con sabbia o pietrisco, utili a fungere da supporto per le macrofite emergenti. Gli impianti SFS si possono adottare sia come trattamento secondario (tipicamente SFS-H) sia come trattamento avanzato (tipicamente SFS-H + SFS-V). Le essenze vegetali maggiormente usate sono le Phragmites australis (cannucce di palude, reeds), gli Scirpus lacustris (giunchi di palude, bulrushes) ed i Typha latifolia (cattails). Nei sistemi SFS-H, progettati e costruiti imponendo una leggera pendenza al fondo del bacino (1 1,5%), le acque reflue fluiscono all interno del mezzo filtrante scorrendo a contatto delle radici e dei rizomi delle macrofite (figura 1.a, tabella 2). Nei sistemi SFS-V, progettati e costruiti con un bacino a fondo orizzontale, ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1

2 le acque reflue scorrono verticalmente attraverso il mezzo poroso, normalmente realizzato con materiale a granulometria verticale crescente e vegetato con piante acquatiche. In essi, le acque reflue sono alimentate in maniera discontinua con successivi cicli di carico e scarico (figura 1.b, tabella 3). Tabella 1: sistemi di fitodepurazione e tipi di macrofite (Belgiorno et al., 2000) Sistemi di fitodepurazione Tipi di macrofite sistemi con MACROFITE GALLEGGIANTI (o sistemi ad acquacoltura con macrofite galleggianti) sistemi con MACROFITE RADICATE emergenti MACROFITE GALLEGGIANTI a flusso superficiale (FWS) a flusso subsuperficiale (SFS) a flusso subsuperficiale orizzontale (SFS-H) a flusso subsuperficiale verticale (SFS-V) sistemi con MACROFITE RADICATE sommerse sistemi MULTISTADIO dotate di apparato radicale: Eichornia crassipes (giacinti d acqua); Hydrocotyle umbellata (soldanelle); Hydrocotyle rannuncoloides (ranuncoli d acqua); Pistia stratiotes (lattughe d acqua) scarsamente dotate di apparato radicale: Lemnacee: Lemna, Spirodela, Wolffia (lenticchie d acqua); Trapa (castagna d acqua) MACROFITE RADICATE emergenti: Phragmites australis (cannucce di palude); Scirpus lacustris (giunchi di palude); Typha latifolia (mazzesorde, mazze di tamburo, stiance); Carex acutiformis (carice); Iris pseudacorus (iris, gladiolo delle paludi, giglio giallo) sommerse: Egeria densa (egeria); Elodea canadensis (peste d acqua) (a) (b) Figura 1: Sistemi di fitodepurazione con macrofite radicate emergenti a flusso sub-superficiale orizzontale (a) e verticale (b) (Belgiorno et al., 2000) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 2

3 Tabella 2: Parametri di progetto per i sistemi SFS-H (Belgiorno et al., 2000) Parametro Specifiche tecniche Impiego di area 4 6 m 2 /A.E. per l utilizzo come trattamento secondario 0,5 1 m 2 /A.E. per l utilizzo come trattamento terziario Carico organico < 15,0 g/(m 2 d) Tempo di detenzione idraulica > 4 d Superficie di fondo dei letti Impermeabilizzata con l ausilio di geomembrane Pendenza = 0,5 1% (ottenuta con uno strato di sabbia sottostante la geomembrana) Substrato inerte Profondità = 0,5 0,8 m (valore tipico = 60 cm) Escursione massima della profondità tra ingresso e uscita = 0,30 m Natura del materiale = ghiaia o pietrisco lavato Diametro = 3 16 mm Porosità = 0,3 0,45 Permeabilità = cm/s Ghiaia grossolana nelle sezioni iniziali e di efflusso Rapporto lunghezza/larghezza 0,5:1 4:1 Carico idraulico superficiale < mm/d ( litri/m 2 /d) per i trattamenti secondari < 200 mm/d ( 200 litri/m 2 /d) per i trattamenti terziari Tubazioni di deflusso Diametro tubazione 100 mm Diametro fori tubazione = 10 mm Tabella 3: Parametri di progetto per i sistemi SFS-V (Belgiorno et al., 2000) Parametro Specifiche tecniche Impiego di area 1 m 2 /A.E. per la rimozione del solo BOD 1 2 m 2 /A.E. per finissaggio 2 3 m 2 /A.E. per la rimozione di BOD e per la nitrificazione Substrato inerte Profondità cm (valore tipico = 100 cm) Carico idraulico superficiale < 60 mm/d ( 60 litri/m 2 d) Alimentazione Materiale granulare con diametro crescente dall alto verso il basso (sabbia, ghiaia 6 mm, ghiaia 12 mm, ghiaia mm) Discontinua con stazione di sollevamento o con sistema dotato di sifone autoadescante con caricamento singolo 10 litri/(m 2 d) Il caricamento del liquame sul letto deve essere uniforme Dispositivo di drenaggio Tubi drenanti del diametro di 100 mm, con fori da 10 mm, disposti ad interasse di circa 2 m, collegati ad un condotto di raccolta disposto ortogonalmente CRITERI DI PROGETTAZIONE Metodi deterministici I metodi deterministici ottengono le concentrazioni effluenti in funzione della portata e delle concentrazioni influenti, nonché dell area e del volume del bacino di fitodepurazione. I modelli deterministici sperimentati in letteratura testimoniano una sufficiente adattabilità dei risultati sperimentali a quelli numerici a seguito dell adozione di una cinetica di degradazione del primo ordine. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 3

4 Q i, C i W A t A Q e, C e h h A Q i, C i B Q e, C e L B (a) (b) Figura 2: Schematizzazione del bacino di fitodepurazione a flusso sub-superficiale orizzontale (a) e verticale (b) Sistemi a flusso sub-superficiale orizzontale (SFS-H) L area trasversale del bacino si calcola attraverso la formula di Darcy (1), una volta noto il coefficiente di permeabilità del mezzo granulare di supporto e fissata la pendenza del fondo del bacino (Cooper et al., 1995; Green et al, 1995; Kadlec et al., 1996; Johansen, 2000; Pergetti, 1994; Volpe et al., 2000; Wood, 1995; Yin H. et al, 1995). Q A t = (1) k i p La (1) si applica in condizioni stazionarie assumendo per la portata Q la media dei valori delle portate in ingresso ed in uscita (non coincidenti per effetto dei fenomeni di evapotraspirazione, eventuali perdite per infiltrazione e per le precipitazioni atmosferiche). Inoltre, l applicazione della (1) si basa sulle seguenti assunzioni: la pendenza del fondo del bacino (i) sia coincidente con il gradiente idraulico (dh/dx); la conducibilità idraulica (k p ) sia costante lungo tutto il bacino (k p (x) = k p = cost). L area superficiale del bacino, invece, si può calcolare applicando modelli di degradazione del BOD successivamente descritti o facendo ricorso a relazioni empiriche. Metodo k-c* Il metodo denominato k-c* (Dahab et al., 2001; IWA, 2000; Metcalf & Eddy, 1991; Kadlec, 1997; Kadlec et al., 1996; Johansen, 2000; Volpe et al., 2000; USEPA, 2000; Wood, 1995) si basa su un modello di degradazione della domanda biochimica di ossigeno (BOD) del primo ordine descritto dall equazione differenziale (2). Il termine C* si riferisce alla concentrazione di fondo del BOD, ed è rappresentativo degli apporti di sostanza organica della lettiera del fondo, dei sedimenti e degli apparati vegetativi degradati. dc dt = k (C C*) (2) V Dalla (2) si ottiene l equazione integrale del modello (3), che esprime la concentrazione di BOD in funzione del tempo (ovvero lungo il bacino), nota la concentrazione nell influente (figura 3.a). i k V t C = C * + (C C*) e (3) Dalla (3), in corrispondenza del tempo di detenzione, si può ricavare la concentrazione di BOD nell effluente: Ce k C * + (Ci C*) e τ V = (4) Ricavando il tempo di detenzione dalla (4) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 4

5 1 Ci C * τ = ln (5) k V Ce C * e, tenendo conto che V A h ε τ = = (6) Q Q si può ricavare l area superficiale del bacino: Q Ci C * Q Ci C * A = ln = ln (7) k V h ε Ce C * k Ce C * Calcolata l area superficiale del bacino attraverso la (7) bisogna verificare che il corrispondente carico idraulico superficiale (Q/A) sia compatibile con le indicazioni ottenute dall esperienza (ad es. vedi la tabella 2). Fissata l altezza del bacino (vedi tabella 2), si determina la profondità dello stesso (W = A t /h), e, da questa, la lunghezza (L = A/W). Noti W ed L bisogna verificare che il rapporto L/W sia compreso nei range di letteratura (tabella 2). Si noti nella (7) come siano stati accorpati i termini k V (costante di degradazione del primo ordine, d -1 ), ε (porosità del mezzo di supporto) e h (profondità del mezzo di supporto, m). Questa operazione nasce dall esigenza di dover successivamente calibrare il modello, attraverso la più opportuna scelta dei parametri che lo definiscono. Utilizzando k in luogo di k V ci si svincola dalla necessità di dovere conoscere ε e h. La costante della cinetica di degradazione (assunta del primo ordine) dipende, com è ben noto, dalla temperatura. Questa variabilità viene normalmente espressa attraverso una relazione del tipo: (T 20) k = k(t) = k T = k 20 θ (8) Per quanto riguarda la concentrazione di fondo del BOD, nel modello k-c* si assume che essa sia costante. In realtà, si è visto sperimentalmente che C* varia in funzione della concentrazione di BOD nell influente. Ad esempio, Kadlec et al. (1996) riportano la seguente equazione ottenuta tramite una regressione lineare su dati sperimentali (R 2 = 0,67): C * = 3,5 + 0,053 Ci [mg/l], 0 Ci 200 mg/l (9) Il dimensionamento del bacino con il modello k-c* richiede attenzione nella scelta dei valori dei parametri k, C* e θ. Tali valori dovrebbero essere riferiti alle prestazioni di impianti similari a quello in progetto. In tabella 4 si riportano i valori proposti da diversi autori. I valori dei parametri k e C*, utili alla calibrazione del modello, si possono dedurre attraverso un analisi di regressione (ad es. il metodo dei minimi quadrati) applicata ad una serie di dati di concentrazione del BOD in ingresso ed in uscita dal bacino (I/O) o su una serie di dati di concentrazione relativi a diverse sezioni del bacino. In figura 4 è stato costruito un diagramma utilizzabile per il dimensionamento preliminare del bacino SFS-H, secondo il metodo k-c*, assumendo un valore del coefficiente di degradazione del BOD pari a 50 m/anno. Dal diagramma si può ottenere la superficie specifica necessaria in m 2 per abitante equivalente servito in funzione della concentrazione di BOD 5 in ingresso e della dotazione idrica, per un valore prefissato della concentrazione di BOD 5 effluente (25 mg/l). ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 5

6 Tabella 4: Parametri relativi al BOD utili all applicazione del modello k-c* Autore k [m/anno] C* [mg/l] θ Note Kadlec, ,00 Parametri ottenuti dall analisi statistica di dati relativi a 14 impianti negli U.S.A. Axler et al., 2001 Impianto sperimentale nel Nord Minnesota 19,4 1,071 - (U.S.A.) (Q = 0,86 m 3 /d; τ = d; carico 15,0 1,043 organico specifico =2,8 g BOD /m 2 ) Axler et al., ,5-1,133 Impianto sperimentale di Grant Lake (U.S.A.) (Q = 2,31 m 3 /d; τ = 24 d; carico organico specifico =2,3 g BOD /m 2 ) C C C i C i C i - C* C i - C e C i - C e C e C* C e - C* C e τ t τ t (a) (b) Figura 3: Curva di degradazione del BOD per il metodo k-c* (a) e per il metodo monoparametrico irreversibile (b) Metodo monoparametrico irreversibile Il metodo monoparametrico irreversibile è un caso particolare del metodo k-c* (Cooper et al, 1995; Cooper, 1999; Crites, 1994; Dahab et al., 2001; Kadlec et al., 1996; Green et al., 1995; Pergetti, 1994; Thomas et al., 1995; USEPA, 1993; Vymazal, 2001; Yin et al., 1995). Infatti, esso trascura la concentrazione di fondo del BOD e, quindi, va a sovrastimare l effetto di degradazione del BOD da parte del bacino di fitodepurazione (vedi figura 3). Le equazioni del modello si ottengono direttamente dalle corrispondenti equazioni del modello k-c*, assegnando a C* il valore zero. dc dt = k C (10) V i k V t C = C e (11) Q Ci Q Ci A ln = ln k V h ε Ce k Ce = (12) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 6

7 Tabella 5: Parametri relativi al BOD utili all applicazione del modello monoparametrico irreversibile Autore k k V θ Note Brix et al., ,083 ± Parametri relativi a 49 impianti in - - 0,017 m/d Danimarca (citaz. in Cooper, 1999) Cooper et al, ,1 m/d - - Liquame con 150 BOD mg/l Utilizzo di Phragmites asutralis Crites, ,8 1,1 d -1 - Mezzo di supporto costituito da sabbia e ghiaia Dahab et al., ,15 m/d 0,24 m/d 0,33 m/d 0,86 d -1 1,35 d -1 1,84 d -1 1,06 Mezzo di supporto = ghiaia e sabbia Mezzo di supporto = sabbia a grana grossa Mezzo di supporto = sabbia Green at al., ,1 m/d - - Utilizzo di Phragmites australis Job et al. (citaz. in 0,06 m/d Utilizzo come trattamento secondario - - Cooper, 1999) 0,31 m/d Utilizzo come trattamento terziario USEPA, ,104 d -1 1,06 Citazione in Pergetti (1994) Vymazal, ,1 m/d - - Utilizzo di Phragmites australis WPCF, ,806 d -1 1,06 Citazione in Pergetti (1994) 7 7 A/Nab [m 2 /A.E.] C e = 25 mg/l; C* = 3 mg/l; k = 50 m/anno D = 300 l/(ab D = 275 l/(ab D = 250 l/(ab D = 225 l/(ab D = 200 l/(ab D = 175 l/(ab d) D = 150 l/(ab A/Nab [m 2 /A.E.] C e = 25 mg/l; C* = 0 mg/l; k = 50 m/anno D = 300 l/(ab D = 275 l/(ab D = 250 l/(ab D = 225 l/(ab D = 200 l/(ab D = 175 l/(ab d) D = 150 l/(ab Ci [mg/l] Ci [mg/l] Figura 4: applicazione del metodo k-c* Figura 5: applicazione del metodo monoparametrico irreversibile In figura 5, analogamente a quanto fatto in precedenza per il metodo k-c*, è stato costruito un diagramma utilizzabile per il dimensionamento preliminare del bacino SFS-H, secondo il metodo monoparametrico irreversibile, assumendo un valore del coefficiente di degradazione del BOD pari a 50 m/anno. Dal diagramma si può ottenere la superficie specifica necessaria in m 2 per abitante equivalente servito in funzione della concentrazione di BOD 5 in ingresso e della dotazione idrica, per un valori prefissato della concentrazione di BOD 5 effluente (25 mg/l). Come si vede chiaramente dal confronto tra le figure 4 e 5, trascurare la concentrazione di fondo del BOD equivale a sottostimare l impiego di area per il bacino. In particolare, la figura 6 fornisce una stima di questo effetto: si può notare come trascurare un valore di C* pari a 3 mg/l (valore tipico) significhi mediamente sottostimare l area del 5%. Si può inoltre notare come l effetto descritto sia più accentuato per acque reflue a basso carico. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 7

8 1 0,95 C e = 25 mg/l A(k-0)/A(k-C*) 0,9 0,85 0,8 0,75 C i = 350 mg/l C i = 150 mg/l C i = 100 mg/l 0, C* [mg/l] Figura 6: confronto tra il metodo k-c* ed il metodo monoparametrico irreversibile Metodo empirico Il metodo empirico consiste nel dimensionare l area superficiale del bacino assumendo una fissata superficie specifica per abitante equivalente in funzione del previsto utilizzo del bacino. In particolare, si suggeriscono i seguenti valori: 4 6 m 2 /A.E. per l utilizzo come trattamento secondario; 0,5 1 m 2 /A.E. per l utilizzo come trattamento terziario. Sistemi a flusso sub-superficiale verticale (SFS-V) Metodo SAR L efficacia di depurazione del bacino è intimamente collegata alla capacità di trasferimento dell ossigeno del sistema. Cooper (1999) propone l utilizzo della seguente espressione per stimare il tasso di aerazione per unità di superficie richiesta per il bacino SFS-V: (BODi BODe ) + 4,3 (NH 4 N i NH 4 Ne ) SAR = Q (13) A Il valore 4,3, utilizzato per valutare l ossigeno necessario per l ossidazione dell ammoniaca, proviene dalle esperienze condotte nel settore degli impianti a fanghi attivi. Adottando per il tasso di aerazione superficiale il valore suggerito da Johansen (2000) g O SAR = (14) m d o altri valori appropriati desunti dalla letteratura, dalla (13) è possibile ricavare l area d impronta del bacino SFS-V: (BODi BODe ) + 4,3 (NH 4 N i NH 4 Ne ) A = Q (15) SAR I valori del BOD e dell azoto ammoniacale dell influente devono essere noti, per poter utilmente applicare la (15). I corrispondenti valori in uscita si possono assumere in misura pari ai valori di normativa, salvo poi a maggiorare il valore dell area desunta applicando la (15). ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 8

9 Calcolata l area d impronta del bacino attraverso la (13) bisogna verificare che il corrispondente carico idraulico superficiale (Q/A) sia compatibile con le indicazioni di letteratura (vedi ad es. i valori riportati in tabella 3). Metodo empirico Per il dimensionamento degli impianti di fitodepurazione a flusso sub-superficiale verticale si può fare riferimento ai seguenti valori: 1 m 2 /A.E. per la rimozione del solo BOD; 1 2 m 2 /A.E. per finissaggio; 2 3 m 2 /A.E. per la rimozione di BOD e per la nitrificazione. Metodi stocastici I metodi stocastici tengono conto della variabilità di portate e concentrazioni incidenti, dei possibili cambiamenti nelle caratteristiche del mezzo filtrante e dei differenti fattori ambientali, evidenziando una maggiore complessità di applicazione correlata alla difficoltà di caratterizzazione di parametri di dettaglio e la necessità di un ulteriore caratterizzazione sperimentale. Al momento, la carenza di dati sperimentali non ne consente un utilizzo efficace. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 9

10 SIMBOLOGIA A.E. = abitante equivalente BOD = Domanda Biochimica di Ossigeno, [mg O2 /L] N-NH 4 = concentrazione di azoto ammoniacale espresso come azoto, [mg NH4 /L] SAR = tasso di aerazione superficiale, [g O2 /(m 2 d)] C = concentrazione di inquinante, [mg/l] C* = concentrazione di fondo dell inquinante, [mg/l] C i = concentrazione di inquinante nell influente, [mg/l] C e = concentrazione di inquinante da rispettare nell effluente, [mg/l] A = area superficiale del bacino, [m 2 ] A t = area trasversale del bacino = L W, [m 2 ] h = profondità, [m] L = lunghezza del bacino SFS-H, [m] W = larghezza del bacino SFS-H, [m] B = base dell area d impronta del bacino SFS-V, [m] Q i = portata in ingresso al bacino, [m 3 /d] Q e = portata in uscita dal bacino, [m 3 /d] Q = portata media = (Q i +Q e )/2, [m 3 /d] k V = coefficiente di degradazione dell inquinante alla generica temperatura T, k V = k V,20 θ (T-20), [d -1 ] k = coefficiente di degradazione modificato = k V ε h, [m d -1 ] θ = coefficiente di temperatura ε = porosità del mezzo di riempimento (Volume vuoti/volume totale) k p = coefficiente di permeabilità del mezzo, [m/d] i = pendenza della superficie di fondo del bacino CONCLUSIONI I processi depurativi che avvengono negli impianti di fitodepurazione a flusso sub-superficiale, sia orizzontali che verticali, si prestano bene ad essere modellati con l ausilio di metodi di tipo deterministico. Per quanto riguarda i bacini a flusso orizzontale, si può fare riferimento ai classici modelli di degradazione del BOD sviluppati assumendo una cinetica del primo ordine. I bacini a flusso verticale, invece, possono fare riferimento alla capacità di trasferimento dell ossigeno del sistema, assumendo un tasso di aerazione superficiale di progetto. Questi modelli possono essere efficacemente adoperati in fase di progettazione ove opportunamente calibrati facendo riferimento a dati sperimentali desunti da impianti similari (per caratteristiche climatiche, impiantistiche e di acque reflue) a quello in progetto. In carenza di dati, piuttosto che riferirsi a generici dati di letteratura, è preferibile ricorrere a metodi empirici che propongono delle superfici specifiche per abitante equivalente servito sufficientemente cautelative. RIFERIMENTI BIBLIOGRAFICI 1. AXLER R., HENNECK J., MCCARTHY B., Residential subsurface flow treatment wetlands in northern Minnesota, Watern Science and Technology, Vol. 44, No , pp , IWA Publishing, BELGIORNO V., DE FEO G., NAPOLI R.M.A., I trattamenti di fitodepurazione delle acque reflue: principi di funzionamento e prospettive di applicazione, pubblicato negli atti del 21 corso di aggiornamento in tecniche per la difesa dall inquinamento, Guardia Piemontese, giugno 2000, BIOS Editore, Italy, pp , COOPER P., GREEN B., Reed bed treatment system for sewage treatment in the United Kingdom The first 10 years experience, Water Science and Technology, Vol. 32, No. 3, pp , IAWQ, Great Britain, COOPER P., A review of the design and performance of vertical-flow and hybrid reed bed treatment systems, Wat. Sci. Tech., Vol. 40, No. 3, pp. 1-9, ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 10

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