II PRESTAZIONI DI DENITRIFICAZIONE DI UN TERZIARIO PILOTA DI FITODEPURAZIONE A FLUSSO SUBSUPERFICIALE ORIZZONTALE

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1 II PRESTAZIONI DI DENITRIFICAZIONE DI UN TERZIARIO PILOTA DI FITODEPURAZIONE A FLUSSO SUBSUPERFICIALE ORIZZONTALE Renato Iannelli (1) Professore associato di Ingegneria sanitaria ambientale, facoltà di ingegneria, dipartimento di ingegneria civile, Università di Pisa Leandro Iacopini Ingegnere, collaboratore esterno del dipartimento di ingegneria civile, Università di Pisa Paolo Peruzzi Responsabile laboratorio, Acque s.p.a., Empoli Alessandro Scarselli Tecnico divisione ingegneria e laboratorio, Acque s.p.a., Empoli Indirizzo (1) : via F. Gabba, Pisa Italia Tel: (+39) Fax: (+39) r.iannelli@ing.unipi.it SOMMARIO In questo lavoro sono stati utilizzati due letti pilota di fitodepurazione a flusso subsuperficiale orizzontale (SSF-h) posti come trattamento terziario di un piccolo impianto a fanghi attivi ad ossidazione prolungata per verificare le prestazioni di denitrificazione dei letti SSF-h sull effluente di un biologico a fanghi attivi completamente nitrificato. KEYWORDS: Constructed wetlands, SSF-h, tertiary treatments, nitrogen removal, denitrification. PREMESSA Il processo di fitodepurazione a flusso subsuperficiale orizzontale (SSF-h) trova un interessante applicazione, oltre che come trattamento secondario per piccoli insediamenti civili, come trattamento terziario a valle di impianti a fanghi attivi di piccola o media potenzialità. In questo caso il dimensionamento viene effettuato con parametri di occupazione aerale contenuti in valori oscillanti fra 0,7 e 1 m 2 per abitante servito (Kadlec et al., 2000) ottenendo positivi rendimenti nel controllo dei solidi sospesi, della carica batterica, del carico organico e dell azoto. Per quanto riguarda, in particolare, l azoto, viene riconosciuta ai sistemi SSF-h utilizzati come terziario una certa capacità di rimuovere azoto in forma ammoniacale ed anche ossidata (nitriti e nitrati), sebbene in percentuali di rimozione piuttosto contenute e fortemente variabili con le stagioni (Cooper et al., 1996). Da questo punto di vista, la caratteristica più interessante dei letti a flusso orizzontale pare essere la capacità di ottenere condizioni di modesta aerazione, in grado di attivare una blanda nitrificazione, associate alla presenza di micrositi anossici capaci di esercitare la successiva denitrificazione, con apprezzabili riduzioni dell azoto totale. Oltre alla nitrificazione-denitrificazione biologica ad opera di colonie batteriche installate nella rizosfera e nel terreno, vengono citati altri meccanismi di rimozione dell azoto, primo fra tutti l assorbimento diretto da parte delle piante, il cui ruolo appare però, oggi, ridimensionato, soprattutto perché, in termini di bilanci stagionali, può ottenere buoni risultati solo qualora si provveda ad un problematico sfalcio periodico delle piante onde evitare la restituzione nella lettiera dei nutrienti assorbiti (Kadlec et al., 2000). Viene anche proposto l uso di sistemi in serie costituiti da letti a flusso orizzontale e verticale con eventuale ricircolo, in cui i secondi, grazie alle condizioni di decisa aerazione, vengono specializzati nella nitrificazione, ed i primi nella denitrificazione (Volpe et. al., 2000). Permangono tuttavia dubbi su alcuni aspetti, fra cui: la capacità da parte di questi sistemi di mantenere apprezzabili rendimenti di rimozione nella stagione di quiescenza vegetativa; l eventuale possibilità di denitrificare anche in condizioni di scarso apporto di carbonio organico grazie alla presenza nella lettiera di fonti endogene originate dal ciclo vitale dei vegetali (EPA, 2000), la disponibilità di criteri di ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1

2 dimensionamento in grado di ottenere una certa garanzia di raggiungimento e mantenimento nel tempo delle prestazioni di rimozione desiderate. In questo quadro si colloca la presente ricerca, che è finalizzata ad accertare le effettive prestazioni di denitrificazione del sistema SSF-h posto come trattamento terziario a servizio di un impianto a fanghi attivi ad ossidazione prolungata che, dando luogo ad una nitrificazione quasi completa dell azoto organico ed ammoniacale, non riesce a garantire il rispetto del limite di 20 mg/l per l azoto nitrico imposto dal Dlgs 152/99 per gli scarichi industriali e misti civili-industriali, a meno di ricorrere ad un ciclo denitro-nitro a fanghi attivi la cui complessità gestionale mal si adatta ad impianti di piccola potenzialità. DESCRIZIONE DELL INSTALLAZIONE IMPIANTISTICA Il sito utilizzato per il presente lavoro è costituito da un impianto di depurazione a fanghi attivi ad ossidazione prolungata a servizio di un bacino misto civile-industriale, con una potenzialità complessiva di circa A.E., sito nel comune di Lamporecchio (PT) e gestito dalla Acque s.p.a. di Empoli. L impianto è dotato di grigliatura, sollevamento, equalizzazione, preareazione, dissabbiatura-disoleatura, trattamento a fanghi attivi ad ossidazione prolungata in bacino unico ed eventuale disinfezione finale ad ipoclorito. Le principali caratteristiche del refluo entrante e le principali dimensioni dell impianto sono riassunte in tab. 1. Tabella 1: Dati di progetto dell impianto a fanghi attivi di Lamporecchio (PT) Parametro Unità di Tipo refluo misura Civile Industriale TOTALE Portata media giornaliera mc/d 80 (~40%) 112 (~60%) 192 Carico organico kg/d BOD 5 24 (~33%) 48 (~67%) 72 Carico organico specifico mg/l BOD Pop. equivalente servita AE 400 (~33%) 800 (~67%) 1200 Volume equalizzazione m 3 92 Volume ossidazione m 3 96 Superficie sedimentazione m 2 48 La componente produttiva è costituita da un unica industria conserviera che, da sola, fornisce il 67% circa del carico organico complessivo in ingresso all impianto. L impianto, attivo sin dal 1986 senza sostanziali modifiche, presenta diversi problemi dovuti ad un elevata presenza di cloruri ed una grande variabilità nel tempo delle caratteristiche del refluo entrante a causa dei cicli di lavorazione dell industria conserviera che, anche a causa di una difettosa conformazione del comparto di sedimentazione del bacino unico, talvolta danno luogo a perdite di fango con l effluente. Le piccole dimensioni dell impianto, simili a quelle di diversi altri gestiti dalla Acque s.p.a. non facilmente allacciabili ad impianti più grandi, e la sua problematicità, hanno indotto l azienda ad utilizzarlo come sito pilota per sperimentare la possibilità di un trattamento terziario di fitodepurazione finalizzato da un lato ad affinare le caratteristiche dell effluente, in particolare per i nutrienti e la carica batterica, dall altro a fungere da protezione da eventuali problemi temporanei, come appunto la perdita occasionale di piccole quantità di fango nell effluente. E stato dunque realizzato nel 1997 un impianto sperimentale di fitodepurazione finalizzato a sperimentare diverse tecniche di trattamento terziario (flusso superficiale a macrofite radicate e flottanti, flusso subsuperficiale orizzontale e verticale). Per il presente lavoro sono stati utilizzati due dei tre bacini di fitodepurazione a flusso subsuperficiale orizzontale disponibili, attivi da circa tre anni e mezzo e ben vegetati. DESCRIZIONE DEL TERZIARIO PILOTA DI FITODEPURAZIONE SSF-h I bacini di fitodepurazione sono a flusso subsuperficiale orizzontale; il medium d imposta ha un fuso granulometrico di 5-10 mm ed un d 10 di 8 mm; l'essenza impiegata è la Phragmites australis, tipica dei luoghi ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 2

3 limitrofi al sito in esame; l età è di 3,5 anni; l'apparato radicale appare completamente sviluppato, raggiungendo i cm di profondità, e lo stato vegetativo appare complessivamente buono. L alimentazione a gravità delle tre vasche è garantita da un cassone caricato da una pompa sommersa installata nella vasca di disinfezione dell impianto a fanghi attivi (attualmente non viene dosato alcun agente disinfettante). E possibile regolare la portata di alimentazione di ognuna delle tre vasche nell intervallo 0-10 l/min, mediante tre luci tarate ad altezza regolabile. Il sistema consente una buona regolazione di portata purché si provveda a frequenti operazioni di pulizia degli orifizi. Si riportano in tab. 2 le caratteristiche dei letti e dei sistemi di immissione e di raccolta del refluo trattato. Tabella 2: Principali caratteristiche dimensionali dei tre bacini pilota SSF-h CARATTERISTICA Unità di BACINO misura A B C Stratigrafia del medium Strato unico Profondità medium cm 60 Profondità media zona satura cm 55 Pendenza dalla superficie del letto % 0 Pendenza di fondo % 1 Franco cm 30 Presenza di argini No Forma della sezione trasversale Trapezia Pendenza sponde gradi 45 Larghezza in superficie m Larghezza di fondo m Larghezza piano medio (W) m Superficie sezione trasversale (St) m Lunghezza (L) m L/W m/m Superficie piano medio (S) m Volumetria del materiale di riempimento m Volumetria della parte satura (V) m IMPOSTAZIONE DELLA CAMPAGNA DI ANALISI I bacini A, B e C vengono alimentati da circa un anno con portate, prelevate dall effluente dell impianto a fanghi attivi, tali da fornire carichi idraulici aerali che sono stati fatti variare fra 100 e 200 mm/d. Nei mesi di dicembre 2000 e gennaio 2001 sono stati riscontrati rendimenti medi di rimozione dei nitrati e dell azoto totale variabili fra il 25 e il 30% per entrambi i parametri; tali valori non garantiscono il continuo rispetto del limite normativo di 20 mg/l sui nitrati (D.Lgs. 152/99). Si è pertanto voluto verificare l influenza della concentrazione di carbonio organico biodisponibile nel liquame entrante sui rendimenti di denitrificazione. A tal fine sono state prese in considerazione le vasche B e C (delle stesse dimensioni e con la stessa densità vegetativa) alimentandole con una portata fissata in 1,38 l/min, corrispondente ad un carico idraulico aerale di 221 mm/d (pari a 0,9 m 2 /AE servito, valore medio consigliato in letteratura per l utilizzo come terziario) (Kadlec et al., 2000). In ingresso ad una delle due vasche (la vasca C) si è proceduto ad una somministrazione continua di una soluzione di acido acetico (CH 3 COOH) scelta per l economicità di acquisto e la semplicità di stoccaggio e di somministrazione. Il dosaggio è stato fissato in 2,81 mg/mg N-NO 3 da trattare, calcolato come equivalente stechiometrico del consumo specifico di metanolo (3 mg CH 3 OH/mg N-NO 3 ) comunemente riportato in letteratura (Beccari et al., 1993) per il processo di denitrificazione. Poiché mediamente il precedente monitoraggio mostrava concentrazioni uscenti di N-NO 3 nell ordine di 20 mg/l o più, è stato fissato un dosaggio di 56 mg CH 3 COOH per litro di liquame entrante, pari a 0,52 ml/min di ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 3

4 una soluzione di acido acetico al 14,6 %. La somministrazione è stata effettuata mediante flebo medica e flacone di stoccaggio da due litri. Nei mesi di dicembre 2001 e gennaio 2002 si è provveduto a monitorare l impianto rilevando in ingresso ed in uscita da ciascuna delle due vasche, con una frequenza di 3 4 prelievi alla settimana, i seguenti parametri: - portata di liquame; - portata di acido acetico dosato; - temperatura dell aria e del liquame; - ph; - S.S.T. a 105 C; - BOD su campione tal quale e filtrato; - COD su campione tal quale e filtrato; - azoto nitrico, nitroso e totale; - ammonio; - Fosforo totale; - Cloruri. I prelievi in entrata sono stati effettuati a monte del punto di immissione dell acido acetico, per cui il valore del COD è stato corretto mediante media pesata col valore del COD della soluzione del reagente. I prelievi in uscita, e le corrispondenti rilevazioni delle portate uscenti, sono stati effettuati dopo un tempo di 15 ore (pari al tempo medio di ritenzione) dai corrispondenti prelievi in entrata. Tale tempo di ritenzione è stato definito mediante valutazione sperimentale del coefficiente di permeabilità k e conseguente definizione del coefficiente di porosità efficace. Per le vasche B e C i valori di k sono risultati rispettivamente pari a 1676 e 1766 m/d. Per la porosità efficace è stato assunto il valore di 0,35. E stata pure effettuata una verifica idrodinamica mediante immissione di un onda puntuale di cloruro di sodio e rilievo della conducibilità in uscita, che ha evidenziato un reattore del tipo a flusso a pistone con coefficiente di dispersione assiale pari a 0,083 e volume morto pari al 50% (Iacopini, 2002). A causa delle variazioni di viscosità della soluzione di acido acetico in funzione della temperatura ambientale, il sistema di dosaggio del reagente non ha effettivamente fornito portate costanti, come pure la portata alimentata ha subìto durante la campagna qualche piccola oscillazione. Pertanto entrambi questi parametri sono stati misurati quotidianamente e i relativi dispositivi di dosaggio sono stati più volte soggetti ad operazioni di regolazione. La campagna di monitoraggio è stata suddivisa in due fasi, precedute da una ulteriore fase di 10 giorni di avviamento col dosaggio di reagente già attivo: - nella fase 1 (della durata di 30 giorni) è stato dosato il reagente nella sola vasca C; - nella fase 2 (della durata di 10 giorni) è stato interrotto il dosaggio. Ciò allo scopo di verificare il miglioramento delle prestazioni di denitrificazione ottenibile durante il dosaggio della fonte di carbonio (fase 1) e di accertarsi che l eventuale miglioramento fosse effettivamente dovuto al reagente dosato e non ad un disequilibrio d altro genere fra le due vasche (fase 2). Successivamente, ad ulteriore conferma dei risultati ottenuti, è stata effettuata una terza fase di sperimentazione in cui la somministrazione di reagente è stata incrementata da 56 a 117 mg CH 3 OH/mg N-NO 3, questa volta effettuando il dosaggio (con più precisione mediante una pompa peristaltica) nella vasca B, al fine di accertare ancora che le differenze fra le due vasche fossero effettivamente dovute esclusivamente al diverso carico organico fornito. RISULTATI E COMMENTO Si riportano in tab. 3 i valori dei parametri più significativi rilevati durante la sperimentazione. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 4

5 Le figure 1, 2, 3, 4 e 5 riportano i valori in entrata ed uscita dalle due vasche rilevati durante le fasi 1 e 2, rispettivamente per i seguenti parametri: azoto nitrico, azoto totale, azoto nitroso, azoto ammoniacale e COD. Le figure 1 e 2 mostrano che la fornitura di carbonio supplementare alla vasca C ha dato luogo ad un immediato miglioramento delle rese di rimozione dei nitrati e quindi anche dell azoto totale. Il rapporto fra concentrazione di acido acetico dosato e differenza di concentrazione di azoto nitrico rilevata fra le due vasche ha oscillato fra 3 e 12, essendo più basso per valori di nitrato entrante più elevati. Al termine del dosaggio di acido acetico (fase 2) si sarebbe voluto verificare l effettivo riequilibrio della concentrazione di nitrato in uscita dalle due vasche. Purtroppo il liquame entrante ha presentato un improvviso aumento del COD ed un quasi azzeramento dei nitrati, rendendo la differenza di concentrazione di nitrati fra le due uscite non apprezzabile. E invece visibile l annullamento della differenza fra i due valori di azoto totale in uscita al termine del dosaggio di acido acetico. Le figure 3 e 4 mostrano l andamento dell azoto nitroso ed ammoniacale: i nitriti mostrano un andamento oscillante, essendo inizialmente minori nella vasca con dosaggio, ed invertendo poi tale tendenza. L ammonio invece si presenta mediamente maggiore in uscita dalla vasca C di circa il 20% rispetto alla B (anche dopo l interruzione del dosaggio), con entrambi i valori uscenti spesso superiori a quelli entranti. La figura 5 mostra l andamento del COD misurato su campioni filtrati e corretto in ingresso alla vasca C per tener conto del dosaggio di acido acetico. Si è preferito filtrare i campioni di refluo entrante per escludere il COD associato ai fiocchi di fango sfuggiti alla sedimentazione finale dell impianto, che vengono trattenuti subito all entrata dei letti di fitodepurazione. Il grafico mostra valori nella vasca con dosaggio solo lievemente superiori all altra, a dimostrazione della quasi completa utilizzazione del COD biodegradabile supplementare fornito. Ciò ha indotto ad effettuare una nuova campagna di monitoraggio (fase 3), raddoppiando circa il dosaggio di acido acetico, e dosandolo, questa volta, in vasca B per avere la conferma dell efficacia di tale intervento. Le figure 6, 7, 8, 9, 10 riportano, per la fase 3, gli andamenti degli stessi parametri precedentemente descritti per le fasi 1 e 2. Risultano sostanzialmente confermate le osservazioni precedenti relativamente a nitrati ed azoto totale: - deciso miglioramento delle prestazioni di denitrificazione (in questo caso si assiste in vasca B ad una rimozione dei nitrati quasi completa, contro un rendimento di circa il 50% in vasca C); - la migliore denitrificazione si manifesta anche sui valori dell azoto totale uscente, inferiori di circa il 50% nella vasca con dosaggio. L andamento dei nitriti risulta invece, in questo caso, sistematicamente inferiore nella vasca B, facendo ritenere che l andamento contrastato prima evidenziato fosse dovuto ad altre cause, come ad esempio la temperatura fredda od un disequilibrio fra le due vasche. L azoto ammoniacale mostra, anche in questo caso, valori uscenti superiori a quelli entranti, e di nuovo la vasca C presenta valori significativamente superiori alla B, confermando la tendenza precedente nonostante il reagente venga ora dosato in B. Ciò fa ritenere che i più elevati valori di nitriti ed ammonio riscontrati in vasca C possano essere dovuti ad un disequilibrio funzionale fra le due vasche. Infine l andamento del COD in uscita dalle due vasche conferma, nonostante il raddoppio di dosaggio rispetto alla fase 1, che l eccedenza di carico organico fornito viene quasi completamente utilizzata dalla denitrificazione. Nella valutazione dei risultati sopra descritti è importante tener conto del fatto che durante le fasi 1 e 2 la temperatura del liquame si è mantenuta molto bassa (fra 5 e 10 C), mentre è risalita ad C durante la fase 3, dando luogo ad un immediato miglioramento dei rendimenti di denitrificazione. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 5

6 CONCLUSIONI La sperimentazione effettuata ha pienamente confermato che, anche nel caso della fitodepurazione, la disponibilità di carbonio organico prontamente utilizzabile sia indispensabile ai fini di un efficace effetto di denitrificazione, non essendo sufficiente, a tal fine, il carbonio di origine vegetale presente nella lettiera. E pure risultato evidente che i grandi volumi di processo disponibili nei letti SSF-h consentono, in presenza di un adeguato rapporto azoto-carbonio, un efficace denitrificazione anche in presenza di basse temperature. La presenza della denitrificazione ed i bassi tempi di transitorio necessari per il suo sviluppo evidenziano anche la presenza di condizioni essenzialmente anossiche nei letti orizzontali, confermando che l effetto di somministrazione di ossigeno da parte delle essenze vegetali impiantate sia molto modesto. La cinetica di denitrificazione, la limitazione da parte del carbonio presente e la dipendenza dalla temperatura appaiono del tutto simili a quanto riscontrato nei tradizionali processi biologici, rendendo lecita l adozione di schemi di calcolo dei rendimenti e dei dimensionamenti simili a quelli messi a punto per gli altri processi biologici (Iannelli, 2001). Così pure parrebbe confermato che il principale meccanismo di rimozione dell azoto è da riconoscersi nella funzione di nitrificazione-denitrificazione biologica (Berzero et al., 2000). Da un punto di vista applicativo, la sperimentazione svolta ha evidenziato che l uso della fitodepurazione come terziario di impianti a fanghi attivi che esercitano una forte nitrificazione e una forte rimozione del substrato organico biodegradabile (come è il caso dei piccoli impianti ad ossidazione prolungata) può non essere in grado, senza opportuni interventi impiantistici, di esercitare una denitrificazione tale da garantire il rispetto del limite normativo di 20 mg/l per l azoto nitrico. D altra parte è stato pure mostrato che la fornitura di un adeguato substrato organico è in grado di attivare una efficace ed affidabile denitrificazione, che durante tutta la sperimentazione non ha presentato problemi od inconvenienti di sorta. Nel prosieguo della presente ricerca si intende sperimentare l efficacia di utilizzo di fonti alternative di carbonio, come ad esempio la fornitura di un aliquota di liquame grezzo prelevato in testa all impianto a fanghi attivi, ai fini della rimozione terziaria dei nitrati. BIBLIOGRAFIA 1. Beccari M., Passino R., Ramadori R., Vismara R. (1993), Rimozione di azoto e fosforo dai liquami, Hoeply, Milano. 2. Berzero A., Iannelli R., Queirazza G., Martignon G., Marcelli M. (2000). La fitodepurazione con sistemi a flusso superficiale (FWS) ed a flusso subsuperficiale (FS): ruolo degli impianti pilota e della modellistica matematica, presentato al XX Congresso Nazionale della Società Chimica Italiana SCI 2000, Rimini. 3. Cooper P.F., Job G.D:., Green M.B., Shutes R.B.E. (1996), Reed beds and constructed wetlands for wastewater treatment. Medmenham, Marlow, UK, WRc Publications. 4. Iacopini, L. (2002), Applicazione della fitodepurazione SFS-h come terziario di piccoli impianti a fanghi attivi, tesi di Laurea, Università di Pisa, Facoltà di ingegneria. 5. Iannelli R. (2001): "Cinetica dei processi di depurazione naturale delle acque e criteri di dimensionamento e conduzione" prima scuola nazionale - trattamenti naturali delle acque reflue - Pisa Giugno Kadlec R.H., Knight R.L., Vymazal J., Brix H., Cooper P., Haberl R. (2000), Constructed wetlands for pollution control processes, performance, design and operation, Scientific and technical report n. 8, IWA publishing. 7. U.S. EPA (2000), Constructed Wetlands: Treatment of Municipal Wastewater, EPA/625-R ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 6

7 9 8 dos. acido acetico in Vasca C N-NO3 uscita Vasca B N-NO3 entrata N-NO3 uscita Vasca C fine dosaggio acido acetico lun lun lun lun lun 7-01 lun lun Figura 1: Confronto fra le prestazioni di rimozione dei nitrati in vasca B e vasca C (fasi 1 e 2) 9 8 dos. acido acetico in Vasca C N tot uscita Vasca B N tot ingresso N tot uscita Vasca C fine dosaggio acido acetico lun lun lun lun lun 7-01 lun lun Figura 2: Confronto fra le prestazioni di rimozione dell azoto totale in vasca B e vasca C (fasi 1 e 2) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 7

8 4,00 [mg/l N-NO2] 3,50 3,00 2,50 2,00 1,50 N-NO2 entrata N-NO2 uscita Vasca B N-NO2 uscita Vasca C dos. acido acetico in Vasca C fine dosaggio acido acetico 10 [mg/l ac. acetico] ,00 2 0,50 1 lun lun lun lun lun 7-01 lun lun Figura 3: Nitriti in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fasi 1 e 2) 9,0 [mg/l N-NH4] N-NH4 entrata 10 [mg/l ac. acetico] 8,0 N-NH4 uscita Vasca B 9 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 N-NH4 uscita Vasca C dos. acido acetico in Vasca C fine dosaggio acido acetico ,0 2 1,0 1 0,0 lun lun lun lun lun 7-01 lun lun Figura 4: Azoto ammoniacale in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fasi 1 e 2) 300 COD ingresso Vasca B COD uscita Vasca B COD ingresso Vasca C COD uscita Vasca C Fine dosaggio acido acetico lun lun lun lun lun 7-01 lun lun Figura 5: COD filtrato in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fasi 1 e 2) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 8

9 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 N-NO3 entrata dos. acido acetico in Vasca B N-NO3 uscita Vasca B N-NO3 uscita Vasca C 40,0 20,0 0,0 dom mar gio sab 2-02 lun 4-02 mer 6-02 Figura 6: Confronto fra le prestazioni di rimozione dei nitrati in vasca B e vasca C (fase 3) 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 N tot entrata dos. acido acetico in Vasca B N tot uscita Vasca B N tot uscita Vasca C 40,0 20,0 0,0 dom mar gio sab 2-02 lun 4-02 mer 6-02 Figura 7: Confronto fra le prestazioni di rimozione dell azoto totale in vasca B e vasca C (fase 3) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 9

10 4,00 [mg/l N-NO2] 3,50 14 [mg/l ac. acetico] 12 3,00 2,50 2,00 1,50 N-NO2 entrata N-NO2 uscita Vasca B N-NO2 uscita Vasca C dos. acido acetico in Vasca B ,00 4 0,50 2 dom mar gio sab 2-02 lun 4-02 mer 6-02 Figura 8: Nitriti in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fase 3) 7,00 [mg/l N-NO2] 6,00 14 [mg/l ac. acetico] 12 5,00 4,00 N-NH4 entrata N-NH4 uscita Vasca B N-NH4 uscita Vasca C dos. acido acetico in Vasca B ,00 6 2,00 4 1,00 2 dom mar gio sab 2-02 lun 4-02 mer 6-02 Figura 9: Azoto ammoniacale in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fase 3) COD ingresso Vasca B COD ingresso Vasca C COD uscita Vasca B COD uscita Vasca C dom mar gio sab 2-02 lun 4-02 mer 6-02 Figura 10: COD in entrata ed uscita dalle vasche B e C (fase 3) ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 10

11 Data e ora ingresso Tabella 3: Valori delle analisi dei principali parametri T liquame CH 3 COOH Q/A med. N-NH 4 N-NO 2 N-NO 3 N totale COD [mg/l O 2 ] media [ C] dos. [mg/l] [mm/d] [mg/l N] [mg/l N] [mg/l N] [mg/l N] T.Q. (1) corretto (2) T.Q. = filtrato B C B C B C in out B out C in out B out C in out B out C in out B out C in in B in C out B out C 2/12/01 12:30 13,2 86, ,07 0,31 0,05 0,05 0,1 0,1 18,5 9, /12/01 13:30 13,2 56, ,33 1,21 0,05 0,05 0,8 0,2 8,8 4, /12/01 12:15 12,7 48, ,75 2,39 0,05 0,05 0,2 0,1 12,5 5, /12/01 11:30 11,7 50, ,43 3,74 0,05 0,05 0,1 0,1 13,7 8, /12/01 14:00 10,6 10,6 0,0 44, ,82 0,10 3,06 0,23 0,11 0,05 11,5 7,4 0,3 15,3 9,4 5, /12/01 7:00 7,5 7,2 0,0 42, ,06 5,70 7,47 1,20 1,55 0,94 19,4 8,7 5,2 23,8 18,0 15, /12/01 16:00 7,6 7,3 0,0 50, ,83 6,07 7,86 0,90 1,26 0,42 13,7 6,7 2,3 19,2 15,9 13, /12/01 16:00 8,4 8,2 0,0 49, ,24 4,98 6,84 0,05 0,05 0,05 0,4 0,4 0,1 4,7 7,0 8, /12/01 7:30 7,9 7,6 0,0 54, ,35 0,54 1,01 0,54 0,06 0,07 13,1 9,7 4,0 15,7 10,6 5, /12/01 15:30 8,2 8,2 0,0 59, ,71 0,53 1,33 1,70 0,34 0,13 20,4 11,5 5,5 49,4 12,2 7, /01/02 7:00 6,9 6,0 0,0 46, ,82 0,37 1,51 0,50 0,38 0,44 13,3 15,0 7,5 17,2 17,9 10, /01/02 15:30 6,9 6,5 0,0 34, ,34 0,35 1,46 0,69 0,51 0,52 25,9 20,9 9,5 29,2 22,4 12, /01/02 17:00 6,4 6,2 0,0 38, ,55 0,40 1,28 0,92 0,67 0,67 38,3 24,7 21,7 47,2 25,8 24, /01/02 17:00 6,0 5,6 0,0 35, ,72 0,55 1,24 0,81 0,74 0,95 39,2 28,3 23,0 49,2 29,4 25, /01/02 16:40 5,7 5,2 0,0 35, ,89 0,76 1,40 0,61 0,71 1,22 41,0 29,1 24,6 57,8 34,5 31, /01/02 16:00 5,5 4,6 0,0 28, ,46 0,88 1,46 0,59 0,77 1,20 41,4 31,4 22,8 56,1 36,7 31, /01/02 16:00 5,7 5,4 0,0 48, ,03 1,07 1,45 0,85 0,72 1,30 40,2 32,9 22,7 60,5 38,7 30, /01/02 16:00 5,5 5,8 0,0 44, ,28 1,38 1,63 0,80 0,91 1,64 40,8 35,1 23,8 65,8 47,8 35, /01/02 16:00 6,1 5,9 0,0 45, ,36 2,23 2,68 3,30 2,29 3,72 35,5 31,7 18,5 47,8 39,7 30, /01/02 16:00 7,1 6,8 0,0 86, ,90 2,71 2,92 0,39 0,46 1,15 22,0 22,3 3,5 32,4 29,5 10, /01/02 15:00 8,0 7,8 0,0 0, ,54 2,26 2,02 0,17 0,05 0,05 4,0 2,0 1,7 9,5 6,2 5, /01/02 16:00 7,5 7,4 0,0 0, ,75 1,49 1,74 1,55 0,42 0,15 13,9 8,0 4,0 24,0 12,4 8, /01/02 0:00 6,2 6,0 0,0 0, ,12 1,97 0,05 0,05 0,8 0,1 8,2 8, /01/02 16:00 8,3 8,1 0,0 0, ,02 3,47 3,47 0,05 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 15,8 10,7 10, /01/02 16:00 8,0 7,7 0,0 0, ,71 2,12 3,70 0,05 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 15,3 11,9 11, /01/02 18:00 7,5 7,3 0,0 0, ,45 1,87 3,31 0,05 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 12,0 9,9 10, /01/02 17:00 7,5 7,3 0,0 0, ,48 1,70 3,08 0,05 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 10,5 8,4 8, /01/02 15:00 9,4 9,2 0,0 0, ,56 1,82 3,09 0,05 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 8,9 7,5 7, /01/02 14:30 6,8 6,5 113,0 0, ,55 3,17 5,91 0,48 0,05 0,05 12,5 0,1 0,1 18,0 7,9 9, /01/02 17:30 7,9 7,7 117,3 0, ,88 2,85 3,83 3,65 0,05 0,53 33,0 0,1 15,8 47,1 6,7 23, /01/02 15:30 11,0 10,7 115,6 0, ,55 2,64 3,30 1,02 0,37 0,34 38,8 3,4 16,8 47,5 9,5 24, /01/02 18:00 11,9 11,9 115,6 0, ,30 2,40 3,20 0,41 0,05 0,35 36,2 6,7 18,7 38,8 11,7 24, /02/02 15:30 12,1 12,2 116,4 0, ,26 2,18 3,82 1,61 0,05 1,25 32,6 0,1 8,8 39,6 4,6 15, /02/02 15:30 118,6 0, ,42 1,48 3,47 0,25 0,05 0,05 12,4 0,4 2,8 15,7 4,7 9, /02/02 15:30 114,3 0, ,03 1,38 2,96 1,78 0,05 0,93 22,6 0,1 9,8 34,7 4,0 15, /02/02 19:00 120,9 0, ,00 1,28 3,03 2,02 0,05 0,12 3,3 0,1 1,8 11,7 4,4 7, (1) COD misurato sul campione tal quale prima del dosaggio di acido acetico (2) COD corretto per tener conto dell'acido acetico dosato; nelle fasi 1 e 2 il COD è misurato sul campione filtrato, nella fase 3 sul tal quale ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 11 FASE 3 FASE 2 FASE 1 AVVIO