Università degli Studi di Firenze
Consorzio Cuoiodepur S.p.A
Risultati della convenzione di ricerca tra
Università di Firenze - Dipartimento di Ingegneria Civile
e
Cuoiodepur S.p.A
sul tema
Indagini sperimentali per la valutazione di tecnologie
innovative per il trattamento di reflui conciari
(Terza relazione anno 2005-2006)
Responsabile Scientifico della Ricerca
Prof. Claudio Lubello
Ringraziamenti
Lo studio presentato in queste pagine è un esempio molto positivo di
collaborazione fra Università e mondo produttivo che dovrebbe ricorrere più
spesso nell’attività di ricerca.
Si vuole ringraziare in primo luogo la Cuoiodepur S.p.A. per aver contribuito
finanziariamente ed operativamente allo studio ed in particolare la disponibilità
offerta
dal
Dott.
Borrini
che
ha
subito
compreso
l’importanza
della
sperimentazione e le sue possibili implicazioni sul territorio. Un ringraziamento è
inoltre rivolto al personale del Consorzio Cuoiodepur che ha collaborato con
estrema competenza ed in particolare al Dott. V. Prescimone ed al Dott. G. Mori.
Mi corre infine l’obbligo, ed il piacere, di ringraziare gli sponsor “tecnici” che
molto hanno contribuito alla realizzazione di questo lavoro:
- Ditta 'Zenon', per aver offerto le membrane e una preziosa collaborazione;
Il gruppo di ricerca:
Prof. Claudio Lubello
Dott. Ing. Riccardo Gori
Dott. Ing. Giulio Munz
2
CAPITOLO I.............................................................................................................. 10
INDAGINI SPERIMENTALI SUI BIOREATTORI A MEMBRANE APPLICATI
AI REFLUI CONCIARI: ALIMENTAZIONE 45% CIVILE E 55%
INDUSTRIALE ..................................................................................................... 10
Introduzione ....................................................................................................... 10
Configurazione dell’impianto ............................................................................ 10
Modulo di filtrazione ..................................................................................... 14
Dimensionamento idraulico ........................................................................... 16
Alimentazione ................................................................................................ 17
MONITORAGGIO DELL’IMPIANTO PILOTA................................................ 18
Introduzione ....................................................................................................... 18
Condizioni operative: pH, ossigeno disciolto, temperatura e redox .............. 19
Analisi del colore ........................................................................................... 22
Analisi dei solidi sospesi................................................................................ 24
Efficienza del trattamento .................................................................................. 31
Analisi del COD............................................................................................. 31
Analisi del processo di nitrificazione............................................................. 35
Analisi dei fenoli............................................................................................ 41
Conclusioni .................................................................................................... 42
TECNICHE RESPIROMETRICHE: APPLICAZIONI E RISULTATI ............... 43
Materiali e metodi .............................................................................................. 43
Il respirometro................................................................................................ 43
Misura del consumo di ossigeno.................................................................... 43
Determinazione dei parametri cinetici e stechiometrici..................................... 45
Preparazione del campione da sottoporre ai test respirometrici.................... 45
Monitoraggio della biomassa eterotrofa ..................................................... 46
CAPITOLO II ............................................................................................................ 53
CONFRONTO FRA L’IMPIANTO CUOIODEPUR E IL PILOTA MBR .......... 53
Qualita’ dell’effluente ........................................................................................ 53
Analisi del COD............................................................................................. 53
Analisi dell’efficienza di nitrificazione.......................................................... 55
Analisi dei solidi sospesi................................................................................ 57
APPLICAZIONE DELLA FISH (FLUORESCENT IN SITU HYBRIDIZATION)
PER IL RICONOSCIMENTO DEI MICRORGANISMI NELLE DUE
BIOMASSA ........................................................................................................... 59
Introduzione ....................................................................................................... 59
Diversità microbica negli WWTPs .................................................................... 64
Fluorescent in situ hybridization per la caratterizzazione della comunita’
nitrificante in un mbr.......................................................................................... 66
I batteri nitrificanti in un MBR .......................................................................... 70
Materiali e metodi .............................................................................................. 73
Attivita’ sperimentale e risultati......................................................................... 78
Prelievo dei campioni.............................Errore. Il segnalibro non è definito.
FISH sui campioni CD-mbr e CD-ox ........................................................... 82
Osservazione dei fiocchi di fango ...................................................................... 86
Conclusioni ........................................................................................................ 90
EFFETTO DELL’APPLICAZIONE DEL BIOREATTORE A MEMBRANE SUL
TRATTAMENTO TERZIARIO............................................................................ 93
Introduzione ....................................................................................................... 93
Le prove di chiariflocculazione.......................................................................... 94
3
Reazioni chimiche coinvolte .......................................................................... 95
Lo svolgimento delle prove............................................................................ 96
VALUTAZIONE DEI COSTI ......................................................................... 111
Conclusioni ...................................................................................................... 112
CAPITOLO III......................................................................................................... 113
CONFRONTO TRA IMPIANTO PILOTA MBR ED IMPIANTO PILOTA A
FANGHI ATTIVI DI TIPO TRADIZIONALE: 25% REFLUO INDUSTRIALE
75% REFLUO CIVILE........................................................................................ 113
INTRODUZIONE................................................................................................ 113
MATERIALI E METODI.................................................................................... 115
Descrizione delle istallazioni su scala pilota.................................................... 115
Metodologia usata per le prove di trasferimento dell’ossigeno ....................... 121
Introduzione. ................................................................................................ 121
RISULTATI ......................................................................................................... 125
Monitoraggio degli impianti pilota .................................................................. 125
Efficienza di trasferimento dell’ossigeno ........................................................ 131
Analisi dei dati sperimentali ........................................................................ 133
CONCLUSIONI E POSSIBILI SVILUPPI ......................................................... 134
4
INTRODUZIONE
Il Consorzio Cuoiodepur e il Dipartimento di Ingegneria Civile dell’Università degli
Studi di Firenze hanno intrapreso negli ultimi tre anni (2003-2006) un’intensa attività
di collaborazione mirata allo sviluppo e all’ottimizzazione di nuove tecnologie di
trattamento dei reflui conciari. La natura complementare dei due soggetti coinvolti ha
permesso di attivare importanti sinergie ed il risultato delle convenzioni di ricerca è
stato il raggiungimento di obiettivi di elevato valore scientifico ed applicativo.
La presente relazione tecnica è la terza dall’inizio delle indagini sperimentali che,
nell’ambito del trattamento dei reflui conciari, hanno come elemento centrale
l’applicazione di biotecnologie a membrana: si ritiene quindi utile fornire in questa
sede una breve sintesi delle sperimentazioni concluse e la rispettiva collocazione
nelle precedenti relazioni a cui si farà riferimento nei capitoli che seguono.
Le indagini sperimentali condotte nell’ambito delle precedenti convenzioni hanno
permesso di aprire differenti di filoni di ricerca e di giungere ad alcune conclusioni
significative circa le metodologie di studio e l’applicabilità dei processi studiati su
scala reale; di seguito si riportano in modo schematico le ricerche iniziate e concluse
e quelle tuttora in corso.
Prima relazione: “Trattamento dei reflui conciari tramite bioreattori a
membrane” (2003-2004).
- Applicazione della tecnologia MBR (Membrane bio-reactors) alla sola frazione
industriale del refluo conciario
I risultati di questa sperimentazione (Pubblicati sulla rivista Ingegneria Ambientale)
hanno costituito il punto di partenza per le successive sperimentazioni, hanno ovvero
permesso di valutare, nelle condizioni peggiori (solo refluo industriale), l’efficienza e
la stabilità del processo da un punto di vista biologico e l’applicabilità della
filtrazione come processo di separazione solido liquido; questa istallazione su scala
pilota ha inoltre costituito la base di partenza necessaria per svolgere ulteriori
indagini sperimentali sulle caratteristiche dell’influente, della biomassa, dei
trattamenti terziari e della produzione di fango.
5
- Valutazione dell’efficacia del dosaggio di O3 e O3/H2O2 per la rimozione del COD
e per l’aumento della biodegradabilità sul refluo industriale trattato con MBR;
I reflui conciari presentano un’elevata frazione non biodegradabile del COD nelle
condizioni tipiche delle biotecnologie di depurazione; le uniche tecnologie applicate
su scala reale che permettono di ridurre sensibilmente il COD biorefrattario sono
associate ad un’ingente produzione di fanghi. Per valutare le soluzioni per una filiera
ottimale di trattamento è necessario applicare processi tra loro complementari: in
questo senso l’applicazione di un processo di ossidazione o di ossidazione avanzata
se interposto tra due stadi biologici (previsti nel progetto di riorganizzazione)
permette contemporaneamente di abbattere il COD e di renderne biodegradabile una
ulteriore frazione. A questo si aggiunga che l’assenza di solidi nell’effluente di un
MBR rende più efficiente l’uso di ozono per l’abbattimento del COD. Sono quindi
stati valutati i dosaggi ottimali di reagenti, i tempi di contatto ed i rendimenti al
variare delle condizioni di processo.
- Caratterizzazione respirometrica del refluo industriale e stima delle cinetiche del
processo biologico;
L’applicazione delle tecniche respirometriche, insieme al monitoraggio di tipo
convenzionale dei trattamenti, ha costituito l’elemento centrale per compiere una
serie di approfondimenti sul comportamento biologico dei processi studiati; la
complessità dei reflui conciari, unitamente agli elementi di novità legati
all’applicazione dei processi a membrana, impone un approccio alla caratterizzazione
dei parametri fondamentali di processo che può essere basata su assunzioni di
letteratura solo parzialmente. Sono state quindi utilizzate metodiche standard e
studiate ad hoc per le condizioni specifiche per stimare i parametri cinetici e
stechiometrici relativi alle biomassa autotrofe ed eterotrofe e per frazionare la
componente carboniosa ed azotata dell’influente; le tecniche respirometriche sono
state inoltre utilizzate per valutare fenomeni di inibizione.
6
- Calibrazione di modelli per il processo biologico di degradazione dei composti
organici carboniosi e sul processo di nitrificazione;
L’insieme delle analisi respirometriche e delle analisi relative alla conduzione e
monitoraggio degli impianti pilota hanno permesso di calibrare i modelli necessari
per una comprensione accurata del processo. I parametri trovati sono stati utilizzati
per il dimensionamento delle successive istallazioni a scala pilota e saranno di
fondamentale importanza per il dimensionamento dei reattori su scala reale, per la
progettazione della filiera di trattamento e per la gestione del processo.
Seconda relazione: “Il trattamento tramite bioreattori a membrane dei reflui
conciari: l’importanza dei tannini nel processo biologico” (2004-2005)”.
- Caratterizzazione della frazione biorefrattaria al trattamento biologico del refluo
conciario (in collaborazione con Enea-Prot-Ant);
Attraverso un’indagine sperimentale su prodotti in uso nell’industria conciaria e su
reflui, attraverso la respirometria ed una serie di analisi svolte in collaborazione con
l’ENEA, si è potuto individuare quali sono alcuni dei composti che determinano il
carattere biorefrattario dei reflui conciari. I risultati conseguiti si sono rivelati assai
utili e costituiranno un’ottima base per lo sviluppo di tecnologie (biologiche o
chimico-fisiche) maggiormente mirate alle specificità dei reflui. (I risultati, oltre che
nella relazione tecnica 2004-2005, sono contenuti in due pubblicazioni dell’Enea)
- Valutazione delle sinergie carboni attivi in polvere e MBR
Durante questo periodo sono state valutate le sinergie derivanti dal mantenimento di
una data concentrazione di carbone attivo in polvere nella miscela aerata di un
bioreattore a membrane. I risultati hanno indicato una serie vantaggi interessanti da
un punto di vista applicativo, dal potenziale aumento della vita utile delle membrane,
alla maggior stabilità dei processi biologici, all’aumento della rimozione di
inquinanti tanto per adsorbimento quanto per specializzazione del biofilm presente
7
sulla superficie del carbone attivo. Dal lavoro è stato estratto il materiale attualmente
sottoposto a revisione per la pubblicazione sulla rivista “Desalination.
- Applicazione della tecnologia MBR al refluo misto industriale-civile e confronto
con il trattamento convenzionale;
Sono riportati nella seconda relazione i primi risultati relativi alla sperimentazione
tramite MBR su un refluo diverso dal precedente, ovvero su una miscela con il 45%
e d il 55% di refluo rispettivamente civile ed industriale. L’utilizzo di una miscela,
anziché del solo refluo industriale, ha permesso di ottenere ovviamente una miglior
qualità dell’effluente, ma soprattutto si è potuto osservare come le portate sostenibili
per unità di superficie di filtrazione (membrana) siano praticamente triplicate e lo
sporcamente assai ridotto rispetto al caso del solo refluo industriale. Questo ha dal
punto di vista applicativo un enorme rilevanza tanto sui costi capitali (di acquisto
delle membrane) quanto sui costi operativi (aerazione per scuotimento delle
membrane, soluzioni di lavaggio, ciclo vita della membrana). La sperimentazione è
stata comunque oggetto sia della seconda che della terza relazione tecnica.
Terza relazione (la presente): ”Indagini sperimentali per la valutazione di
tecnologie innovative per il trattamento di reflui conciari”.
La presente relazione riguarda la prosecuzione delle indagini su scala pilota di cui
sopra e quindi relative al trattamento MBR di una miscela civile ed industriale;
inoltre sono trattati una serie di argomenti di ricerca mirati alla soluzione di problemi
specifici tra cui:
- Completamento della stima dei parametri cinetici e stechiometrici tramite
respirometria;
Al variare delle condizioni di processo testate variano i parametri modellistici da
utilizzare, non essendo i modelli diffusi (ASM dell’IWA) modelli universali ma
validi per campi di applicazione definiti.
8
- Analisi molecolari sulla biomassa dell’impianto MBR e dell’impianto tradizionale
per la caratterizzazione delle specie coinvolte nella nitrificazione;
Alcune tecniche di riconoscimento dei microrganismi basate sull’analisi molecolare
(In questo caso l’Ibridazione in Situ a Fluorescenza basata sul riconoscimento del
16s RNA) si stanno diffondendo come uniche in grado di quantificare la presenza di
organismi non coltivabili, ovvero la maggior parte in natura. Nel nostro caso l’analisi
è stata mirata a verificare se effettivamente MBR e impianto convenzionale
selezionassero comunità diverse. I risultati hanno messo in luce non solo una
differenza sensibile tra i fanghi dei due tipi di impianto, ma anche grosse differenze
tra i ceppi selezionati nel trattamento dei reflui in questione e quelli trovati nei fanghi
attivi alimentati con reflui di tipo civile o di diversa origine industriale.
- Valutazione degli effetti del processo MBR sul trattamento di chiariflocculazione
terziario (Calce-Ferro);
Nel caso in cui un trattamento terziario di chiariflocculazione, con il conseguente
aumento di produzione di fanghi, si rivelasse necessario, si è voluto verificare quali
fossero gli effetti dell’introduzione dei bioreattori a membrane al posto del
trattamento convenzionale. I risultati indicano un deciso decremento dei reagenti da
utilizzare con l’MBR e una conseguente riduzione dei fanghi terziari.
- Confronto tramite impianti “gemelli” tra tecnologia MBR e CAS (convenzionale)
per la valutazione dell’applicabilità nel contesto tracciato dal progetto di
riorganizzazione del sistema depurativo del distretto del Cuoio.
La sezione finale della relazione è dedicata alle prime analisi (2 mesi) svolte su due
impianti pilota gemelli con tecnologie MBR e convenzionale ed alimentati in
proporzioni di refluo civile ed industriale più sbilanciate verso il refluo civile rispetto
alle precedenti. I risultati che dovrebbero fornire una prima idea della filiera
completa nel progetto di riorganizzazione del sistema depurativo del distretto del
Cuoio sono da ritenere estremamente significativi. I fanghi di questi due impianti
sono inoltre stati sottoposti a prove di trasferimento di ossigeno per poter stimare i
costi operativi relativi all’aerazione (quindi fondamentali) per ciascuna delle due
opzioni di processo. L’efficienza di trasferimento dell’ossigeno è apparsa analoga per
le due miscele aerate.
9
CAPITOLO I
INDAGINI SPERIMENTALI SUI
BIOREATTORI A MEMBRANE APPLICATI
AI REFLUI CONCIARI: ALIMENTAZIONE
45% CIVILE E 55% INDUSTRIALE
Introduzione
Le pagine che seguono fanno riferimento ad una fase delle indagini sperimentali che
ha avuto luogo tra Febbraio dell’anno 2005 e Marzo 2006. La sperimentazione
riguarda un impianto MBR in scala pilota, la cui realizzazione è frutto di un accordo
di collaborazione tra il Dipartimento di Ingegneria Civile di Firenze, la Zenon
Environmental S.r.l (Milano), che ha fornito il modulo filtrante e il quadro di
controllo, e il Consorzio Cuoiodepur Spa che ha messo a disposizione l’impianto
pilota e gli altri componenti.
Configurazione dell’impianto
L’impianto è costituito da tre compartimenti: una vasca di denitrificazione, una vasca
di nitrificazione e un reattore all’interno del quale si trova immersa l’unità filtrante;
essendo la membrana immersa in un reattore esterno al reattore di nitrificazione, la
conFigurazione dell’impianto è di tipo external-sumerged. L’impianto è provvisto
inoltre, di un serbatoio di alimentazione del volume pari a 1 m3 e di un sistema di
raccolta permeato.
In fase di progettazione si è cercato di fare in modo che le condizioni operative
dell’impianto pilota fossero il più possibile simili alle attuali condizioni operative
dell’impianto Cuoiodepur, in modo da poter effettuare in sede di discussione dei
risultati un confronto diretto tra le caratteristiche dell’effluente del pilota MBR e
10
quelle del refluo in uscita dalla sezione biologica dell’impianto a fanghi attivi. Oltre
ad utilizzare lo stesso tipo di refluo e nelle stesse proporzioni della miscela trattata
dall’impianto in scala reale (circa 55 % industriale e 45 % civile), è stato mantenuto
lo stesso tempo di residenza idraulica (HRT) sia in vasca di ossidazione che in vasca
di denitrificazione e lo stesso rapporto di ricircolo.
Lo schema di impianto progettato prevede, allo stesso modo dell’impianto in scala
reale, un sistema con pre-denitrificazione.
La fase di denitrificazione è disposta a monte della fase di ossidazione-nitrificazione,
e qui confluisce un flusso di miscela aerata prelevata dalla vasca di filtrazione, cioè
dal reattore contenente l’unità filtrante. Per ottenere elevate efficienze di
denitrificazione si è cercato di mantenere, come nell’impianto in scala reale,
un’elevata portata di ricircolo, pari a circa sette volte la portata complessiva trattata
nel comparto biologico. Per evitare che il fango sedimenti sul fondo di questa vasca è
stato disposto un agitatore; tale agitatore lavora comunque a bassa velocità in modo
da non alterare le condizioni presenti in vasca (quasi totale assenza di ossigeno
disciolto).
Il processo è gestito tramite un PLC collegato alle sonde di livello (una sonda a
pressione in vasca di ossidazione e una a due bacchette nel reattore contenente il
modulo di filtrazione), alla soffiante (che fornisce aerazione per il
processo
biologico e per lo scuotimento della membrana) e alle pompe di alimentazione
(peristaltica), ricircolo (a pistone) e estrazione del permeato (a ingranaggi).
Di seguito sono riportati il diagramma P&I e una foto dell’impianto.
11
Figura 1 Diagramma P&I
12
Figura 2 Foto dell’impianto
Le componenti fondamentali dell’impianto pilota sono:
- una vasca di ossidazione del volume di 450 L;
- una vasca di denitrificazione del volume di 220 L;
- un reattore, contenente il modulo di filtrazione ZW-10®, del volume di 70 L;
- un modulo di filtrazione ZW-10® ;
- una pompa a pistone;
- una pompa peristaltica;
- una pompa a ingranaggi a trascinamento magnetico bidirezionale;
- un agitatore;
- dei diffusori per l’insufflazione d’aria;
- un controllore logico centrale (PLC, Programmable–Logic–Control);
- due sonde di livello, delle quali una a pressione;
- un manovacuometro;
- una sonda per la misura del potenziale redox;
- una sonda per la misura dell’ossigeno e della temperatura.
13
La pompa peristaltica permette di alimentare l’impianto tutte le volte che il livello in
vasca di ossidazione scende al di sotto di una prima soglia (SL); la sonda a pressione
segnala quando questo livello è stato raggiunto e quindi viene azionata la pompa di
alimentazione. Appena raggiunta la soglia superiore (LH) la pompa smette di
alimentare in modo da evitare fuoriuscite di fango. La stessa sonda a pressione rileva
anche un bassissimo livello, nel caso in cui la pompa di alimentazione non funzioni,
che permette all’impianto di fermarsi e di bloccare in questo modo la filtrazione.
La pompa a pistone viene invece utilizzata per il ricircolo del fango dalla vasca di
filtrazione alla vasca di denitrificazione.
Il processo di estrazione del permeato viene realizzato grazie alla presenza della
pompa a ingranaggi, che provvede anche ad effettuare il controlavaggio secondo i
tempi impostati nel PLC.
L’aerazione viene fornita da una diramazione della linea dell’aria dell’impianto
Cuoiodepur; questa è necessaria per :
- il processo biologico, tramite due diffusori a candela posizionati sul
fondo
della vasca di ossidazione;
- lo scuotimento delle membrane, come indicato dalla ditta costruttrice, in modo
da garantire un elevato grado di turbolenza in prossimità delle fibre e limitare
la formazione del fouling sulle pareti delle membrane.
La misura delle pressioni viene effettuata tramite un manovacuometro installato su
una diramazione della linea di estrazione del permeato. La pressione di
transmembrana (TMP) è ottenuta aggiungendo a tale valore di pressione quella
relativa al battente di fango ad una profondità media dal pelo libero (35 cm).
Modulo di filtrazione
La membrana a fibra cava ZeeWeed, prodotta dalla Zenon Environmental Inc.
(Canada), è stata sviluppata a partire dagli anni ’80 (Stephenson et al., 2000). Data la
struttura autoportante delle fibre, le quali non richiedono la presenza di un tubo di
supporto, i moduli di questo tipo possono essere sottoposti a periodici controlavaggi
utilizzando il permeato o specifici reattivi chimici. Tale conFigurazione, a fibra cava,
14
presenta la massima superficie specifica attualmente disponibile sul mercato
(1.000÷10.0000 m2/m3) (Andreottola et al., 2003).
L’unità di filtrazione installata sull’impianto pilota è il modulo ZW-10®, avente una
superficie filtrante totale di 0,93 m2.
Il materiale costitutivo è un polimero di proprietà della Zenon, lavorato in modo da
conferire alla membrana una struttura asimmetrica, idrofila, non ionica e resistente al
cloro. La dimensione nominale dei pori è di 0,04 µm, pertanto la membrana ZW-10®
lavora nel campo dell’ultrafiltrazione.
La filtrazione si realizza attraverso il passaggio del permeato dall’esterno verso
l’interno della fibra (out-to-in), grazie al gradiente di pressione creato dalla pompa di
processo; la pressione applicata deve inoltre essere tale da non superare la pressione
transmembranica massima in modo da non influenzare negativamente il processo di
filtrazione. Il permeato viene convogliato all’interno della fibra e raccolto in testa al
modulo.
Durante la sperimentazione il modulo Zenon ha operato in condizioni di alternanza
di tre fasi, ognuna intervallata da tre secondi:
- filtrazione (4 minuti), nella quale avviene l’estrazione del permeato;
- controlavaggio (30 secondi), nella quale parte del permeato viene utilizzato per
effettuare un controlavaggio con un flusso di direzione opposta a quella di
filtrazione; l’effetto prodotto è una rimozione del materiale depositato sulla
superficie delle membrane, in modo da ridurre i problemi di fouling;
- relaxation (20 secondi), nella quale la filtrazione viene fermata, mantenendo
l’aerazione delle membrane: l’effetto dello scuotimento favorisce la pulizia delle
fibre.
Nel caso in cui il controlavaggio non sia sufficiente per limitare la TMP necessaria
all’estrazione della portata di permeato desiderata, vengono eseguiti dei lavaggi
chimici, di mantenimento oppure di recupero, in funzione delle condizioni della
membrana.
15
Figura 3 Modulo ZW-10®
Nella tabella seguente sono evidenziate tutte le caratteristiche del modulo ZW-10®:
ConFigurazione
Direzione flusso
Materiale
Superficie filtrante
Diametro nominale pori
Flusso (medio/max)
TMP esercizio
TMP massima
Temperatura massima
pH esercizio
pH per il lavaggio
Max concentrazione ClOFlusso aria
Modulo ZW-10®
Fibre cave
Outside-Inside
Organico,non ionico,idrofilo
0,93 m2
0,04μm
15-35 L/h.m2
-70/+60 KPa
83KPa
40°C
5-9
2-11
1000 mg/L
3,6 Nm3 /h
tab. 1.1 - Caratteristiche del modulo
Dimensionamento idraulico
Il tempo di residenza idraulica (HRT) del pilota, cioè il tempo medio di contatto del
refluo con il fango attivo, è stato scelto in funzione di quello caratteristico
dell’impianto Cuoiodepur pari a 70 h, di cui 50 h per il processo di ossidazione-
16
nitrificazione e 20 h per la fase di denitrificazione. Si è optato per questa soluzione in
modo da far lavorare il pilota nelle stesse condizioni operative dell’impianto in scala
reale e quindi, in ultima analisi, per poter effettuare un confronto tra i risultati
ottenuti dai due impianti.
Poiché il tempo di residenza idraulico è pari al rapporto tra il volume del reattore
biologico e la portata netta, si è così ricavato il valore della portata di produzione del
permeato con cui far lavorare il nostro impianto; essendo il volume complessivo
dell’impianto pari a 740 L, la portata netta Q deve essere circa 10 L/h:
Q=
V
740 L
=
≅ 10 L / h
HRT
70
Alimentazione
L’impianto pilota è stato alimentato con un refluo composto da una miscela di
industriale e civile, nelle stesse proporzioni di quello trattato dall’impianto
Cuoiodepur (circa 55 % industriale e 45 % civile).
Il refluo industriale viene prelevato direttamente dall’effluente del sedimentatore
primario, ed ha quindi subito i trattamenti preliminari e la sedimentazione primaria.
Il refluo civile viene prelevato prima dell’ingresso nel comparto di ossidazionenitrificazione, dopo essere passato dalle sezioni dei trattamenti preliminari di
grigliatura e dissabbiatura.
Il sistema non essendo automatizzato deve essere alimentato manualmente ogni 2-3
giorni e i reflui vengono stoccati in un apposito serbatoio di volume pari a 1 m3.
17
MONITORAGGIO DELL’IMPIANTO PILOTA
Introduzione
Nel presente capitolo si riportano i risultati delle analisi chimico-fisiche effettuate per
il monitoraggio dell’impianto pilota nel corso della sperimentazione iniziata nel
febbraio
2005. Le analisi sono state
interrotte per
un periodo di 50 giorni,
coincidente con la pausa estiva , durante il quale l’impianto pilota ha comunque
continuato a funzionare pur non essendo alimentato.
Le analisi sono state condotte su tre campioni rappresentativi del sistema: il refluo in
ingresso al pilota, il permeato in uscita dal modulo filtrante e il fango in vasca di
ossidazione e sono state effettuate due volte la settimana principalmente il lunedì e
il giovedì, in modo da avere due dati rappresentativi delle attività conciarie.
Nel corso della sperimentazione sono state effettuate misure istantanee di alcuni
parametri in vasca quali il pH ,ossigeno disciolto e potenziale Redox in vasca di
ossidazione , denitrificazione e nel comparto dell’effluente.
I campioni analizzati in laboratorio invece, sono stati prelevati nel seguente modo:
- ingresso: campioni medi tra due successive alimentazioni del metro cubo.
- miscela aerata: campioni istantanei prelevati direttamente in vasca di ossidazione
- permeato: campioni prelevato da un campionatore posto all’uscita dell’impianto.
Il campionamento dell’influente viene eseguito miscelando campioni medi
giornalieri prelevati in corrispondenza delle relative alimentazioni del pilota. Su
questo campione si sono effettuate analisi di pH, solidi sospesi totali, COD, Azoto
ammoniacale, Fenoli, Azoto totale.
Per quanto riguarda il campione di fango si sono monitorati i valori di pH, COD
filtrato, Solidi sospesi totali (SST) e volatili (SSV) e fenoli.
Sull’effluente vengono fatte le analisi del pH, COD, Azoto ammoniacale, nitriti,
nitrati e fenoli.
18
Condizioni operative: pH, ossigeno disciolto, temperatura e redox
Il pH è un parametro fondamentale nei processi biologici per il trattamento delle
acque, in quanto influisce sulle reazioni chimiche e sui processi biologici nonché
sulla crescita dei microrganismi.
L’analisi del pH è stata eseguita mediante un pHmetro da laboratorio.
Di seguito si riporta l’andamento del pH relativo ai tre campioni analizzati in
laboratorio.
pH
ingresso
9,0
biologico
uscita
pausa estiva
8,5
8,0
7,5
7,0
inizio sperimentazione
10
-f
e
10 b-0
-m 5
ar
10 -05
-a
p
10 r -0
-m 5
ag
10 -05
-g
iu
10 -05
-lu
g
10 -05
-a
go
10 05
-s
et
10 -05
-o
tt
10 -05
-n
ov
10 -05
-d
ic
10 -05
-g
en
1 0 06
-f
e
10 b-0
-m 6
ar
-0
6
6,5
Figura 4 Andamento del pH in ingresso, nel biologico e nel permeato
Dai dati raccolti nel corso della sperimentazione è stato possibile determinare i valori
medi , massimi e minimi del pH in ingresso, di quello in vasca di ossidazione e di
quello nel permeato.
ingresso
biologico
permeato
MEDIA
7,4
7,9
8,2
MAX
8,4
8,8
8,9
MIN
7,0
7,3
6,8
DEV.ST
0,264
0,281
0,286
Tabella 1.2 Valori del pH del refluo in ingresso, del fango del biologico
nel periodo febbraio 2005- marzo 2006
19
Dalla tabella si osserva che il valore del pH in tutti e tre i casi si è mantenuto sempre
piuttosto costante, senza mai subire grosse oscillazioni (basse deviazioni standard).
Si osserva invece che in corrispondenza della pausa estiva, precisamente nel periodo
che va dal 21 luglio al 14 settembre, in assenza di alimentazione, il pH sia in vasca
di ossidazione che nel comparto del permeato, subisce un graduale aumento. Questo
probabilmente è legato alla cessazione del
processo di nitrificazione ed al
desorbimento dell’anidride carbonica.
Nel mese di settembre il pilota viene alimentato e a partire dal giorno 15, ed in
corrispondenza di un nuovo inizio del processo di nitrificazione , il valore del pH in
vasca di ossidazione inizia a scendere
mantenendosi fino alla fine della
sperimentazione su un valore medio di 7,7. Le velocità ottimali di nitrificazione si
conseguono per pH=7,5-8,0 (Metcalf & Eddy, 2006).
Per quanto riguarda i valori del pH del permeato, quelli misurati in laboratorio
risultano abbastanza elevati, rispetto a quelli misurati istantaneamente in vasca, ciò
potrebbe essere dovuto al fatto che il campione analizzato in laboratorio viene
prelevato da un campionatore nel quale permane per più giorni.
Confronto pH
pH_istant vasca OX/N Z2
pH_istant vasca DN
pH_istant Z3
pH_Z3
9
8,5
pH
8
7,5
7
6,5
04
-n
o
12 v-0
-n 5
o
20 v-0
-n 5
o
28 v-0
-n 5
ov
06 -0 5
-d
ic
14 -05
-d
ic
22 -05
-d
ic
30 -05
-d
ic
-0
07
-g 5
en
15 -0
-g 6
e
23 n-0
-g 6
e
31 n-0
-g 6
en
08 -0 6
-fe
b
16 - 06
-fe
b
24 - 06
-fe
04 b-0
-m 6
ar
-0
6
6
tempo [giorni]
Figura 1.5Confronto del pH di campioni prelevati istantaneamente dalle vasche di
nitro, denitro, dall’uscita e dal campionatore
La temperatura è uno dei parametri che incide fortemente sulle reazioni che
avvengono nei processi biologici e su alcuni aspetti operativi dell’impianto pilota.
20
Per quanto attiene all’attività dei batteri, si possono considerare quali valori ottimali i
valori di temperatura compresi nell’intervallo 25-35 °C. I parametri cinetici che
regolano i ratei di crescita e di morte della biomassa dipendono dalla temperatura.
Chiamando con K un tasso di reazione biologica (tasso di utilizzazione del substrato
organico, tasso di crescita dei microrganismi etc.) normalmente si dimostra valida la
seguente relazione derivata appunto dalla legge di Van’t Hoff-Arrhenius:
K T = K 20°C ⋅ θ ( T − 20 )
dove K20°C è il tasso di reazione biologica a 20°C e θ è il fattore di temperatura che
dipende essenzialmente dal tipo di trattamento. Quando le temperature scendono al
di sotto di certi valori (inferiori a 10°C) i rendimenti depurativi tendono a diminuire.
In generale si ha quindi che la crescita dei microrganismi è più lenta nei periodi
invernali mentre risulta più veloce nei periodi estivi.
Il monitoraggio della temperatura è avvenuto circa due volte alla settimana a partire
da mese di ottobre, mentre mancano i valori relativi alle temperature del periodo
estivo. Si può osservare che l’andamento della temperatura è evidentemente correlato
alle variazioni stagionali. L’influenza delle temperature esterne è dovuta allo scarso
isolamento termico esercitato dalle pareti del pilota, per ridurre il problema, durante
il periodo invernale, è stato predisposto un sistema di riscaldamento nella stanza
dove si trova il pilota. Di seguito si riporta l’andamento della temperatura.
Temperatura
Vasca Ox-N
30
28
pausa
26
24
soffiante
22
20
18
16
inizio sperimentazione
14
12
24
-m
ar
b
2fe
ic
-d
14
t
-o
t
25
t
5se
g
-l u
17
ag
28
-m
r
8ap
b
17
-f
e
-d
ic
10
29
Temperatura [°C]
accensione
riscaldamento
Figura 1.6 Andamento della temperatura nella vasca biologica
21
L’immissione dell’ossigeno all’interno del reattore biologico avviene tramite due
diffusori tubolari, che insufflano aria compressa proveniente da una diramazione
della linea dell’aria proveniente dall’impianto in scala reale. Alla fine del mese di
ottobre 2005 è stata installata una soffiante. La concentrazione dell’ossigeno
disciolto all’interno del reattore biologico si è mantenuto intorno ad un valore
superiore ai 3 mg/L.
Il potenziale RedOx è un parametro che esprime in mV la capacità ossidante di un
sistema; tanto più è positivo questo valore, tanto maggiore è lo stato di ossidazione
all’interno del sistema depurativo. Consente inoltre di trarre utili informazioni sulle
attività metaboliche dei batteri e indicando se l’ambiente in cui esse si svolgono, si
trova in condizioni ossidanti o riducenti.
Trattandosi in questo caso di un impianto che prevede sia una fase aerobica che una
fase anossica sono state effettuate misure del potenziale redox sia nel comparto di
nitrificazione che in quello di denitrificazione.
Nel corso della sperimentazione, le misure del potenziale redox, hanno fornito valori
in media intorno a 100 mV in vasca di ossidazione ed a -50 mV in vasca di
denitrificazione.
Analisi del colore
Il refluo in ingresso al pilota, ad un semplice esame visivo appare di colore verde
grigio-bruno e piuttosto torbido. La torbidità è dovuta alla presenza di solidi sospesi,
mentre il colore è dovuto al contenuto di sostanze allo stato colloidale e disciolto. Il
bioreattore a membrana opera una pressoché completa ritenzione dei solidi sospesi,
producendo un refluo completamente chiarificato e una parziale degradazione dei
substrati solubili e colloidali, cosicché l'effluente filtrato risulta di colore rossobruno, più chiaro di quando è entrato nel pilota.
Per la misura dell’abbattimento del colore ad opera del processo biologico
a
membrana si sono effettuate delle misure di assorbanza mediante spettrofotometro
sui campioni tal quali di refluo in ingresso e di permeato a due diverse lunghezze
d'onda di 395 nm e 420 nm. La prima è stata scelta in base a prove eseguite nella
fase iniziale della sperimentazione che dimostrano che tale è la lunghezza d'onda
nello spettro del visibile alla quale si ha maggior assorbimento.
22
La seconda è stata presa in considerazione perché è quella convenzionalmente
utilizzata per il monitoraggio del colore nel tipologie di refluo industriale.
La determinazione dell’assorbanza è stata condotta nel periodo compreso tra
settembre 2005 e gennaio 2006. I risultati ottenuti in questo periodo sono esposti
nella seguente tabella:
Ingresso
Uscita
Abbattimento
ABS 395 nm ABS 395 nm [%]
MEDIA
0,055
0,021
61,754
MAX
0,067
0,032
83,610
MIN
0,041
0,009
36,179
DEV.ST. 0,008
0,007
13,827
Tabella 1.3 Abbattimento del colore con ABS 395nm
Ingresso
Uscita
Abbattimento
ABS 420 nm ABS 420 nm [%]
MEDIA
0,048
0,015
67,585
MAX
0,059
0,024
92,797
MIN
0,035
0,003
44,094
DEV.ST. 0,007
0,005
13,183
Tabella 1.4 Abbattimento del colore con ABS 420nm
Come si può notare, per tutte le lunghezze d’onda di riferimento, si riscontra una
certa diminuzione di colorazione nel passaggio dall’ingresso all’uscita del pilota.
Dal confronto delle assorbanze determinate con le due differenti lunghezze d’onda,
emergono le seguenti considerazioni:
per entrambi le lunghezze d’onda il colore del permeato si è mantenuto
pressoché costante (piccole deviazioni standard) per tutto l’arco temporale in
cui sono state effettuate le misure;
23
per il refluo in ingresso si sono generalmente registrate assorbanze maggiori
in corrispondenza della lunghezza d’onda di 395 nm;
per il permeato sono sempre state osservate assorbanze nettamente maggiori
in corrispondenza della lunghezza d’onda di 395 nm;
le efficienze di abbattimento sono risultate in media pari a 58,96 % e 64,78
%, rispettivamente per lunghezze d’onda di 395 nm e 420 nm.
Analisi dei solidi sospesi
I solidi totali possono essere divisi in solidi fissi e solidi volatili (SSV o MLVSS
,Mixed Liquor Volatile Suspended Solids). I primi rappresentano la frazione
minerale inorganica, ossia la parte
di solidi costituenti il residuo dopo che il
campione, preventivamente essiccato, è stato portato in muffola ad una temperatura
di 550°C fino a peso costante, mentre i secondi si ottengono dalla differenza tra il
peso iniziale del campione essiccato e i solidi fissi precedentemente determinati.
I solidi volatili sono costituiti da sostanze organiche, poiché queste alla temperatura
di 550°C vengono completamente ossidate, sono ritenuti una misura approssimativa
della sostanza organica, cioè della biomassa, presente nel campione.
I solidi rappresentano uno dei parametri più importanti da tenere sotto controllo
sostanzialmente per i seguenti motivi:
1. monitoraggio della biomassa eterotrofa presente nel sistema. Questa viene
fatta coincidere, in prima approssimazione, con gli SSV a causa della relativa
semplicità con cui vengono misurati in laboratorio; in realtà i solidi sospesi
volatili tengono conto di tutte le componenti ossidabili ovvero comprendono,
oltre alla biomassa cellulare, anche il substrato particolato biodegradabile ed
inerte difficilmente scorporabile dal contributo della biomassa attiva; la
biomassa eterotrofa pertanto costituisce solo una frazione degli SSV;
2. mantenimento della concentrazione entro un intervallo stabilito: la
concentrazione dei solidi nella vasca di alloggiamento delle membrane in un
impianto MBR infatti, deve essere mantenuta all’interno di un range
prestabilito per impedirne il rapido sporcamento e poterne così prolungare
l’operatività;
24
3. determinazione di parametri importanti quali l’età del fango o la produzione
di quello di supero in funzione del carico abbattuto.
Nel grafico successivo sono rappresentati gli andamenti dei Solidi Sospesi presenti in
vasca di ossidazione a partire dal mese di febbraio 2005 fino ai primi giorni di aprile
2006:
SSV
SSV %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
SSV [%]
SST
inizio sperimentazione
-0
-m 5
ar
28 -05
-a
pr
-0
07
5
-g
iu
17 -05
-lu
g
26 -05
-a
go
05 0 5
-o
tt
14 -05
-n
ov
2 4 05
-d
ic
-0
02
5
-f
eb
14 -06
-m
ar
23 -06
-a
pr
-0
6
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
19
07
-f
eb
SST, SSV [mg/L]
Vasca Biologica
Figura 1.6 Andamento dei solidi totali, volatili in vasca biologica
Al fine di un’analisi più completa dei dati raccolti si procede ad una suddivisione per
fasi operative:
-
Dal giorno dell’avviamento del pilota (15 febbraio 2005) , si è osservato un
incremento della concentrazione dei solidi sospesi da un valore di circa
3.7g/L ad un picco pari a 12 g/L raggiunto a metà giugno. In tale periodo,
non si è assistito ad un decremento progressivo della frazione volatile tipica
degli MBR, i solidi volatili sono rimasti in percentuale intorno a 83,8%.
-
A partire dal mese di giugno, si è iniziato a effettuare degli spurghi di fango,
per mantenere costante la concentrazione dei solidi in vasca e si è cercato di
procedere alla stima dell’età media del fango necessaria a mantenere il fango
attivo nella concentrazione desiderata di circa 12 g/L in vasca di ossidazione.
Durante tale periodo (23 giorni) il valore complessivo degli spurghi è stato di
80 litri. Risulta quindi che mediamente è stato effettuato uno spurgo
giornaliero di 3,5 litri, cui corrispondono circa 35,0 gSSV/d.
25
Nel periodo successivo della sperimentazione si sono verificati diversi eventi che
hanno influito sull’andamento della concentrazione dei solidi sospesi totali. Nella
successiva esposizione dei risultati, il periodo sperimentale è stato suddiviso in tre
fasi caratterizzate da diverse età del fango, di conseguenza si possono distinguere
quattro momenti che si differenziano per modalità di gestione dell’impianto pilota:
•
Fase I (inizio sperimentazione: 4 luglio-21 luglio 2005)
•
Fase II (pausa estiva (fase endogena): 25 luglio-8 settembre 2005)
•
Fase III (dopo estate : 15 settembre-25 ottobre 2005)
•
Fase IV (3 novembre 2005 – marzo 2006)
In corrispondenza di ognuna delle fasi elencate sopra si è deciso di cambiare l’età
del fango, di conseguenza al fine di mantenere un valore costante dell’età del fango,
è stato necessario provvedere allo spurgo giornaliero della quantità in eccesso di
fango attivo. Lo spurgo viene effettuato direttamente dalla vasca a fanghi attivi.
L’SRT (Sludge Retention Time) o età del fango rappresenta , sostanzialmente la
durata di permanenza del fango all’interno del sistema. L’età del fango individua il
rapporto fra la quantità complessiva di fango presente nel sistema (in peso) e la
quantità di fango di supero prodotta giornalmente, se si misura l’età del fango in
giorni.
Nel caso in cui il fango di supero venga estratto direttamente dalla vasca di
aerazione, e la concentrazione di solidi nell’effluente può essere ritenuta trascurabile,
allora l’età del fango può essere stimata attraverso la seguente relazione :
SRT =
V
[d ]
Qw
dove V [L] indica il volume complessivo delle vasche a fanghi attivi, cioè somma del
volume della vasca di nitrificazione e di denitrificazione, nel nostro caso 750 L ;
Q w [ L spurgati / d ] rappresenta la portata di fango di supero.
Pertanto, in questo caso il controllo di processo può essere conseguito attraverso lo
spurgo giornaliero di una quantità di fango uguale al rapporto fra il volume del
reattore biologico e l’età del fango.
Dalla portata di spurgo Q w
è possibile inoltre ricavare la massa di SST nella
portata spurgata, tramite la seguente relazione:
26
Px = Q w * Qs
Px [ gSSTspurgati / d ] rappresenta la quantità di solidi spurgati giornalmente ;
Qs [ gSST / d ] è la concentrazione media dei solidi presenti nel reattore.
Di sotto si riporta in tabella la suddivisione del periodo sperimentale nelle citate fasi.
SST medi
in vasca
biologica
[g/L]
SSV/SST
medi in
vasca
biologica
[%]
Spurgo
medio di
SST
[Kg/d]
Spurgo
medio di
SSV
[Kg/d]
Spurgo
medio
[L/d]
Età del
fango [d]
Prima della
sperimentazione
1-23 Giugno 05
Inizio
sperimentazione
Fase I
Pausa estiva
Endogeno
Fase II
Dopo
pausa
estiva
Fase III
novembremarzo
Fase IV
11,9
11,5
9,5
6,4
6,0
84
66
75
77
78
0,04
0,08
Nessuno spurgo
0,16
0,09
0,035
0,054
0,119
0,075
3,5
7
Nessuno spurgo
25
15
214
107
Pilota senza
alimentazione
né spurghi
30
50
Nessuno spurgo
Tabella 1.5 – Suddivisione del periodo sperimentale in base all’età del fango
Si osserva come al diminuire dell’età del fango, aumenta la produzione di fango
giornaliera.
La
Fase I coincide con l’inizio della sperimentazione, nel corso della quale sono
state effettuate delle scelte mirate alla soluzione di problemi tecnici e di processo.
Durante questo periodo, la concentrazione dei solidi in vasca di ossidazione si è
mantenuta intorno a 11543 mg SST/L e si è deciso di effettuare spurghi giornalieri
pari a 7L/d , mantenendo invariata l’età del fango per circa due settimane.
27
Nel periodo estivo è stato deciso di togliere l’alimentazione portando l’impianto
all’endogeno; l’assenza di SST in ingresso ha provocato, dopo un accumulo iniziale
di solidi, dovuto alla mancanza di spurghi, una diminuzione graduale degli stessi
nella vasca di ossidazione, scendendo fino ai 9 gSST/L.
Durante tutto il periodo di osservazione successivo alla pausa estiva i Solidi Sospesi
in vasca oscillano intorno ad un valore medio pari a 6,5 gSST/L.
Un altro parametro interessante da prendere in considerazione per avere un quadro
completo degli effetti che sono stati indotti dalle varie scelte di gestione del pilota, è
la quantità dei solidi spurgati in relazione al COD rimosso.
Considerando l’abbattimento medio del COD relativamente ai tre periodi
e
considerando che il pilota opera con una portata netta media di 240 L/giorno, si può
facilmente calcolare
il COD
‘’spurgato’’ giornalmente. Il rapporto tra solidi
spurgati e COD abbattuto viene calcolato come segue:
Px (gSSTspurgati / giorno)
Fx (gCODrimosso / giorno)
SST medi
spurgati
1-23
giugno
2005
Fase I
Fase II
Fase
III
Fase
IV
T media
in vasca
COD
medio
ingresso
COD
medio
uscita
∆ COD
medio
COD
medio
rimosso
KgSSTspurgati / d
KgCOD rimosso / d
Kg/d
[°C]
mg/L
mg/L
mg/L
KgCOD/d
0,04
24
2351
393
1958
0,47
0,09
0,08
26
2882
529
2353
0,56
0,14
Nessun
ingresso
569
2377
524
1853
0,44
0,36
1748
344
1409
0,34
0,26
Nessuno
spurgo
0,16
0,09
(estate)
Non
misurata
21
20
Nessuno
spurgo
Tabella 1.6 – Produzione di fango in funzione dell’età del fango
28
Il valori ottenuti evidenziano una piccola produzione di fango, peculiarità dei reattori
MBR. Per SRT=214 d, si registra una contenuta produzione di fanghi, a conferma del
fatto che i bioreattori a membrana, operando con valori di età del fango elevati,
portano l’ulteriore beneficio di una minore produzione dei fanghi di supero. Anche
nella prima fase (SRT=107 d) questi valori risultano inferiori a quelli relativi ai
sistemi biologici tradizionali (0,3 ÷0,5 KgSSTspurgati / KgCOD rimosso ). Valori sempre bassi
ma che si avvicinano lievemente a quelli caratteristici degli impianti di depurazione
a fanghi attivi, si registrano nelle fasi successive (fase III SRT=30 d; fase IV
SRT=50 d) in corrispondenza di un abbassamento dell’età del fango.
E’ rilevante, che essi risultino assai diversi tra di loro, considerando che la
concentrazione di solidi
tra le varie fasi subisce una variazione; il consistente
aumento del rapporto tra solidi spurgati e COD abbattuto può essere dovuta anche al
cambiamento del carico in ingresso.
Notevole incidenza hanno anche le alte temperature del liquame (superiori ai 20°C):
a parità di età del fango, se da un lato la temperatura elevata comporta un
miglioramento nei rendimenti depurativi, d’altro canto si ha una maggiore richiesta
di ossigeno, per il più elevato tasso di respirazione dei microrganismi, che deve
essere fronteggiata dagli organi di aerazione, e una minore produzione di fango.
In Figura si rappresenta la massa di solidi spurgata in relazione all’età del fango.
C um ula ta s olidi s purga ti
10000
9000
gSSTspurgati/d
8000
7000
6000
pa usa e stiv a
5000
ne ssuno
4000
3000
2000
θ c=50 d
spur g o
θc =1 0 7 d
θ c=30 d
1000
0
8-apr
28-m ag
17-lu g
5-set
25- o tt
14-d ic
2-feb
24-m ar
Figura 1.7 – Cumulata dei solidi spurgati in funzione dell’età del fango
29
I solidi volatili rappresentano una misura della sostanza organica, sebbene una
porzione di questa possa risultare inerte rispetto alla combustione e allo stesso tempo
alcuni solidi inorganici possano decomporsi alle alte temperature. Si definiscono
solidi fissi (SSF) i solidi che rimangono a seguito del riscaldamento a 600°C del
campione e dunque costituiscono il complemento dei solidi volatili a quelli totali. In
Figura l’andamento delle tre frazioni di solidi in vasca di ossidazione.
Vasca Biologica
SS fissi
SSV
SST
15000
pausa estiva
SS (mg/L)
12000
9000
6000
3000
0
9-nov
17-feb
28-mag
5-set
14-dic
24-mar
2-lug
Figura 1.8 – Andamento dei solidi sospesi totali, fissi e volatili.
Nel periodo precedente l’interruzione estiva si osserva come atteso un graduale
accumulo di solidi fissi in vasca. Nel periodo estivo, i solidi fissi presentano una
tendenza a diminuire, e considerando che il pilota non viene alimentato e non
vengono effettuati spurghi, si avanza l’ipotesi che si possano idrolizzare.
Questo comportamento sembra essere coerente con un’interpretazione proposta (Van
Loosdrecht and Henze, 1999) in letteratura, secondo cui l’accumulo di materiale
inerte e di solidi fissi dipende, inversamente, dall’età del fango del sistema
Sembrerebbe quindi assistere ad una solubilizzazione progressiva di entrambe le
componenti, fissa e volatile, del fango. Questo comportamento, che non è
contemplato nella modellistica tradizionale dei processi a fanghi attivi, risulta di fatto
trascurabile operando con età del fango limitate (10-20 d) ma costituisce un elemento
di sicura importanza per la stima della produzione di fango nei processi ad elevate
età del fango come quello studiato.
30
Efficienza del trattamento
L’analisi dei rendimenti depurativi dell’impianto pilota ha riguardato in particolare la
rimozione di:
-
composti carboniosi;
-
composti azotati;
-
fenoli.
Analisi del COD
Il COD (Chemical Oxygen Demand) di un refluo indica la quantità di ossigeno
richiesta per l’ossidazione chimica delle specie organiche, sia di quelle
biodegradabili che di quelle refrattarie all’ossidazione biologica, sia di alcune specie
inorganiche come ad esempio i solfuri o i nitriti.
Insieme al BOD5 è uno dei parametri più ampiamente monitorati nell’ambito della
gestione degli impianti e costituisce un riferimento per il rispetto dei limiti allo
scarico; il suo frazionamento in funzione della solubilità o della biodegradabilità,
fornisce una più dettagliata conoscenza della composizione delle acque reflue e
permette di effettuare calcoli di dimensionamento più corretti, prevedendo con
maggiore accuratezza anche la composizione nell’effluente.
Il COD totale influente, può essere frazionato in due componenti: il COD totale non
biodegradabile o inerte e il COD totale biodegradabile. La frazione inerte può essere
a sua volta suddivisa in COD solubile inerte (SI) e COD particolato inerte (XI).
La frazione biodegradabile può essere a sua volta suddivisa in COD rapidamente
biodegradabile (SS) e COD lentamente biodegradabile (XS); il COD lentamente
biodegradabile è ulteriormente suddivisibile per un refluo complesso come quello
conciario in COD rapidamente idrolizzabile (SH) e COD lentamente idrolizzabile
(XS).
Nelle sperimentazioni precedenti è stata fatta una stima in percentuale delle frazioni
di COD influente all’impianto Cuoiodepur, che è riportata nel seguente diagramma a
torta:
31
Figura. 1.9 - Frazionamento del COD
Il refluo industriale in uscita dal sedimentatore primario è caratterizzato da un
elevato COD (4050 mg/L in media nel 2004), prima dell’ingresso nel comparto
biologico viene miscelato con il refluo civile che possiede un carico inquinante molto
minore; dalle prove respirometriche effettuate nelle sperimentazioni precedenti
risulta che il 18-22% del COD solubile del refluo in ingresso alla fase biologica è
altamente refrattario ai processi di degradazione biologica. Questo fenomeno è legato
tra l’altro alla presenza di elevate concentrazioni di tannini, utilizzati nelle concia al
vegetale, che, come è risultato evidente dalle prove respirometriche, hanno un
carattere marcatamente biorefrattario.
32
Nella seguente tabella sono riportati i valori di COD ottenuti e la corrispondente
efficienza di abbattimento; i valori di COD in vasca di ossidazione si riferiscono non
al campione tal quale, ma al filtrato su filtro di carta (0,45 µm); nella tabella sono
inoltre riportati i rendimenti di abbattimento delle sostanze organiche.
Ingresso
[mg/L]
Vasca di
ossidazione
Permeato
[mg/L]
Abbattimento
Membrana
Zenon
%
394
146,1
970
234
79
0,07
89
67
[mg/L]
Media
Dev.standard
Max.
Min.
1954,3
458,7
2794
1187
528,9
144,8
1062
384
Tabella.1.7 - Valori del COD del refluo in ingresso, del biologico filtrato e del permeato,ed efficienza
di abbattimento
Nella seguente figura è mostrato l’andamento del COD dell’ingresso, del reattore
biologico, del permeato e delle efficienze di rimozione del COD.
biologico
uscita
4000
3500
COD [mg/l]
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
abbattimento
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
24-mar-06
Abbattimento [%]
ingresso
Figura 1.10 - Andamento del COD dell’ingresso al pilota, del biologico filtrato e del permeato e
relativo abbattimento
33
In generale, si può osservare come sia presente un’alta variabilità del COD in
ingresso, mentre come il COD in uscita si sia mantenuto piuttosto costante.
Il permeato in uscita dall’impianto pilota presenta, nonostante la quasi totale assenza
di solidi sospesi, un COD ancora piuttosto elevato; si registra una media di 394 mg/L
con un valore minimo di 234 mg/L. Tali valori sono attribuibili alle componenti
colloidali, il cui abbattimento finale nell’impianto Cuoiodepur è ottenuto tramite
trattamento chimico terziario di flocculazione.
Durante la sperimentazione l’efficienza di abbattimento media è stata pari al 79%. In
particolare si sono verificati bassi abbattimenti nei giorni successivi a picchi molto
alti di COD in ingresso e in corrispondenza di casi in cui il COD in uscita ha
raggiunto valori molto alti rispetto alla media.
34
Analisi del processo di nitrificazione
Le cinetiche di crescita della biomassa autotrofa sono estremamente influenzate dalla
temperatura il cui effetto sui parametri di processo può essere valutato tramite la
legge di Arrhenius; Ekama et al. (1984) propongono le seguenti espressioni per la
biomassa autotrofa nitrificante:
μ nmT = μ nm 20 ⋅ 1,123(T − 20 )
K nT = K n 20 ⋅ 1,123(T − 20 )
bnT = bn 20 ⋅ 1,029(T − 20 )
con μnmT, bnT e KnT (rispettivamente velocità di crescita, scomparsa batterica della
biomassa nitrificante e costante di semisaturazione alla temperatura T) determinati in
funzione del valore degli stessi parametri alla temperatura di riferimento pari a 20°C.
In particolare, Grunditz et al. (2001) osservarono che per valori della temperatura
maggiori di 25°C era favorita la crescita dei Nitrosomonas mentre a basse
temperature, 10-15 °C, notarono che l’attività dei Nitrobacter era superiore rispetto a
quella dei Nitrosomonas.
La nitrificazione è influenzata anche da un’ampia varietà di sostanze organiche e
inorganiche che possono esercitare un effetto negativo anche in concentrazioni molto
inferiori a quelle che condizionano l’attività dei batteri aerobici eterotrofi. Nel nostro
caso viene trattato un refluo conciario caratterizzato da elevati valori in termini di
carico organico, di azoto e di solidi sospesi oltre che dalla presenza in elevate
concentrazioni di cloruri, solfuri e tannini. Soprattutto la presenza di quest’ultimi
composti in vasca di ossidazione sottopone i batteri nitrificanti ad una condizione di
particolare stress; le cinetiche relative a tale biomassa sono ridotte rispetto ai valori
standard di letteratura e marcatamente sensibili alla temperatura; il processo di
nitrificazione è risultato instabile con temperature non inferiori a 18°C pur con età
del fango superiori a 40 giorni, quando in condizioni abituali per i reflui civili si può
ottenere una completa nitrificazione al di sopra dei 13°C.
In questo contesto comunque l’utilizzo di un impianto MBR ha avvantaggiato
enormemente la nitrificazione grazie proprio agli elevati tempi di residenza cellulare
che hanno consentito la formazione di un’adeguata biomassa nitrificante .
35
Per valutare il processo di nitrificazione sono state fatte misure di azoto totale e
ammoniacale in ingresso e uscita e azoto nitrico e nitroso in uscita.
Nella seguente tabella sono riportati i valori delle analisi e le efficienze di
abbattimento.
Permeato
Data
Ingresso
N-NH4+
[mg/L]
N-NH4+
N-NO2-
N-NO3-
[mg/L]
[mg/L]
[mg/L]
Media
Dev.standard
Max.
Min.
90,3
30,2
156,6
32,4
1,23
1,22
5,4
0,3
1,62
5,45
25,8
0,01
11,8
6,12
24,6
1,0
Abbattimento
N-NH4+
%
98
0,01
99
96
Tabella. 1.8 - Valori di azoto ammoniacale in ingresso, azoto ammoniacale, nitrico e nitroso
nel permeato
N-NH4 ingr
250
N-NH4 perm
N-NO3 perm
Aria in DN
N-NO2 perm
Chiusa aria in DN
[mg/l]
200
150
100
50
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
24-mar-06
Figura. 1.11 - Andamento dell’ azoto ammoniacale, nitrico e nitroso
Nella fase di sperimentazione precedente alla nostra, lo schema previsto in fase di
progettazione dell’impianto ha subito delle modifiche per facilitare l’innesco della
nitrificazione; infatti all’avviamento il pilota operava nella configurazione
nitrificazione-denitrificazione, ma dopo circa un mese, in data 18 aprile, è stata
azionata l’insufflazione di aria anche in vasca di denitrificazione trascurando per il
36
momento il processo di denitrificazione e operando esclusivamente in condizioni
aerobiche.
Come si può osservare dal grafico precedente, fino al 23 maggio l’azoto
ammoniacale del permeato ha seguito lo stesso andamento dell’azoto ammoniacale
del refluo in ingresso, risultando in certi casi anche superiore; inoltre, nel grafico
successivo, si può notare come fino a questo momento l’abbattimento di tale
parametro sia risultato pressoché nullo, a conferma del fatto che in tale periodo la
nitrificazione non si è mai attivata. Con l’innesco della nitrificazione si è ottenuta un’
elevata efficienza di abbattimento, pari in media al 98%; solo all’inizio di luglio e a
metà ottobre è scesa fino al 50%. Dopodiché il processo di nitrificazione ha ripreso
il suo normale andamento raggiungendo nuovamente elevate efficienze, con una
media del 98%, che si sono mantenute durante tutto periodo di sperimentazione.
Nel grafico precedente, inoltre, da notare è un accumulo di nitriti in ogni fase
precedente l’innesco della nitrificazione, questo probabilmente è dovuto ad alte
concentrazioni di ammoniaca libera che inibiscono l’ossidazione dei nitriti
provocandone così un accumulo (Jianlong et al., 2004).
In Figura 1.12 è riportato l’andamento dell’azoto ammoniacale nell’ingresso e nel
permeato e la relativa efficienza di abbattimento:
N-NH4 uscita
abbattimento
250
N-NH4 [mg/l]
200
150
100
50
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
24-mar-06
%
N-NH4 ingr
Figura. 1.12 - Andamento dell’azoto ammoniacale nel refluo in ingresso al pilota e nel
permeato e relativo abbattimento.
37
NH4 uscita
% rimozione
350
300
N [mg/L]
250
200
150
100
50
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
24-mar-06
%
TN ingresso
Figura. 1.13 - Andamento dell’azoto totale in ingresso, dell’azoto ammoniacale in uscita e la
percentuale di rimozione.
Nel grafico sopra, dove viene riportato l’andamento dell’azoto totale in ingresso,
dell’azoto ammoniacale in uscita e la percentuale di rimozione, il processo di
nitrificazione risulta essersi abbastanza stabilizzato dopo circa tre mesi di
sperimentazione. Infatti a partire dalla fine di maggio, salvo due periodi in cui si è
verificato un aumento indesiderato di azoto ammoniacale in uscita, la nitrificazione è
risultata stabile e relativamente completa. La concentrazione di azoto ammoniacale
nel permeato risulta infatti pari al 5% dell’azoto totale in ingresso nel periodo
compreso tra la fine di maggio e la fine di febbraio.
Inizialmente il processo di nitrificazione può essere stato sfavorito probabilmente
dalla più bassa temperatura di esercizio.
38
NH4 uscita
temperatura
30
300
25
N [mg/L]
250
20
200
15
150
10
100
5
50
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
Temperatura [°C]
TN ingresso
350
0
24-mar-06
Figura.1.14- Andamento dell’azoto totale in ingresso, dell’azoto ammoniacale in uscita e della
temperatura in vasca di ossidazione.
Nel grafico seguente è rappresentato l’andamento dell’azoto organico in ingresso e in
uscita all’impianto pilota; l’azoto organico in ingresso è stato calcolato come la
differenza fra l’azoto totale e quello ammoniacale, perché si considera che nel refluo
in ingresso la quantità di nitriti e nitrati sia nulla; per quanto riguarda il permeato,
l’azoto organico è dato dalla differenza fra azoto totale e azoto ammoniacale, nitrico
e nitroso.
Le percentuali medie di azoto organico in ingresso e uscita risultano rispettivamente
pari al 42% e al 57% dell’azoto totale.
Nella seguente tabella sono riportati i valori statistici relativi all’azoto organico in
ingresso ed in uscita del nostro periodo di sperimentazione.
Norg ingresso
Norg uscita
[mg/L]
[mg/L]
Media
49,7
18,9
Max
98
37,5
Min
3,5
10,66
Dev. Standard
22,3
7,1
tab. 1.9 - Valori statistici dell’azoto organico in ingresso ed in uscita
39
La concentrazione media di azoto organico in ingresso è stata di 50 mg/L mentre in
uscita 19 mg/L, quest’ultimo valore rappresenta la quantità di azoto non
ammonificabile che rimane nel refluo.
N org. ingresso
N org. uscita
120
N org [mg/L]
100
80
60
40
20
0
9-nov
17-feb
28-mag
5-set
14-dic
24-mar
2-lug
Figura. 1.15 - Andamento dell’azoto organico in ingresso e in uscita
40
Analisi dei fenoli
I composti fenolici sono sostanze eterogenee caratterizzate dalla presenza di un
anello aromatico con uno o più sostituenti ossidrilici. Nel caso in esame i liquami da
trattare sono caratterizzati da elevate concentrazioni di fenoli derivanti dal processo
di concia; questi composti ed in particolare il tannino sono responsabili della
colorazione marrone del refluo; il colore anche se più chiaro rimane anche dopo la
filtrazione, ciò significa che parte di queste molecole ha una dimensione media
inferiore alla dimensione dei pori delle membrane. Essendo i costituenti base dei
tannini, i fenoli sono un parametro estremamente importante da monitorare.
Nella seguente tabella sono riportati i valori dei fenoli in ingresso, nella vasca di
ossidazione e in uscita dal pilota, con la corrispondente efficienza di abbattimento:
Data
Ingresso
[mg/L]
Biologico
[mg/L]
Permeato
[mg/L]
Abbattimento
%
Media
Dev.standard
Max.
Min.
228,2
77,28
380
72
47,4
9,85
65
20
36,9
7,63
45
15
80
0,12
93
37
Tabella 1.10 - Valori dei fenoli in ingresso,nel biologico e nel permeato.
uscita
abbattimento
600
Fenoli [mg/l]
500
400
300
200
100
0
17-feb-05
28-mag-05
05-set-05
14-dic-05
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
24-mar-06
%
ingresso
Figura. 1.16 - Andamento dei fenoli in ingresso, in uscita e relativo abbattimento.
41
Generalmente in letteratura i fenoli sono considerati composti tossici per le attività
biologiche ad elevate concentrazioni, ma biodegradabili a concentrazioni più basse
(Metcalf & Eddy, 2003). Visto però che il permeato è risultato avere una
concentrazione media di 36,9 mg/L, e tale concentrazione si avvicina a quella in
vasca di ossidazione (47,4 mg/L), è verosimile che la maggior parte dei fenoli rilevati
siano in realtà molecole più complesse non tossiche e/o che la biomassa sia ben
acclimatata a questo tipo di inquinante.
Durante il nostro periodo si è rilevata una efficienza di abbattimento media del 80 %,
con una concentrazione media nel permeato pari a 36,9 mg/L.
Conclusioni
Dall’analisi dei risultati dell’impianto pilota emerge che lavorando con una
concentrazione media di solidi totali di 6 g/L mantenuta costante con spurghi
giornalieri di 15 L, un’età del fango risultante pari a 50 giorni, una portata netta di
240 L/d e una portata di ricircolo pari a 7 volte quella in ingresso, si è verificato un
buon funzionamento dell’impianto.
Durante la sperimentazione infatti il processo di nitrificazione è risultato sempre
stabile ed efficiente con abbattimenti medi del 98%; l’abbattimento del COD è
risultato anch’esso stabile ad eccezione di alcuni casi isolati.
Nel permeato rimane comunque dell’azoto organico, in concentrazioni medie di 20
mg/L, che non è stato ammonificato e che quindi contribuisce al COD in uscita.
42
TECNICHE RESPIROMETRICHE:
APPLICAZIONI E RISULTATI
Materiali e metodi
Il respirometro
Secondo la classifica proposta dall’ IWA, il respirometro in esame può essere
considerato di tipo LFS dove la prima lettera sta ad indicare che la misura della
concentrazione di ossigeno è effettuata nella fase liquida (L), la seconda che è
presente il flusso di gas (F), mentre la terza si riferisce alla fase liquida che è
statica(S).
Il respirometro è costituito dalle seguenti componenti:
reattore cilindrico in plexiglas di volume circa 2 litri;
sonde per la misura dell’ossigeno disciolto, della temperatura, del pH, del potenziale
redox;
sistema di aerazion;
dell’agitatore;
pompe ed elettrovalvole per il dosaggio dei reagenti;
criotermostato per il controllo della temperatura;
unità di controllo e di acquisizione dati, interfacciato da un computer attraverso il
software MARTINA (Multiple Analysis Reprogrammable Titration Analyser); è
prevista la possibilità di controllo automatico dei parametri di DO, T e pH.
Misura del consumo di ossigeno
Nel caso di respirometro ad aerazione discontinua la velocità di respirazione del
fango attivo si ricava dalla pendenza di un tratto decrescente della concentrazione di
ossigeno disciolto quando si interrompe l’insufflazione dell’aria.
43
I tratti crescenti rappresentano le fasi di aerazione, mentre i tratti decrescenti
rappresentano il consumo di ossigeno ad aerazione spenta. Il consumo di ossigeno si
calcola sulla base delle pendenze dei tratti decrescenti.
Per ottenere una sequenza di valori di OUR nel tempo si deve quindi disporre di una
successione di tratti decrescenti di DO, ricavati alternando nel reattore fasi di
aerazione e di non aerazione: questi vengono realizzati tramite il controllo
automatico dell’ossigeno disciolto. Impostando la modalità “Respirometer” del
controllo dell’ossigeno, il software “Martina” effettua la stima dell’OUR. I parametri
da impostare prima dell’inizio della prova sono la tolleranza superiore ed inferiore
(up tol e low tol), il numero di punti su cui calcolare l’OUR e il mse (mean square
error) errore massimo nella stima dell’OUR. Per effettuare questo controllo è
necessario disporre di un aeratore: tramite questo si porta la soluzione in esame ad un
valore d’ossigeno disciolto superiore ad up toll, poi si raccolgono dati fino a quando
l’OUR calcolato con questi non sia sufficientemente preciso (mse < mse imposto);
quando l’OUR è soddisfacente o quando la concentrazione d’ossigeno è inferiore a
low tol viene riattivato l’aeratore fino a che la concentrazione d’ossigeno disciolto
non superi up tol, dopo di che riparte il ciclo (vedi Figura). Il low tol deve essere
comunque superiore alla concentrazione di OD limitante per il processo biologico,
indicativamente pari a 2-3 mgO2/L.
Figura 1.17 Funzionamento in modalità Respirometer
44
Determinazione dei parametri cinetici e stechiometrici
Nel corso della sperimentazione, l’applicazione delle tecniche respirometriche è
stata principalmente orientata alle seguenti finalità:
approfondimento della stima dei parametri cinetici e stechiometrici della biomassa
eterotrofa);
conferma delle precedenti caratterizzazioni del refluo ( frazionamento del COD).
Le prove sono state condotte specificatamente sul fango dell’impianto MBR.
Preparazione del campione da sottoporre ai test respirometrici
Sia per il frazionamento del COD che per la stima delle costanti cinetiche, le prove
respirometriche sono state effettuate utilizzando il fango attivo prelevato dalla vasca
di ossidazione dell’impianto pilota MBR .
Poiché l’interpretazione dei respirogrammi richiede di isolare il contributo della
respirazione endogena da quella totale, è bene che il fango, si trovi in condizioni
endogene, al momento dell’inizio della prova. Dopo il prelievo, il fango attivo viene
mantenuto, in condizione aerate: in questo modo si esaurisce l’attività di ossidazione
legata ai substrati carboniosi e ammoniacali. La presenza nel refluo in esame di alte
percentuali di substrati lentamente biodegradabili ha fatto sì che la durata
dell’aerazione fosse almeno di 24 ore.
Poiché il fango attivo proviene da un impianto, come il caso del MBR, con elevata
concentrazione di solidi sospesi, per abbassarla è opportuno diluirlo per raggiungere
una concentrazione di solidi
pari a
2-3 g/l (Andreottola et al., 2002); per la
diluizione si è utilizzato il permeato in uscita dall’impianto pilota per non
creare shock salini alla biomassa.
Per la valutazione dell’attività dei soli batteri eterotrofi presenti nel fango attivo o
nel refluo tal quale, deve essere contestualmente inibita l’attività dei batteri autotrofi.
A tal fine è indicato il dosaggio di Alliltiourea (ATU), un prodotto in grado di inibire
45
l’attività dei batteri nitrosanti. E’ consigliato un dosaggio di ATU tale da garantire
nel campione da testare una concentrazione di 10-20 mg/L (Andreottola et al., 2002).
Monitoraggio della biomassa eterotrofa
Premesso che la crescita della biomassa segua una cinetica del tipo di Monod, uno
degli obbiettivi perseguiti è stato quello di valutare alcuni parametri cinetici, ovvero
secondo la nomenclatura IWA:
μ max X HO YH b H
,
,
,
, θbH .
Le prove descritte qui di seguito hanno il vantaggio di portare alla stima diretta di
alcuni parametri in maniera relativamente semplice. Si deve quindi sottolineare che,
al fine di ottener stime accurate, le prove sono state ripetute numerose volte.
Prova di crescita diretta su biomassa eterotrofa
Questa prova permette di calcolare contemporaneamente il rateo specifico di crescita
massimo μ H max e la frazione eterotrofa attiva iniziale
X HO
.
Per la prova di crescita diretta si è scelto di adottare una tecnica assai diffusa
proposta da Kappeler e Gujier (1992). Si tratta di un test in cui viene usato un
elevato rapporto iniziale So/Xo (F/M Food/Microrganism) elevato (generalmente
maggiore di 4); in tal modo si lavora in condizioni di substrato non limitante tale da
favorirne la crescita.
L’intento della prova era quello di ottenere un tratto iniziale approssimativamente
lineare rappresentativo di un periodo di acclimatazione (detta anche fase di latenza o
lag phase ) della biomassa, seguito da un profilo di OUR con un andamento crescente
di tipo esponenziale fino all’esaurimento del substrato rapidamente biodegradabile.
Nel corso della sperimentazione sono state eseguite 4 prove di crescita diretta su
biomassa eterotrofa, ciascuna con diversi dosaggi di refluo, ma tutte accomunate
da uno scostamento sensibile dall’attesa cinetica di Monod a causa di una probabile
inibizione da substrato che rende questo tipo di prove non utilizzabili. La stima della
massima velocità di crescita deve essere quindi svolta attraverso la calibrazione di
modelli IWA (ASM1, ASM3) sull’OUR relativo ad iniezioni con bassi rapporti tra
substrato e biomassa.
46
Stima del coefficiente di resa eterotrofo
La caratterizzazione cinetica dei processi biologici per via respirometrica richiede la
conoscenza del coefficiente di resa eterotrofo YH (o coefficiente di crescita
specifica), un parametro fondamentale per qualsiasi processo biologico a fanghi
attivi, che stabilisce la ripartizione del substrato carbonioso come COD nella quota
parte destinata alle attività cataboliche e quella destinata alle attività anaboliche.
Il coefficiente di resa è definito come rapporto tra biomassa prodotta e substrato
consumato:
YH =
biomassa prodotta
ΔCODcell
=
substrato consumato ΔCODossidat o
In letteratura si trovano valori tipici per YH pari a 0.67 gCOD/gCOD (IAWPRC
Task Group, 1987) e 0.64±0.04 (Sollfrank e Gujer, 1991), e in genere tale valore è
indipendente dalla temperatura in un range compreso tra 10 e 20 °C e dall’età del
fango. Un articolo di Orhon et al. (1999) propone per un fango che tratta acque reflue
provenienti da attività industriali conciarie un valore di YH
pari a 0,64
gCOD/gCOD.
Di solito il valore del coefficiente di resa non varia sensibilmente da un sistema
all’altro, tuttavia si è importante stabilirne una determinazione per lo specifico fango
dell’MBR studiato, che lavora quindi in condizioni differenti rispetto ad un qualsiasi
sistema tradizionale a fanghi attivi (elevate concentrazioni di biomassa ed età del
fango).
Questo parametro influenza non solo la stima della produzione di fango e la richiesta
di ossigeno ma ha anche un impatto sul valore degli altri parametri per la cui
determinazione è richiesta la conoscenza del valore di YH. Per cui un valore accurato
di YH risulta di fondamentale importanza (Vanrolleghem et al.,1999).
La determinazione di YH viene effettuata mediante una prova batch utilizzando un
fango attivo già acclimatato ed aggiunta di refluo filtrato o substrato sintetico e viene
poi misurato il rateo di respirazione dovuto al consumo del substrato OURex.
Va però osservato che è necessaria la conoscenza della frazione di inerte e di quella
solubile nel campione aggiunto.
47
Nel corso della sperimentazione è stato utilizzato come substrato il refluo in ingresso
all’impianto.
La stima del coefficiente di resa si ricava pertanto dalla seguente formula:
YH = 1 −
ΔO 2
ΔCOD
in cui si è supposto che l’unico substrato disponibile sia quello aggiunto e in cui si è
ricavato il consumo di ossigeno dall’interpretazione nel tempo dell’OUR.
La preparazione della prova per la stima del fattore di resa richiede di avere il fango
in condizioni endogene ed è quindi necessaria una preaerazione.
Inizialmente si inserisce nel respirometro la biomassa e i reagenti necessari per le
prova:
1. volume di fango Vf (secondo la capacità del reattore);
2. ATU per inibire l’attività dei nitrificanti (circa 10-20 mg/L);
3. non si aggiungono nel nostro caso nutrienti necessari alla crescita, cioè azoto
e fosforo di solito sottoforma di acido fosforico e cloruro di ammonio, in
quanto il refluo trattato dal pilota è una miscela costituita da liquami civili e
industriali, per cui il fosforo è già presente.
Dopo un primo tratto di respirazione endogena si procede all’iniezione di una certa
quantità di substrato.
La figura che segue è il respirogramma relativo ad uno dei test eseguiti.
Stima di YH prova 17/11 Respirogramma 1
OUR
endogeno
Temp (°C)
OUR (mgO2/L*h)
100
25
80
60
40
145 mL
20
Temp. [°C]
30
120
20
15
0
0
2
4
6
8
10
tempo (h)
Figura 1.18 Respirogramma relativo al respirometro 1, corrispondente all’iniezione di 145 mL di
refluo in ingresso filtrato con membrana, eseguito in data 17/11/05
48
La misura del COD del filtrato (su membrana a 0.04 micron) della frazione solubile
del COD del refluo e del surnatante del fango prima e dopo l’iniezione, permette di
ricavare il COD degradato e quindi ricavare il fattore di resa relativo alla frazione
solubile.
La ripetizione delle prove ha condotto ad un valore medio di 0.61 gCOD/gCOD
lievemente inferiore ai valori di letteratura riferiti ad altri reflui o a substrati puri.
Stima del coefficiente di Arrhenius per il decadimento endogeno
Prima di passare alla determinazione del coefficiente di decadimento endogeno
risulta fondamentale stimare la sua dipendenza dalla temperatura. Come è stato già
anticipato, infatti, il coefficiente di decadimento endogeno, così come qualsiasi altra
costante cinetica di un modello di processo biologico, ha una sua propria dipendenza
dalla temperatura, secondo la classica espressione di van’t Hoff Arrhenius:
b H (T ) = b H (T0 ) ⋅ θ (T − T0 )
dove θ è un parametro caratteristico per il coefficiente b H e T0 è una temperatura
di riferimento, generalmente 20 °C.
Il seguente grafico evidenzia la variazione del livello di endogeno in funzione della
temperatura
OUR(mgO2/L)
Temp(°C)
35
OUR (mg/L*h)
30
25
25
20
20
15
10
15
5
0
Temperatura (°C)
30
10
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
tempo (h)
Figura 1.19 Primo tratto del respirogramma eseguito in data 20/07/05
49
Per normalizzare i valori di b H determinati a temperature diverse, occorre
determinare i valori corrispondenti ad una temperatura di riferimento T0 , solitamente
a 20 °C e per questo è necessario conoscere θ bH .
Per stimarlo, si è considerato un breve tratto di endogeno, nel corso del quale si è
imposta una variazione della temperatura. Vista la brevità della prova, può essere
trascurata sia la dipendenza dell’OUR dal tempo che dalla concentrazione X Ho ,
supposta quindi costante. Facendo il rapporto tra il valore di OUR end alla
temperatura iniziale T0 e quello alla generica temperatura T, passando poi ai
logaritmi naturali, si ottiene una relazione del tipo:
ln
OUR end (T0 )
= (T0 − T ) ⋅ ln (θ )
OUR end (T )
Nella Figura di sotto, sono riportati i valori corrispondenti al respirogramma della
Figura 1.19, dalla pendenza della retta si risale al valore di θ , che in questo caso
risulta essere pari a 1,17. Il valore ottenuto risulta superiore a quelli riportati in
letteratura che sono compresi in un range 1,03÷1,08 (Metcalf & Eddy, 2003), riferiti
ad una temperatura pari a 20°C.
Stima di Teta
OUR
Lineare (OUR)
Ln [OUR(T)/OUR(To)]
2
y = 0,1567x + 0,4585
1,5
R2 = 0,95
1
0,5
(T-To) [°C]
0
0
2
4
6
Figura 1.20 Regressione lineare per la stima di
8
θ bH
50
Stima del coefficiente di decadimento endogeno eterotrofo
Per la valutazione del coefficiente endogeno dei batteri eterotrofi è stato fatto
riferimento al ‘’single batch test ‘’, applicato in letteratura da Vanrolleghem et al.
(1992).
Il fango attivo addizionato con ATU deve essere mantenuto per un giorno e oltre nel
reattore con un continuo monitoraggio dell’OUR: in tali condizioni si può ritenere
trascurabile la crescita batterica. e trascurabile la crescita della biomassa in quanto
non vi è addizione di substrato esterno.
Il consumo di ossigeno viene espresso dalla seguente equazione:
OUR end (t ) = − b H ⋅ X H0 ⋅ e − b H ⋅t
(1)
dove X H 0 è la biomassa eterotrofa attiva al tempo t 0 .
Dal grafico riportato di seguito riferito ai valori di OUR relativi al decadimento
endogeno e dalla retta di tendenza esponenziale ad essi adattata si ricava il
coefficiente di decadimento endogeno b H :
Stima di bH
ENDOGENO
temperatura
Espo. (ENDOGENO)
35
25
y = 5,1654e
20
30
-0,0296x
2
25
R = 0,7772
15
10
20
5
0
Temp [°C]
OUR (mg/L*h)
30
15
0
5
10
15
20
tempo (h)
Figura 1.21 Andamento della respirazione endogena e della temperatura del fango; il coefficiente
b H ricavato corrisponde ad una temperatura media di 21°C
51
Come emerge dall’equazione riportata sopra (1) , il valore b H si ottiene
semplicemente riportando in giorni il coefficiente esponenziale trovato sul grafico e
−1
cioè 0,71 d .
Ricordando la dipendenza dalla temperatura, il valore del coefficiente viene riportato
alla temperatura di 20°C e si è ricorso al valore di letteratura θ = 1,08 e non a quello
determinato dalle prove respirometriche.
b H (21°C ) = 0,0296h −1 = 0,71d −1
b H (20°C ) = 0,656d −1
(θ = 1,08)
I valori riportati in letteratura per
b H,20°
per impianti a fanghi attivi, sono compresi
nel range 0,06±0,2 d-1 (Metcalf & Eddy, 2003). Orhon e Artan (1994) riportano il
valore 0,24 d-1.
Data
bH
T
d −1
(°C)
b H,20°
d −1
θ=1,08
12/10/05
0,28
26
0,17
17/11/05
0,35
24
0,25
5/12/05
0,71
21
0,65
Tabella 1.11 Parametri ricavati dalle analisi
delle prove respirometriche
b
La media ottenuta è pari a H,20° = 0,35 d-1.
52
CAPITOLO II
CONFRONTO FRA L’IMPIANTO
CUOIODEPUR E IL PILOTA MBR
Qualita’ dell’effluente
L’obiettivo del presente paragrafo è quello di poter effettuare un confronto tra i
rendimenti dell’impianto pilota e quelli della fase biologica dell’impianto
Cuoiodepur, tenendo in considerazione che i due impianti sono alimentati con la
stessa miscela di refluo civile ed industriale (55% refluo industriale e 45% civile).
Il refluo in uscita dal sedimentatore primario, esclusivamente di carattere industriale,
è caratterizzato da un elevato COD (in media 4676.5 mg/L), una parte del quale
(circa il 20%) è altamente refrattario alla biodegradazione. Tale fenomeno è dovuto
in parte considerevole alla presenza nel refluo industriale, di elevate concentrazioni
di tannini, composti polifenolici la cui presenza è legata alle particolari attività della
concia al vegetale (Relazione tecnica sperimentazione 2005).
Analisi del COD
Essendo il refluo trattato dal pilota nelle stesse proporzioni di quello dell’impianto
Cuoiodepur , è possibile mettere a confronto i dati in uscita del permeato con quelli
relativi all’effluente in uscita dalla sezione biologica dell’ impianto a scala reale. Ad
una prima analisi dei dati raccolti dall’inizio della sperimentazione ad oggi, appare
evidente (vedi figura) la differenza tra le concentrazioni di COD in uscita dal
sedimentatore biologico del Cuoiodepur e quelle del permeato dell’impianto pilota
Zenon.
Per tutto il corso della sperimentazione si registrano valori di COD in uscita dal
pilota più bassi rispetto a quelli in uscita dall’ impianto tradizionale eccetto che per
due valori (evidenziati nella figura sotto), relativi ad una serie di problemi tecnici
sull’impianto pilota. Si tenga conto che in questo contesto ci si riferisce, per quanto
53
riguarda l’effluente del Cuoiodepur, non al COD tal quale, ma al filtrato a 0.45
micron; il ruolo dei solidi sospesiin questo effluente verrà discusso sotto.
Nel permeato dello Zenon si registra una media di 417mg/L, nel Cuoiodepur si
raggiunge una media di 485 mg/l. Tali valori sono dovuti alla presenza di sostanze
colloidali e disciolte il cui abbattimento finale è ottenuto, presso l’impianto
Cuoiodepur, tramite trattamento chimico terziario di flocculazione.
COD
COD (mg/L)
COD_Permeato_Zenon
1000
910
820
730
640
550
460
370
280
190
100
inizio sperimentazione
29/3/05
27/6/05
COD_SED Biologico_Cuoiod
17/10-25/10
25/9/05
24/12/05
24/3/06
Figura 2.1 COD degli effluenti dell’impianto pilota MBR e della sezione biologica dell’impianto su
scala reale
Dal punto di vista dell’efficienza di rimozione del COD, il pilota opera un
abbattimento del COD pari al 78,85% contro il 75,7% dell’impianto Cuoiodepur.
A questo va aggiunto il fatto che nell’impianto su scala reale durante alcuni periodi,
per ottenere un maggior abbattimento delle sostanze difficilmente biodegradabili
viene dosato periodicamente del carbone attivo in polvere fine, tale da avere una
concentrazione in vasca di 1-1,2 kg/m3. Da prove sperimentali precedenti (Relazione
tecnica 2004-2005), è risultato attribuibile al dosaggio di carbone attivo un
abbattimento del COD pari a 100-120 mg/L in più rispetto a quello ottenuto senza il
dosaggio del carbone, inoltre, deve essere tenuto presente che la temperatura,
parametro di fondamentale importanza per le cinetiche biologiche, è risultata in
media 4 °C più elevata nell’impianto su scala reale. Questo rende ancora più
significativo il dato ottenuto dal confronto tra i rendimenti di rimozione del COD tra
i due impianti.
54
Analisi dell’efficienza di nitrificazione
La presente sperimentazione ha avuto come scopo principale il monitoraggio e la
valutazione dei processi di ossidazione biologica dei substrati carboniosi e azotati. Il
processo di nitrificazione è, tra i due, quello più delicato, per la sensibilità dei batteri
nitrificanti alle condizioni ambientali in cui vengono a trovarsi.
In particolare è nota la maggiore sensibilità degli autotrofi nitrificanti alla
temperatura rispetto agli eterotrofi, e questa può essere la prima causa delle difficoltà
incontrate nel fare innescare la nitrificazione nel bioreattore. Un altro problema
relativo alla sperimentazione in esame è legato allo specifico refluo utilizzato, in
quanto caratterizzato da un elevato carico di azoto ammoniacale e organico, che
potrebbe risultare inibente nelle fasi di start-up per la biomassa autotrofa. Escludendo
il periodo di avvio del pilota e quello immediatamente successo la pausa estiva
durante il quale il pilota non è stato alimentato si può osservare (Figure seguenti) una
nitrificazione completa ed estremamente stabile.
18/10/05 - 16/01/06
N-NH4 Z3
N-NH4 uscita Cuoiod
/1
/0
6
23
/0
6
/1
/0
6
13
3/
1
15
/1
0/
05
25
/1
0/
05
4/
11
/0
5
14
/1
1/
05
24
/1
1/
05
4/
12
/0
5
14
/1
2/
05
24
/1
2/
05
N-NH4 (mg/L)
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Figura 2.2 Rimozione dell’azoto ammoniacale nell’impianto pilota MBR (Z3) e nella fase biologica
dell’impianto su scala reale nel periodo Ottobre 2005 – Gennaio 2006
febbraio-aprile 2006
N-NH4_uscita SED_Cuoiod
13
/4
/0
6
3/
4/
06
24
/3
/0
6
14
/3
/0
6
4/
3/
06
22
/2
/0
6
12
/2
/0
6
7
6
5
4
3
2
1
0
2/
2/
06
N-NH4 (mg/L)
N-NH4_Z3
Figura 2.3 Rimozione dell’azoto ammoniacale nell’impianto pilota MBR (Z3) e nella fase biologica
dell’impianto su scala reale nel periodo Febbraio – Aprile 2006
55
La nitrificazione negli MBR è in generale migliore rispetto ai convenzionali impianti
a fanghi attivi, per i tempi di detenzione più lunghi a cui sono sottoposti i batteri
nitrificanti (elevata età del fango) e per le dimensioni più piccole dei fiocchi, che
consentono un maggior trasporto di nutrienti e di ossigeno al loro interno.
Nella seguente tabella sono riportati i valori di abbattimento relativi al COD ed
all’azoto ammoniacale durante un periodo in cui le età del fango sono state
mantenute intorno ai 50 d; questi valori confermano i dati esposti fin qui
qualitativamente e impongono una più attenta riflessione sul fatto che la più
completa nitrificazione nell’impianto MBR non è associata esclusivamente alla
selezione operata variando l’età del fango ma anche alle caratteristiche di selettività
del diverso processo di separazione solido-liquido.
SRT =50 d
25/10/0513/03/06
media
max
min
dev.st.
Cuoiodepur
Abbattimento
N-NH4
[%]
Abbattimento
Zenon
Abbattimento
Abbattimento
COD
[%]
N-NH4
[%]
COD
[%]
94,5
75,5
98,7
79,5
97,3
81,0
3,72
83,7
59,6
7,0
99,6
95,8
0,92
89,0
63,7
7,08
Tabella 2.1 Efficienza di nitrificazione e di abbattimento del COD
56
Analisi dei solidi sospesi
Nella fase iniziale della sperimentazione si osserva una crescita praticamente
costante della concentrazione di SST, fino a 12 g/L durante la quale non sono stati
effettuati spurghi. Dopo di che la concentrazione nell’impianto pilota viene limitata a
12 g/L tramite spurghi impostando le età del fango volute (si veda tabella 1.5). La
concentrazione nella vasca di ossidazione Cuoiodepur viene invece di fatto
mantenuta più alta possibile, evitando gli spurghi e lasciando in modo controllato
passare una piccola percentuale dei solidi sospesi al trattamento terziario.
SST Vasca OX BIO CUOIOD
SST [mg/L]
13000
SST Vasca OX/N Zenon
fase endogena Zenon senza
alimentazione né spurghi
11000
9000
7000
5000
inizio
sperimentazione
pausa estiva
3000
17/2/05
28/5/05
5/9/05
14/12/05
24/3/06
2/7/06
Figura 2.4 Andamento dei solidi sospesi nell’impianto Cuoiodepur e nell’impianto pilota
E’ dunque fuorviante effettuare un controllo diretto dei processi in termini di
rimozione dei solidi sospesi (figura sotto) che non tenga conto del trattamento a
valle, infatti la strategia impostata presso l’impianto Cuoiodepur, essendo presente
un trattamento terziario, non è mirata al rispetto della normativa a valle del
sedimentatore secondario (altrimenti sarebbe necessario operare o con concentrazioni
molto più basse in vasca di ossidazione) da una parte minimizza la produzione di
fango biologico, ma dall’altra porta ad un maggior uso di reagenti e ad una maggior
produzione di fango terziario. Un confronto che tiene conto di questi fattori viene
57
svolto nel capitolo III; è comunque rilevante osservare come i solidi in uscita dal
bioreattore a membrane siano minimi (eccetto che per alcuni malfunzionamenti
inferiori a 10 mg/L) e che l’impianto abbia garantito il mantenimento della
concentrazione di solidi desiderata (fino a 12 gSST/L).
giugno 2005-apr 2006
SST uscita SED BIO CUOIOD
SST permeato Zenon
SST [mg/L]
1500
1200
900
600
300
0
28/5/05
6/8/05
15/10/05
24/12/05
4/3/06
Figura 2.5 Andamento dei solidi sospesi nell’effluente dell’impianto Cuoiodepur e dell’impianto
pilota
58
APPLICAZIONE DELLA FISH
(FLUORESCENT IN SITU HYBRIDIZATION)
PER IL RICONOSCIMENTO DEI
MICRORGANISMI NELLE DUE BIOMASSA
Introduzione
Questa indagine sperimentale riguarda un particolare aspetto dell’applicazione di un
bioreattore a membrana (MBR) al trattamento dei reflui industriali, prodotti dalle
aziende conciarie dei comuni di San Miniato e Montopoli Val d’Arno, cui si
aggiunge una quota parte di reflui civili, provenienti dagli scarichi delle frazioni di S.
Donato, S. Miniato Basso e S. Romano.
Con tale studio si vuol verificare la presenza di specifici microrganismi nella
biomassa nitrificante costituente i fanghi attivi della vasca d’ossidazione
dell’impianto Consorzio Cuoiodepur S.p.a. e del reattore biologico dell’impianto
MBR in scala pilota, realizzato in collaborazione tra il Dipartimento di Ingegneria
Civile di Firenze, la Zenon Environmental S.r.l. (Milano) e il Consorzio Cuoiodepur
S.p.a. (S. Romano, Pisa).
L’analisi ed il confronto dei consorzi microbici presenti nei fanghi attivi dei due
impianti, rientra nel più vasto progetto di comprensione delle differenze tra MBR e
trattamenti a fanghi attivi tradizionali di valutazione dell’applicabilità dei bioreattori
a membrane nel contesto del distretto conciario.
Tale tecnologia presenta infatti numerosi vantaggi, tra i quali:
una migliore qualità dell’effluente, per la pressoché totale separazione della frazione
solida sospesa, e quindi una riduzione dei trattamenti terziari;
una riduzione della produzione di fango e, di conseguenza, del processo di
smaltimento dei fanghi che ha una notevole incidenza sui costi di gestione
dell’impianto;
un ingombro planimetrico ridotto, per l’assenza del comparto di sedimentazione,
solitamente di grande volumetria.
59
La completa ritenzione della biomassa, operata dalla membrana filtrante dell’MBR,
favorisce lo sviluppo di ceppi batterici specifici per il refluo trattato; specializzazione
non ottenibile negli impianti tradizionali, in quanto la biomassa che non è in grado di
aggregarsi in fiocchi viene allontanata dal sistema. Di qui la decisione di eseguire
una serie di analisi in parallelo sui campioni di fanghi attivi dei due impianti, analisi
atte a caratterizzare la biomassa nitrificante di entrambi i sistemi, per poi farne un
confronto.
Il metodo di indagine scelto per caratterizzare la biomassa nitrificante è stato la
Fluorescent In Situ Hybridization (FISH), un metodo di analisi dalle grosse
potenzialità, indipendente dalla coltivazione, che si basa su tecniche molecolari. Essa
non solo permette di verificare la presenza di specifici microrganismi in situ, ma ne
permette anche un’analisi della distribuzione quantitativa e spaziale nei fiocchi dei
fanghi attivi.
La FISH, così come le altre tecniche molecolari, ha trovato impiego nel campo della
depurazione delle acque soltanto da pochi anni, sconvolgendo ed accrescendo il
limitato panorama conoscitivo delle comunità microbiche presenti nelle unità
biologiche degli impianti di trattamento delle acque.
Essendo però una tecnica nuova all’interno dell’ingegneria sanitaria, la FISH
presenta ancora delle criticità applicative, soprattutto nel caso di reflui particolari
come quelli conciari. Pertanto, all’interno di questo lavoro, non ci siamo limitati a
caratterizzare la biomassa nitrificante, ma abbiamo anche condotto un’approfondita
ricerca bibliografica sull’applicazione delle tecniche molecolari in campo depurativo,
punto di partenza per la scelta delle sonde da utilizzare e per lo sviluppo di un
protocollo applicativo adeguato alle particolari caratteristiche dei fanghi attivi
oggetto del nostro studio.
Fluorescent in situ hybridization e fanghi attivi
60
Nei processi a fanghi attivi le reazioni biochimiche di degradazione degli inquinanti
sono catalizzate da complesse comunità microbiche: esse non vengono scelte
intenzionalmente assemblando specifici microrganismi in base alla loro attività, ma
sono il risultato della selezione naturale. Il gruppo di organismi maggiormente
coinvolto nel trattamento delle acque reflue sono i batteri, essi dominano nei processi
di mineralizzazione ed eliminazione dei nutrienti organici ed inorganici (Amann et
al., 1998).
Per ottimizzare i processi a fanghi attivi e per monitorarne il funzionamento sarebbe
opportuno conoscere la struttura della comunità microbica che catalizza le reazioni
d’interesse, ma fino a poco tempo fa questo non era possibile a causa dei limiti
imposti dalle tecniche d’indagine classiche. I tradizionali metodi di coltivazione sono
infatti molto selettivi e permettono l’identificazione dei soli microrganismi capaci di
crescere su specifici terreni colturali: soltanto il 10-15% dei microrganismi presenti
nei fanghi attivi formano colonie su piastre a base di agar nutriente standard (Wagner
et al., 1993).
Negli ultimi decenni, grazie alla messa a punto delle tecniche molecolari,
indipendenti dalla coltivazione, sono stati fatti molti passi in avanti nella
determinazione ed identificazione dei microrganismi presenti nei fanghi attivi
(Amann et al., 1998). Tra queste tecniche vi è la FISH, che non soltanto permette di
individuare la presenza di specifici microrganismi in situ, ma ne permette anche
un’analisi della distribuzione quantitativa e spaziale all’interno dei fiocchi e dei
biofilms dei fanghi attivi (Wagnet et al., 1994b). Con questa tecnica oggi possono
essere studiati molti batteri importanti per il trattamento delle acque reflue e sono già
disponibili set di sonde per molti batteri filamentosi responsabili dei fenomeni di
bulking e foaming (Wagner et al., 1994b; Erhart et al., 1997; De Los Reyes et al.,
1997) e batteri nitrificanti (Wagner et al., 1995; Wagnet et al., 1996; Mobarry et al.,
1996).
Tecniche di ibridazione con sonde ad rRNA: dot blot e FISH
Le tecniche di ibridazione dot blot (ibridazione su filtro) ed in situ che usano sonde
oligonucleotidiche di rRNA permettono, di determinare quantitativamente la
composizione delle complesse comunità microbiche. La specificità delle sonde può
61
essere calibrata per i diversi livelli filogenetici. Sono stati sviluppati software con
specifiche applicazioni per assistere la progettazione delle sonde e la loro valutazione
(Ludwig et al., 2004). Dopo la progettazione, infatti, bisogna determinare con molta
attenzione quali sono le condizioni ottimali di ibridazione di ciascuna sonda. Tale
valutazione richiede procedure diverse per il formato dot blot (De Los Reyes et
al.,1997) e quello in situ (Manz et al., 1992; Daims et al., 1999).
Attualmente è disponibile un considerevole numero di sonde specifiche per divisioni,
classi, generi e specie pronte per l’uso per l’identificazione dei rispettivi
microrganismi bersaglio all’interno del loro habitat naturale (Amann et al., 1995;
Stahl and Amann, 1991; Loy et al., 2003).
La FISH con sonde oligonucleotidiche rRNA-bersaglio si adatta perfettamente
all’identificazione degli organismi all’interno dei fiocchi e dei biofilms dei fanghi
attivi. A questo scopo i campioni vengono pretrattati con fissanti chimici per
uccidere le cellule preservandone la morfologia e per renderli permeabili alle sonde, i
campioni fissati sono poi ibridati con le sonde marcate con tinte fluorescenti
(Paragrafo 1.5). Per quanto riguarda gli studi ambientali, i coloranti che meglio vi si
adattano sono il FLUOS (fluorescenza verde), il Cy3 (fluorescenza arancione) ed il
Cy5 (fluorescenza infrarossa): essi permettono l’identificazione delle cellule
bersaglio con l’applicazione simultanea delle sonde (Amann et al., 1996; Moter e
Gobel, 2000).
Al contrario della tecnica dot blot, l’utilizzo simultaneo di più sonde sulle stesse
cellule bersaglio può esser rilevato nella FISH con l’osservazione microscopica delle
cellule ibridizzate e l’uso di marcatori diversi per ciascuna sonda. Questo permette di
incrementare l’affidabilità dell’identificazione utilizzando set di sonde con specificità
gerarchica o identica.
Per molti anni, i dati quantitativi della FISH circa la struttura della comunità batterica
dei fanghi attivi richiedevano la conta delle cellule ibridate al microscopio, una
procedura lunga e relativamente poco accurata nei campioni contenenti cellule
densamente raggruppate. Solitamente l’abbondanza delle popolazioni d’interesse
viene espressa come percentuale di tutte le cellule fluorescenti con altre sonde
batteriche (Wagner et al., 1995; Daims et al., 1999) o con un colorante DNA-legato
(tinge tutto il DNA presente nel campione) come il DAPI (Hicks et al., 1992).
62
La combinazione della FISH con il microscopio confocale (Wagner et al., 1994a)
non solo migliora la qualità delle immagini escludendo la fluorescenza di fondo
dovuta alla zona fuori fuoco del campione osservato, ma permette l’applicazione di
protocolli di quantificazione semiautomatici nell’analisi delle immagini digitali
(Schmid et al., 2000; Bouchez et al., 2000). Questi metodi misurano il biovolume
fluorescente della popolazione bersaglio e lo riferiscono al volume dei microrganismi
legati alle altre sonde batteriche o colorate dal DAPI.
Usando la tecnica manuale è possibile contare soltanto poche centinaia o migliaia di
cellule, con i protocolli semiautomatici è possibile individuare più di 100000 cellule
per misurazione rendendo l’esperimento più affidabile e riproducibile (Loy et al.,
2002).
Al di là della tecnica di conteggio utilizzata, è bene tener presente che il numero di
cellule ottenuto con queste analisi non può essere usato direttamente per confrontare
l’abbondanza delle popolazioni batteriche tra campioni differenti perchè non è
considerata la variazione di biomassa nei campioni. Per il confronto tra campioni è
quindi necessario normalizzare i rispettivi dati quantitativi rispetto alla biomassa
stimata, per esempio, determinando la quantità di VSS (solidi volatili sospesi)
(Nogueira et al, 2002) o di DAPI totale per volume di campione su un filtro a
membrana (Wagner et al., 1994c).
L’analisi dei risultati della FISH con il microscopio confocale permette anche di
studiare la distribuzione spaziale dei microrganismi nei biofilms e nei fiocchi dei
fanghi attivi (Juretschko et al., 1998; Wagner et al., 1994a; Schramm et al., 1999 b),
in tal caso l’accuratezza dei risultati dipende dall’attenzione con la quale si è
preservata la struttura di fiocchi e biofilms durante ogni fase dell’esperimento.
Un potenziale limite della FISH risiede nella capacità delle sonde di individuare
soltanto le cellule con un contenuto ribosomiale maggiore di 1000 copie, altrimenti è
necessaria un’amplifacazione addizionale del segnale (Schönhuber et al., 1999).
Generalmente i microrganismi con un basso contenuto ribosomiale sono cellule
inattive, pertanto questo problema non influenza le analisi in situ degli WWTPs, le
quali sono dirette allo studio delle cellule fisiologicamente attive. Ciò è anche
confermato dai risultati sperimentali, infatti, in un tipico impianto, le cellule
individuate con un set di sonde batteriche è circa il 90% del totale di cellule positive
al DAPI (Daims et al., 1999). D’altronde un alto contenuto ribosomiale delle cellule,
63
indicato dal segnale della FISH forte, è spesso assunto come indice dell’attività
fisiologica delle cellule al momento del campionamento. Questa interpretazione può
però essere ingannevole, come nel caso dei batteri nitrificanti che mantengono un
elevato contenuto ribosomiale per diversi giorni anche dopo la loro completa
inibizione (Wagner et al., 1995) o per un mese in condizioni di fame (Morgenroth et
al., 2000). Una più diretta analisi in situ dell’attività cellulare può esser condotta
utilizzando sonde oligonucleotidiche dirette alla regione di spazio intergenico
16S/23S come dimostrato per Acinobacter sp. (Oerther et al., 2000) e per
l’anaerobico ammonio-ossidante Candidatus “Kuenenia stuttgartiensis” (Schmid et
al., 2001).
Diversità microbica negli WWTPs
Le sonde ad rRNA specifiche per gruppi batterici sono largamente impiegate per
ottenere una veloce prima analisi delle comunità microbiche presenti nei fanghi attivi
(Wagner et al., 1993; Wagner et al., 1994c; Manz et al., 1994; Liu et al., 2001; Bond
et al., 1999). Questi studi mostrano la dominanza dei Proteobacteria e rivelano che
la β-subclass è la sottoclasse più abbondante in tali sistemi, mentre α- e γ-subclass
sono presenti in numero minore ma comunque consistente. E’ stata poi dimostrata
una larga presenza di membri di Cytophagales (Wagner et al., 1994c; Manz et al.,
1996), Planctomycetales (Neef et al., 1996) e batteri gram-positivi ad alto contenuto
G+C (Wagner et al., 1994c; Liu et al., 2001).
L’applicazione ai fanghi attivi di sonde specifiche per gruppi e generi batterici ha
inoltre messo in luce che i gruppi di batteri numericamente importanti in questi
sistemi è stato drammaticamente sottostimato con le analisi colturali mentre altri
sono stati sovrastimati nonostante la loro bassa presenza in situ a cause della loro
migliore adattabilità nella coltivazione. Per esempio, i γ-Proteobacteria, solitamente
presenti in numero relativamente basso nei fanghi attivi, risultano dominanti nella
flora eterotrofa ottenuta con analisi colturali su terreni agar nutriente (Wagner et al.,
1993; Wagner et al., 1994c; Kämpfer et al., 1996).
64
Una conoscenza più dettagliata delle specie di cui la comunità microbica di un
WWTP è ricca può venire dagli studi filogenetici attraverso librerie del clone 16S
rDNA ottenute usando primer batterici o universali. Tale metodo risulta piuttosto
complicato e, forse proprio per questo, è stato applicato soltanto su pochi sistemi di
trattamento, dei quali, alcuni reattori in scala di laboratorio (Liu et al., 2001; Dabert
et al., 2001; Bond et al., 1999; Christensson et al., 1998; Snaidr et al., 1997; Daims
et al., 2001b), un WWTP di reflui civili (Snaidr et al., 1997) ed uno di reflui
industriali (Juretschko et al., 2002).
La struttura della comunità microbica dei fanghi attivi è stata studiata con il full-cycle
rRNA approach soltanto in due WWTPs: Snaidr e collaboratori analizzarono la vasca
di aerazione ad alto carico di un grosso WWTP municipale (Snaidr et al., 1997;
Amann et al., 1996), Jureschko e collaboratori studiarono un WWTP ad aerazione
intermittente di reflui industriali, progettato per la simultanea nitrificazione e
denitrificazione (Juretschko et al.,1998; Juretschko et al., 2002).
Snaidr e collaboratori progettarono sonde per pochi cloni selezionati dalla propria
libreria di 16S rRNA e con esse videro come la microdiversità dei batteri del gruppo
β-1 della β-subclass dei Proteobacteria fosse elevata nei fanghi attivi del refluo
civile e mostrarono che le popolazioni legate a Sphingomonas e Arcobacter venivano
individuate con un’abbondanza rispettivamente del 3 e del 4% sul totale delle cellule.
La composizione della comunità microbica dell’impianto con i reflui industriali fu
studiata con maggior dettaglio: dopo l’estrazione del DNA utilizzando tre metodi
differenti, furono recuperati ed analizzati filogeneticamente 94 cloni del gene 16S
rRNA quasi completo, l’analisi proseguì con la FISH quantitativa semiautomatica
impiegando 36 sonde oligonucleotidiche ad rRNA gruppo-, sottogruppo- ed OTUspecifiche. Fu possibile assegnare una specifica divisione all’89% del totale di batteri
individuabili con il set universale per il dominio batterico (Figura 2.1).
Ci sono varie tecniche per l’analisi in situ delle funzioni dei microrganismi
all’interno del loro ambiente, una di esse consiste nel selezionare i geni che
codificano per gli enzimi chiave di determinate vie metaboliche (geni funzionali) per
poi utilizzarli come marcatori filogenetici e funzionali per i rispettivi microrganismi.
Secondo tale approccio, si amplificano con la PCR dei frammenti dei geni selezionati
65
utilizzando specifici primers sul DNA estratto da un campione proveniente dal
WWTP. Al clonaggio ed al sequenziamento di tali frammenti, segue l’affiliazione
filogenetica attraverso l’analisi comparativa con le sequenze nucleotidiche dei
microrganismi conosciuti.
Fluorescent in situ hybridization per la caratterizzazione della comunita’
nitrificante in un mbr
I batteri nitrificanti sono molto diffusi in natura e si trovano distribuiti nel suolo
come negli habitat marini e d’acqua dolce. La loro presenza è di fondamentale
importanza per l’ambiente in quanto giocano un ruolo chiave nel ciclo
biogeochimico dell’azoto.
Il ciclo dell’azoto (Figura 2.6) si compone di quattro fasi ed è costituito da una lunga
sequenza di trasformazioni chimiche che portano l’azoto atmosferico ad essere prima
fissato sottoforma di composti organici nei tessuti di piante ed animali e nei
microrganismi (fissazione dell’azoto), per poi essere di nuovo liberato con
formazione di ammoniaca nell’ambiente (ammonificazione); tale ammoniaca viene
poi ossidata a nitrato dai batteri nitrificanti (nitrificazione) ed infine i nitrati vengono
riconvertiti in azoto atmosferico ad opera di batteri denitrificanti (denitrificazione).
66
Figura 2.6 Ciclo dell’azoto
I recenti studi molecolari hanno rivelato un’elevata biodiversità ed abbondanza di
batteri ammonio-ossidanti e nitrito-ossidanti scoprendo la presenza di numerose
specie non coltivabili in molti ecosistemi naturali ed artificiali.
Lo studio approfondito della fisiologia e delle funzioni ecologiche di questi
microrganismi aiuterà a comprendere meglio il meccanismo di trasformazione
dell’azoto in natura ed a migliorare le prestazioni degli WWTP nella rimozione dei
composti azotati.
I batteri nitrificanti sono infatti caratterizzati da una bassa velocità di crescita e sono
recalcitranti ai tentativi di coltivazione. A causa della loro sensibilità ai disturbi,
come la variazione di pH o della temperatura, si assiste spesso al collasso del
processo di nitrificazione negli WWTP civili e in particolar modo industriali.
67
Grazie all’avvento delle tecniche molecolari, negli ultimi dieci anni l’analisi dei
consorzi nitrificanti nei processi a fanghi attivi è stata al centro di numerosi ed
approfonditi studi. In questo capitolo viene velocemente presentato l’attuale
panorama conoscitivo riguardante i batteri nitrificanti negli WWTP.
I batteri nitrificanti nel trattamento delle acque reflue
La nitrificazione comporta prima l’ossidazione dell’ammoniaca (solitamente nella
forma di ione ammonio, NH4+) a nitrito (NO2-) e successivamente da nitrito a nitrato
(NO3-).
Le due reazioni sono catalizzate da due diverse comunità di batteri chemiolitotrofi
aerobici, i batteri ammonio-ossidanti (AOB o nitrosobatteri) ed i batteri nitritoossidanti (NOB o nitritobatteri), che nel loro complesso passano sotto il più generico
nome di batteri nitrificanti.
NH4+ + ¾ O2 ⎯AOB→ NO2- + H2O + 2H+
NO2- + ½ O2 ⎯NOB→ NO3-
NH4+ + 2 O2 → NO3- + H2O + 2H+
AOB: ossidano l’ammoniaca a nitrito e questo processo permette loro di ricavare
l’energia necessaria per la crescita. Questi microrganismi sono divisi in vari generi
tra cui: Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosovibrio, Nitrosolobus.
NOB: ricavano l’energia loro necessaria ossidando il nitrito a nitrato. A differenza
degli ammonio-ossidanti, non sono solo chemiolitotrofi ma possono essere anche
eterotrofi. In genere vengono considerati chemiotrofi o litotrofi facoltativi (Blackall
68
& Burrell, 1998). I principali generi di nitrobatteri sono: Nitrobacter, Nitrospina,
Nitrococcus, Nitrospira.
Tradizionalmente gli AOB presenti negli WWTPs vengono identificati con i
Nitrosomonas europea ma le analisi molecolari, condotte sui nitrificanti di fanghi
attivi e biofilms, mostrano l’esistenza di altri ammonio-ossidanti più importanti.
Nell’impianto industriale studiato da Juretshko et al. (1998) si riscontrò la presenza
di Nitrosomonas europea, ma risultarono dominanti i Nitrosococcus mobilis come
ammonio-ossidanti. Questi ultimi furono successivamente rilevati in quantità
consistente anche nel biofilm di un SBR per la nitrificazione (Daims et al., 2001b).
In contrasto con questi risultati quelli di Schramm et al. (1998) e di Coskuner et al.
(2002), i quali individuarono come AOB dominanti i Nitrosospira rispettivamente in
un reattore a letto fluidizzato in scala di laboratorio ed in un impianto a reflui civili.
E’ interessante notare come i risultati quantitativi della FISH indichino che gli AOB
di alcuni WWTPs sono dominati da una singola specie di batteri (Juretshko et al.,
1998), mentre in altri impianti coesistono fino a cinque differenti popolazioni di
ammonio-ossidanti tutti presenti in numero significativo (Daims et al., 2001b).
Per quanto riguarda gli NOB, fino a pochi anni fa era il genere Nitrobacter ad essere
considerato come il più importante nitrito-ossidante e la scoperta che tali batteri
potessero non esser individuati dalla FISH con le specifiche sonde in vari WWTPs
destò molto stupore (Wagner et al., 1996).
Usando il full-cycle rRNA approach è stata dimostrata la presenza dei Nitrospira,
batteri non colturabili, come nitrito-ossidanti (Juretshko et al., 1998; Daims et al.,
2001b; Okabe et al., 1999; Daims et al., 2000; Gieseke et al., 2001). L’importanza di
questi batteri nei WWTPs è stata confermata anche dagli studi di Burrell et al.
(1998).
E’ stato ipotizzato che la predominanza dei Nitrospira sui Nitrobacter, rilevata in
molti WWTPs, sia il riflesso della loro differente strategia di sopravvivenza (Schram
et al., 1999 b); nei reattori con basse concentrazioni di nitrito i Nitrospira prevalgono
nella competizione con i Nitrobacter mentre in quelli caratterizzati da concentrazioni
elevate è possibile la loro coesistenza (Daims et al., 2001 a; Coskuner et al., 2002).
69
Riassumendo, i recenti studi sui batteri nitrificanti dei fanghi attivi svolti con
l’ausilio della FISH e delle altre tecniche molecolari, hanno indicato che per quanto
riguarda i batteri ammonio-ossidanti non vi è ancora una precisa caratterizzazione
filogenetica e che l’importanza dei nitrito-ossidanti, ed in particolare di Nitrospira, è
stata spesso sottovalutata.
I batteri nitrificanti in un MBR
Come già evidenziato, la biologia dei sistemi MBR differisce da quella dei processi a
fanghi attivi convenzionali sia in termini di diversità microbiologica che di attività
batterica.
L’azione di barriera svolta dalla membrana e le condizioni di maggior stress
idrodinamico influiscono fortemente sulla composizione dei consorzi batterici
presenti nel sistema, favorendo lo sviluppo di ceppi batterici specifici per il refluo
trattato in grado di sopravvivere nonostante la diminuzione delle dimensioni dei
fiocchi e la loro destrutturazione.
Tali aspetti si riflettono ovviamente anche sulla composizione della comunità
nitrificante, che nei sistemi MBR può avere caratteristiche differenti da quelle
riscontrate nei processi a fanghi attivi tradizionali.
Urbain et al. (1998), all’interno di uno studio per lo sviluppo di un modello
matematico di simulazione dinamica per la previsione delle prestazioni e delle
dinamiche di sviluppo delle popolazioni in un sistema MBR, hanno verificato con
l’impiego della FISH l’andamento della presenza di AOB e NOB al variare del
tempo di residenza cellulare, evidenziando il progressivo aumento della frazione
nitrificante all’aumentare dell’età del fango, frazione in cui la percentuale del ceppo
Nitrobacter risulta maggiore di quella di Nitrosomonas.
Luxmy et al. (2000) hanno condotto un’analisi della diversità biologica di due
sistemi MBR in scala pilota e laboratorio tramite l’impiego combinato di FISH e
PCR-DGGE; essi hanno verificato:
•
la tendenza dei batteri nitrificanti a raccogliersi in cluster all’interno dei
fiocchi piuttosto che in unità isolate, preferendo la parte più profonda del
fiocco ed i fiocchi piccoli a quelli di dimensioni maggiori;
70
•
la predominanza dei β-Proteobatteri (13.92% rispetto al totale positivo alla
sonda EUB338) sugli α-Proteobatteri (12.69%) e sui γ-Proteobatteri (7.77%);
•
la predominanza, con una percentuale pari al 6.34% di NEU/EUB338, dei
batteri Nitrosomonas spp. alofili ed alotolleranti sugli altri gruppi di AOB;
•
la presenza di Nitrobacter spp anche in forma di cluster;
•
il valore dell’indice di diversità strutturale batterica di Shannon & Weaver
(1963), che evidenzia una diversità appena superiore del sistema MBR
rispetto ad uno convenzionale alimentato con lo stesso refluo.
Parzialmente in contrasto con i risultati sopra descritti sono quelli ottenuti da Witzig
et al. (2002) che, monitorando l’evoluzione della biomassa di un MBR a scala pilota
per il trattamento di reflui civili per un periodo di 380 giorni, non hanno rilevato
ceppi di Nitrosomonas e Nitrosospira. Dal loro studio risulta:
•
l’assenza di Nitrosomonas e Nitrosospira che, unitamente agli elevati
rendimenti di nitrificazione, ha indotto gli Autori a supporre l’esistenza di
ceppi eterotrofi nitrificanti o specie ammonio-ossidanti litoautotrofe non
rilevabili con le sonde oligonucleotidiche utilizzate;
•
l’assenza di Nitrobacter e la presenza, seppur contenuta, del ceppo Nitrospira
(<1% di tutti i batteri rilevabili) che sembra confermare la scarsa influenza
dei Nitrobacter nel processo di ossidazione del nitrito a nitrato già
evidenziata da molti studiosi tra i quali Wagner et al. (1996) e Schramm et al.
(1998);
•
la predominanza sulla biomassa dei membri dei β-Proteobatteri (percentuale
pari al 14-18% di BET42a/DAPI) seguiti dagli α-Proteobatteri (2-6%) e dai
γ-Proteobatteri (1-2%).
•
che la sonda EUB338, specifica per i Bacteria, visualizza soltanto il 40-50%
delle cellule totali individuate dal DAPI nei campioni proveninti dall’MBR,
contro l’80% visualizzato nei fanghi attivi tradizionali; gli Autori ipotizzano
che ciò derivi dall’alta concentrazione della biomassa nei sistemi MBR, la
quale usa l’energia per mantenere il proprio metabolismo e non per la crescita
e che pertanto presenta un maggior numero di cellule con un contenuto di
rRNA troppo basso per l’ibridazione con la sonda.
71
Sofia et al. (2004) hanno analizzato la comunità batterica coinvolta nella rimozione
dei composti azotati di un A/O MBR in scala di laboratorio osservando che:
•
i batteri nitrificanti tendono a raccogliersi in aggregati di caratteristiche
diverse a seconda delle specie che li costituiscono, tale tendenza risulta più
accentuata negli AOB;
•
la comunità batterica è dominata dai β-Proteobatteri, la cui quantità risulta
più del doppio di quella degli α−Proteobatteri e nove volte superiore a quella
dei γ-Proteobatteri;
•
la percentuale di batteri individuati dalla sonda EUB338 risulta piuttosto
bassa, aggirandosi intorno al 55% delle cellule totali;
•
la percentuale dei β-AOB è di poco superiore a quella di Nitrosospira spp., i
quali ne rappresentano il genere dominante;
•
Nitrosomonas (NSM156) e Nitrobacter (NIT3) risultano assenti;
•
Nitrospira spp. risultano dominare il gruppo NOB;
72
Materiali e metodi
Materiali
Soluzioni e reagenti
Le soluzioni ed i reagenti utilizzati, la loro composizione ed il metodo per la loro
preparazione sono stati scelti secondo il protocollo specificato dal Dipartimento di
Biologia Animale e Genetica Leo Pardi di Firenze, dove sono state eseguite le
analisi, e da Salvadori (2000).
In sostanza la procedura prevede l’utilizzo di:
PBS 30X
NaCl 5M
SDS 10%
TRIS-HCl 1 M
DAPI (4,6 diamino-2-fenilindolo)
EDTA 0,5 M
Soluzione fisiologica
Fissativi per la FISH
Fissativo Paraformaldeide
Fissativo Etanolo
Fissativo Formaldeide
Reattivi per ibridazione
Tampone di ibridazione al 5% di formammide
73
Tampone di lavaggio al 5% di formammide
Tampone di ibridazione al 20% di formammide
Tampone di lavaggio al 20% di formammide
Tampone di ibridazione al 35% di formammide
Tampone di lavaggio al 35% di formammide
Tampone di ibridazione al 40% di formammide
Tampone di lavaggio al 40% di formammide
Citifluor
Sonde utilizzate nella FISH
Abbiamo utilizzato undici sonde ad RNA con vari livelli di specificità le cui
caratteristiche sono indicate in Tabella 2.3.
Alcune di queste sonde necessitano del contemporaneo uso di sonde competitrici non
marcate che ne evitano l’ibridazione con siti simili a quelli bersaglio; le
caratteristiche delle competitrici sono indicate in Tabella 2.2.
Le sonde BET42a, GAM42a, GAM42_C1033, GAM42b hanno sito bersaglio
localizzato sul 23S rRNA sono; il sito bersaglio di tutte le altre è localizzato sul 16S
rRNA.
La miscela delle tre sonde GAM42a, GAM42b e GAM42_C1033 è denominata
GAM-mix.
Sonda
BET42a
GAM42a
BTWO23A
Comp-NIT3
Formamide
[%]
35
35
Sequenza
35
5’-GCCTTCCCACTTCGTTT-3’
5’-GCCTTCCCACATCGTTT-3’
5'-GAATTCCACCCCCCT CT-3'
40
5'-CCTGTGCTCCAGGCTCCG-3'
Tabella 2.2 Caratteristiche delle sonde non marcate usate come competitrici.
74
Sonda
Forma
mide
[%]
Gruppo
specifico
EUB338
20
Most Bacteria
Fluo
-
5’-GCTGCCTCCCGTAGGAGT- 3’
ALF968
20
αProteobatteri
Fluo
Cy3
5’-GGTAAGGTTCTGCGCGTT-3’
BET42a
35
βProteobatteri
Fluo
Cy3
5’-GCCTTCCCACTTCGTTT-3’
GAM42a
35
γProteobatteri
Fluo
Cy3
5’-GCCTTCCCACATCGTTT-3’
GAM42_
C1033
35
γProteobatteri
Fluo
Cy3
5’-GCCTTCCCACCTCGTTT-3’
GAM42b
35
γProteobatteri
Fluo
Cy3
5’-GCCTTTCCACATGGTTT-3’
BONE23
A
35
Nso1225
35
Nsm156
5
NEU
NIT3
β1-group of
Proteobatteri
β-proteobatteri
ammonio-ossidanti
Marcatura sul
5’
Sequenza
Cy3
5’-GAATTCCATCCCCCTCT-3’
Cy3
5'-CGCCATTGTATTACGTGTGA-3'
Nitrosomonas spp.,
Nitrosococcus
mobilis
Cy3
5'- TATTAGCACATCTTTCGAT-3'
40
Most halophilic and
halotolerant
Nitrosomonas spp
Cy3
5'- CCCCTCTGCTGCACTCTA -3'
40
Nitrobacter spp.
Cy3
5'- CCTGTGCTCCATGCTCCG -3'
Tabella 2.3 Caratteristiche delle sonde utilizzate
Metodi
Modalità di campionamento e conservazione
La raccolta del campione di fango attivo da analizzare può essere effettuata in
qualunque punto del bacino di aerazione evitando, se presenti, zone di ristagno.
Il materiale flottante non deve essere raccolto. È’ sufficiente prelevare 3 ml di
miscela aerata in tubi falcon da 50.
75
Durante il trasporto dall’impianto di depurazione al laboratorio di analisi non è
necessario alcun accorgimento particolare, purché non trascorrano più di otto ore; in
tal caso è conveniente ricorrere ad un refrigeratore portatile.
In laboratorio i campioni non analizzati vanno conservati in frigo a 4°C; se questi
provengono da impianti ad alto carico devono essere analizzati entro 3-4 giorni, se da
impianti a basso carico entro 8-10 giorni.
Fissaggio delle cellule
Cellule Gram-negative, fissaggio in paraformaldeide (metodo di Amann)
Si aggiungono 3 volumi di fissativo paraformaldeide ad 1 volume di campione e si
mantiene per 1-3 h a 4° C. Si fanno depositare le cellule fissate centrifugando (5000
x g) e si rimuove il fissativo. Si lavano le cellule in 1x PBS e si risospendono in 1x
PBS fino ad una concentrazione finale di 108 - 109 cell./ml. Si aggiunge un volume di
etanolo ghiacciato e si mescola.
Le cellule fissate possono essere messe sui vetrini o conservate in freezer a -20°C per
molti mesi.
Preparazione dei vetrini ed ibridazione
Immobilizzazione di cellule fissate sul vetrino semplice
Si diffondono 3 μl (7 μl in caso di colture pure) di sospensione di cellule fissate per
ciascuno degli otto pozzetti del vetrino e si fa asciugare all'aria (meglio sotto cappa).
Mentre si aspetta si prepara il tampone di ibridazione.
Si deidratano le cellule con passaggi successivi di tre minuti ciascuno, attraverso
lavaggi in etanolo al 50%, 80%, 98%; le soluzioni di etanolo vengono messe in tubi
falcon da 50 ml, dove vengono immersi verticalmente i vetrini. Si lascia asciugare
all’aria il vetrino per togliere l'etanolo.
I vetrini possono essere conservati all'asciutto, a temperatura ambiente, a lungo.
Immobilizzazione di cellule fissate sul vetrino con agarosio
Si riveste il vetrino con una soluzione allo 0,1% di agarosio ed allo 0,001% di cromo
potassio solfato immergendolo in essa per 5 secondi per poi lasciarlo asciugare in
posizione verticale. In tal modo si forma sul vetrino una sottilissima pellicola che
76
riduce il problema del distacco delle cellule durante le fasi della FISH. A questo
punto il procedimento è analogo al precedente.
Ibridazione cellulare
Si porta la camera d'ibridazione alla temperatura di 46°C. Si aggiungono in ciascun
pozzetto 10 μl di tampone d'ibridazione preparato all'istante; con il tampone di
ibridazione avanzato, si imbeve la carta assorbente che si ripone piegata in un
Falcon. Si aggiunge 1 μl di sonda (1,1 μl delle sonde competitrici) per ogni pozzetto
e si mettono i vetrini nel Falcon poggiandoli con il retro sulla carta assorbente.
Si chiudono i tubi Falcon e si trasferiscono velocemente in stufa a 46°C dove si
lasciano in posizione orizzontale per 1-2 h.
Si prepara il tampone di lavaggio e si incuba a 48°C.
Si tolgono i Falcon dalla stufa e si ferma immediatamente l'ibridazione:
con le pinzette si prende il vetrino e, tenendolo inclinato, si fa scorrere sopra un po'
di tampone di lavaggio preriscaldato alla temperatura d'ibridazione.
Si trasferisce il vetrino nel Falcon riempito con 50 ml di tampone di lavaggio e si
mette il Falcon in un bagnetto a 48°C per 15-20 min.
Si sciacqua il vetrino con acqua distillata facendo scorrere sui pozzetti circa 2 ml di
dH2O con una pipetta Gilson e si lascia asciugare all’aria.
Si aggiungono in ciascun pozzetto 5 μl di Washing buffer e 1 μl di DAPI (1μg/μl). Si
incuba 5’ a temperatura ambiente. Si sciacqua il vetrino con acqua distillata facendo
scorrere sui pozzetti circa 2 ml di dH2O con una pipetta Gilson e si lascia asciugare
all’aria.
Sotto cappa e con i guanti si aggiunge il Citifluor al centro del vetrino, si copre con il
coprioggetti, premendo leggermente ed evitando la formazione di bolle d'aria; in tal
modo il citifluor diffonde nei pozzetti.
Per conservare i vetrini già visti al microscopio è necessario togliere il coprioggetti,
eliminare il Citifluor asciugando con aria compressa, e mettere i vetrini in un tubo
Falcon pulito, che viene poi mantenuto a -20°C.
77
Osservazione dei vetrini
I vetrini sono stati osservati con un microscopio ad epifluorescenza LEICA DM L
(Leica Microsystems Wetzlar GmbG, Germany) equipaggiato con un obiettivo per
immersione con olio N pLAN e una lampada a mercurio da 50W.
Ciascun vetrino è stato fotografato con una macchina digitale Fuji S1 PRO istallata
sul microscopio; il pozzetto è composto da circa 300 campi. Ogni pozzetto è stato
esaminato completamente per avere un'idea della distribuzione dei microrganismi e
per ogni pozzetto sono stati fotografati 10 campi consecutivi in una zona che ne
rispecchiasse la situazione generale. Nel seguito, con la parola campo, si
indicherà la porzione di pozzetto presente in una singola foto.
Ogni campo è stato fotografato tre volte: con il filtro per rilevare il Cy3 (arancione),
con quello per rilevare la Fluoresceina (verde) e con quello per rilevare il DAPI
(blu).
Attivita’ sperimentale e risultati
Le coppie di campione di mixed liquor sono state prelevate uno dalla vasca
d’ossidazione dell’impianto pilota MBR-Zenon (CD-mbr) e l’altro dalla canaletta di
ricircolo dei fanghi dell’impianto Cuoio Depur che, dalla vasca d’ossidazione
tradizionale, li porta alla vasca per la denitro (CD-ox). Il primo campionamento (CDmbr1 e CD-ox1) è stato effettuato il 10 Giugno 2005 mentre il secondo (DC-mbr2 e
CD-ox2) il 24 Novembre 2005. Entrambe i campionamenti sono stati eseguiti in
periodi in cui l’efficienza di abbattimento dell’azoto ammoniacale dell’impianto
pilota risultava elevato (Tabelle 2.4 e 2.5).
Ingresso
Permeato
Abbattimento
Data
N-NH4+
N-NH4+
30-mag-05
03-giu-05
06-giu-05
09-giu-05
13-giu-05
16-giu-05
20-giu-05
23-giu-05
[mg/L]
182
134
186
112
128
106
164
152
[mg/L]
3.5
2.9
3.9
3.2
3.2
3.3
3.7
2.6
N-NH4+
[%]
98.1
97.8
97.9
97.1
97.5
96.9
97.9
98.3
Tabella 2.4 Concentrazione di N-NH4+ in ingresso ed in uscita e relativa efficienza di
abbattimento dell’impianto pilota nel periodo del primo campionamento.
78
Ingresso N-NH4+ [mg/L]
Permeato N-NH4+ [mg/L]
Abbattimento N-NH4+ [%]
100.0
200
180
80.0
160
140
60.0
[%]
N [mg/L]
120
100
80
40.0
60
40
20.0
20
u
-g
i
23
-g
iu
21
-g
iu
19
u
-g
i
17
-g
i
u
u
15
13
-g
i
-g
iu
u
9gi
11
u
7gi
u
3gi
5gi
u
u
0.0
1gi
30
-m
ag
0
t [d]
Figura 2.7 Concentrazione di N-NH4+ in ingresso ed in uscita e relativa efficienza di abbattimento
dell’impianto pilota, Giugno 2005.
Data
10-nov-05
16-nov-05
21-nov-05
24-nov-05
28-nov-05
01-dic-05
07-dic-05
12-dic-05
Ingresso
N-NH4+
[mg/L]
51.5
129.5
156.6
124.2
126
64.8
90
75.6
Permeato
N-NH4+
[mg/L]
1.3
5.4
0.8
0.7
0.45
0.45
0.5
1.8
Abbattimento
N-NH4+
[%]
97.5
95.8
99.5
99.4
99.6
99.3
99.4
97.6
Tabella 2.5 Concentrazione di N-NH4+ in ingresso ed in uscita e relativa efficienza di
abbattimento dell’impianto pilota nel periodo del secondo campionamento.
79
Ingresso N-NH4+ [mg/L]
Permeato N-NH4+ [mg/L]
Abbattimento N-NH4+ [%]
200
100.0
180
160
80.0
120
60.0
[%]
N-NH4+ [mg/L]
140
100
80
40.0
60
40
20.0
20
0.0
10
-
no
12 v
-n
o
14 v
-n
o
16 v
-n
o
18 v
-n
o
20 v
-n
o
22 v
-n
o
24 v
-n
o
26 v
-n
o
28 v
-n
o
30 v
-n
ov
2di
c
4di
c
6di
c
8di
c
10
-d
ic
12
-d
ic
0
t [d]
Figura 2.8 Concentrazione di N-NH4+ in ingresso ed in uscita e relativa efficienza di abbattimento
dell’impianto pilota nel periodo del secondo campionamento.
Prime analisi dei campioni CD-mbr1 e CD-ox1
Prima di procedere con il ciclo di FISH diretto all’individuazione di specifici generi
batterici, è stata svolta un’indagine preliminare sui campioni CD-mbr1 e CD-ox1 per
capire quale fosse l’abbondanza degli a-, b-, b1- e g- Proteobatteri e per provare le
sonde.
DOMINIO
REGNO
PHYLUM
CLASSE
ORDINE
FAMIGLIA
α-Proteobacteria
Rhizobiales
Bradyrhizobiaceae
GENERE
Nitrobacter spp.
Procarioti
Bacteria
Proteobacteria
β-Proteobacteria
Nitrosomonadales
Nitrosomonadaceae
Nitrosomonas spp.
Nitrosospira spp.
γ-Proteobacteria
-
Tabella 2.6 Schema della tassonomia batterica dei Proteobatteri di nostro interesse.
Si è così proseguito preparando quattro pozzetti per campione, applicandovi il DAPI
ed ibridando ognuno di essi con due sonde a specificità gerarchica secondo le
seguenti quattro prove:
80
•
ALF968cy3 / EUB338fl / DAPI
•
BET42a cy3 + GAM42a / EUB338fl / DAPI
•
GAMmix cy3 + BET42a / EUB338fl / DAPI
•
BONE23A cy3 + BTWO23A / BET42a fl + GAM42a / DAPI
Esaminando i vetrini così trattati al microscopio ad epifluorescenza è subito stato
chiaro che c’erano dei problemi di resa legati all’elevata autofluorescenza dei
campioni, in particolare quella nel verde che non permette di utilizzare il
fluorocromo fluoresceina (Figura 2.9).
10μm
Figura 2.9 Campione di fango visto al microscopio ad epifluorescenza con il filtro per il
verde ed ingrandimento 100X: il campione è fluorescente nonostante l’assenza di
fluorocromi.
Nonostante l’autofluerescenza, si osserva che le oggettive difficoltà di conteggio
delle cellule ibridate con le sonde e di quelle colorate dal DAPI non ci hanno
permesso di condurre un’analisi semi-quantitativa dei campioni. Oltre al problema
dell’autofluorescenza, infatti, i fiocchi analizzati sono caratterizzati da una
considerevole consistenza e compattezza che si traduce nella sovrapposizione del
segnale fluorescente di più cellule. Praticamente si visualizzano delle nebulose
colorate all’interno delle quali è impossibile distinguere le singole cellule, se non
81
parte di quelle in superficie. E stato comunque possibile osservare qualitativamente
le differenze tra i ceppi presenti in superficie sui due tipi di fango. Per risolvere il
problema dell’autofluorescenza è stato messo a punto un protocollo di distacco dei
batteri utilizzando Nycodenz®. Nycodenz® è un prodotto chimico in polvere che
serve ad isolare le particelle biologiche dal resto del campione oggetto dell’analisi
tramite la centrifugazione. Grazie al gradiente di densità che si instaura nel campione
diluito in una soluzione acquosa di Nycodenz® di densità di 1,3 mg/ml, è possibile
separare i batteri dal fiocco per centrifugazione.
FISH sui campioni CD-mbr e CD-ox
Effettuato il distacco batteri/fiocco sui campioni del primo e del secondo prelievo,
abbiamo eseguito il seguente ciclo di FISH su CD-mbr1, CD-mbr2, CD-ox1 e CDox2:
•
ALF968cy3 / EUB338fl / DAPI
•
BET42a cy3 + GAM42a / EUB338fl / DAPI
•
GAMmix cy3 + BET42a / EUB338fl / DAPI
•
Nso1225 cy3 / BET42a fl + GAM42a/ DAPI
•
NEU cy3 / BET42a fl + GAM42a / DAPI.
10μm
In Tabella 2.7 sono riassunti i risultati delle stime semiquantitative ottenute su tali
campioni con le sonde per gli a-, b- e g- Proteobatteri, per i quali è stato possibile
effettuare la conta.
Batteri positivi all'ibridazione
[%]
CD-mbr
CD-ox
Proteobatteri
Sonda/e
I prelievo
II prelievo
II prelievo
I prelievo
ALF968
68.6a – 12.0b
87.5 a – 52.0b
35.1a – 24.4b
26.2a – 13.3b
α
BET42a
27.9a – 7.3b
14.9a – 5.6b
29.6a – 10.6b
19.8a – 8.6b
β
a
b
a
b
a
b
GAMmix
16.5 – 5.5
8.2 – 3.2
7.9 – 3.3
qn
γ
a: percentuale calcolata rispetto al totale dei batteri EUB338-positivi.
b: percentuale calcolata rispetto al totale dei microrganismi DAPI-positivi.
qn: quasi nulla.
Tabella 2.7 Schema riassuntivo delle stime semiquantitative ottenute con la FISH.
82
ALF968cy3
10ìm
EUB338fl
10ìm
DAPI
10ìm
Figura 2.10 Campo di CD-ox1 ibridato con ALF968cy3 / EUB338fl / DAPI.
83
Gli esiti della conta confermano la predominanza degli a-Proteobatteri sui b-e gProteobatteri, già osservata nelle analisi preliminari dei campioni del primo prelievo.
Tale predominanza risulta molto accentuata nell’impianto MBR rispetto all’impianto
tradizionale, a sottolineare una prima evidente differenza tra i due sistemi.
La percentuale di b-Proteobatteri risulta maggiore di quella di g-Proteobatteri in
entrambe gli impianti. Interessante notare che la quantità di b-Proteobatteri è
lievemente maggiore nella vasca d’ossidazione dell’impianto tradizionale; al
contrario, la quantità di g-Proteobatteri risulta notevolmente maggiore nell’impianto
MBR. Ciò potrebbe suggerire una differente composizione della comunità ammonio
ossidante nei due impianti: la scarsa presenza di b-Proteobatteri nell’MBR rispetto
all’impianto tradizionale ed ai valori riportati in letteratura, visti gli alti rendimenti di
nitrificazione, potrebbe essere compensata da una maggior presenza di AOB
appartenenti ai g-Proteobatteri. Nell’impianto tradizionale, sono invece gli AOB
appartenenti
ai
b-Proteobatteri
i
maggiori
responsabili
dell’ossidazione
dell’ammonio, essendo addirittura quasi nulla la percentuale di g-Proteobatteri
riscontrata nel secondo campionamento.
La particolare distribuzione quantitativa di a-, b- e g-Proteobatteri osservata nei
campioni, differisce da quella riportata nella letteratura presa in esame durante lo
svolgimento del presente lavoro di tesi. In essa, infatti, è sempre stata rilevata la
predominanza dei b–Proteobatteri sulle altre due classi, sia che i fanghi provenissero
da impianti tradizionali alimentati con reflui civili e/o industriali, sia che
provenissero da impianti con tecnologia MBR alimentati con reflui civili.
Alla base di questa particolare caratteristica, osservata nella composizione della
biomassa nitrificante dei nostri impianti, potrebbe esservi l’origine conciaria del
refluo con cui sono alimentati. Le complesse caratteristiche dell’alimento, ricco di
sostanze inibenti tra le quali i tannini, e l’elevata variabilità temporale del suo carico
inquinante, devono aver influito sulla selezione della biomassa nitrificante,
favorendo la crescita degli a- Proteobatteri che, evidentemente, si sono adattati
meglio delle altre classi alle condizioni ambientali presenti nei due impianti. Nel
caso dell’impianto pilota MBR, tali condizioni, associate al completo trattenimento
della biomassa operato dalla membrana, hanno determinato una netta supremazia
degli a-Proteobatteri sui b-e g-Proteobatteri.
84
Nel campione CD-mbr1 si osserva una discrepanza tra la percentuale di
ALF968/EUB338 (68.6%) e di ALF968/DAPI (12.0%) rispetto all’andamento di tali
percentuali stimate negli altri campioni. Confrontando i valori percentuali di
EUB338/DAPI ottenuti nelle varie prove (Tabella 7.7), si nota come questi siano
eccessivamente bassi nella FISH ALF968cy3 / EUB338fl / DAPI, effettuata sul
campione CD-mbr1; tale valore non si considera attendibile, pertanto la percentuale
di ALF968/DAPI calcolata per CD-mbr1 non è stata presa in considerazione. La
difformità di tale dato dal resto dei risultati, potrebbe esser legata alla minor
rappresentatività dell’aliquota di CD-mbr1 utilizzata nella prova
ALF968cy3 /
EUB338fl / DAPI, dove si riscontra la presenza di un totale di circa 700
microrganismi contro gli oltre 1100 contati negli altri campioni. Questa difformità
non invalida la stima di ALF968/EUB338.
EUB338 / DAPI
[%]
CD-mbr
Sonda/e
ALF968
BET42a
GAMmix
I prelievo
17.5
26.3
33.6
CD-ox
II prelievo
59.4
37.9
39.3
I prelievo
69.5
36.6
42.3
II prelievo
50.8
47.3
non calcolata
Tabella 2.8 Stime semiquantitative di Bacteria EUB338-positivi calcolate rispetto al totale
dei microrganismi DAPI-positivi ottenute con la FISH.
Nel complesso, osservando i risultati riassunti in Tabella 7.6, si nota che le
percentuali di EUB338/DAPI ottenute nel corso delle varie FISH seguono un
andamento poco coerente: all’interno delle aliquote appartenenti ad uno stesso
campione, ci si aspetterebbe di trovare percentuali di Bacteria simili e non così
altalenanti. Alla base di ciò potrebbe esserci una disomogeneità spaziale dei
campioni d’origine delle aliquote in seguito alla procedura di distacco dei batteri; tale
ipotesi sarebbe confermata anche dall’elevata variabilità del numero di cellule totali
presenti in ciascuna di esse.
L’incoerenza dei valori di EUB338/DAPI ottenuti non invalidano quelli
sonda/EUB338.
In Tabella 7.8 sono riassunti i risultati derivanti dall’osservazione dei campioni
ibridati con le sonde di gruppo. In questo caso non è stato possibile eseguire una
85
stima semiquantitativa dei batteri positivi all’ibridazione: le cellule positive sono
molto scarse ed i singoli campi sono poco rappresentativi ai fini di una conta
significativa.
Proteobatteri
Sonda/e
β ammonio-ox
Nso1225
Nitrosomonas
spp. alofili ed
alotolleranti
NEU
Batteri positivi all'ibridazione
CD-mbr
CD-ox
I prelievo
II prelievo
II prelievo
I prelievo
1 cellula in 2
1 cellula in 22
1 cellula in 4
assenti
campi su 300
campi su 300
campi su 300
1/4 cellule,
anche a gruppi, 1 cellula in 3
1 cellula in 2
assenti
campi su 300
in 20 campi su campi su 300
300
Tabella 2.9Risultati della FISH con le sonde di gruppo.
Alla luce dei risultati semiquantitativi sopra discussi, si ritiene altamente improbabile
una presenza così esigua di b-ammonio ossidanti; in particolare nella vasca
d’ossidazione tradizionale, i cui fanghi sono caratterizzati da una scarsissima
presenza di g-Proteobatteri, ciò non risulta compatibile con le alte efficienze di
rimozione dell’azoto misurate nei periodi in cui sono stati prelevati i campioni
dall’impianto. Per quanto riguarda l’impianto MBR, i dati ottenuti sono inconsistenti,
in quanto l’obiettiva presenza di β ammonio-ox e Nitrosomonas spp. alofili ed
alotolleranti è stata dimostrata con il primo ciclo di FISH sul campione CD-mbr1
(Paragrafo 7.2 e Tabella 7.5).
L’inconsistenza dei risultati della FISH, eseguita con le sonde di gruppo Nso1225 e
NEU sui campioni a seguito del protocollo di distacco, potrebbe dipendere da un
limitato distacco dal fiocco dei batteri ad esse positivi. Molto probabile però, che alla
base del problema, ci sia semplicemente una disomogeneità del campione trattato
con Nycodenz: il numero di cellule totali presenti nelle aliquote analizzate con tali
sonde è piuttosto limitato, la loro quantità è poco rappresentativa.
Se però la prima ipotesi fosse confermata, anche la frazione di b-Proteobatteri,
rilevata con la sonda BET42a, sarebbe stata sottostimata a causa dell’ inefficienza del
protocollo di distacco nei confronti di tale classe di batteri.
Osservazione dei fiocchi di fango
86
Con un ingrandimento 20X, abbiamo esaminato al microscopio i campioni
semplicemente fissati sui vetrini.
I fiocchi del primo prelievo (Figura 2.10) sono molto spessi e di dimensioni mediograndi; tali caratteristiche sono lievemente più accentuate nei fanghi attivi
dell’impianto tradizionale, nei quali si riscontra un’abbondante presenza di
filamentosi.
I fiocchi del secondo prelievo (Figura 2.11) presentano dimensioni e spessore
leggermente minori rispetto a quelli del primo; anche questa volta i fiocchi
dell’impianto MBR sono meno spessi di quelli del tradizionale, dove i batteri
filamentosi sono più abbondanti.
87
Figura 2.10 Campione CD-mbr1 (sopra) e CD-ox1 (sotto).
88
Figura 2.11 Campione CD-mbr2 (sopra) e CD-ox2 (sotto).
89
Conclusioni
La ricerca condotta nel presente lavoro di tesi era finalizzata alla caratterizzazione
della biomassa nitrificante presente in un impianto pilota con tecnologia MBR,
adibito al trattamento di acque reflue conciarie miste a civili.
Tale caratterizzazione è stata eseguita sottoponendo campioni di fanghi attivi alla
Fluorescent In Situ Hybridization (FISH), analisi molecolari atte a individuare e
quantificare la presenza di specifici microrganismi.
In seguito ad una approfondita ricerca bibliografica, abbiamo deciso di eseguire la
FISH utilizzando una sonda specifica per i Batteri (EUB338), delle sonde classespecifiche per individuare gli α-, β- e γ- Proteobatteri (ALF968, BET42a, GAMmix
rispettivamente), due sonde di gruppo specifiche per i β-ammonio ossidanti
(Nso1225) e per i Nitrosomonas spp. alofili ed alotolleranti (NEU) ed infine due
sonde genere-specifiche per Nitrobacter spp. (NIT3) e per Nitrosomonas spp. e
Nitrosococcus mobilis (Nsm156).
L’osservazione dei campioni ibridati è stata svolta con un microscopio ad
epifluorescenza, non adatto a
stime quantitative precise. Sono state pertanto
effettuate stime semiquantitative, dove possibile, ed osservazioni complessive, per
descrivere l’abbondanza dei batteri positivi alle sonde. Nelle stime semiquantitative,
il numero di cellule ibridate con le sonde è stata rapportata al numero di batteri
(EUB338) o a quello del totale dei microrganismi (DAPI) presenti nel campione
analizzato. I conteggi sono stati
eseguiti prendendo in considerazione almeno 10
campi per ciascuna FISH.
Le analisi sono state fatte in parallelo, non solo sui campioni provenienti dalla vasca
d’ossidazione dell’impianto pilota MBR-Zenon (CD-mbr), ma anche su quelli
provenienti dalla vasca d’ossidazione di un impianto tradizionale in scala reale (CDox). Tale scelta operativa a seguito delle analogie esistenti tra i due impianti, che ci
hanno permesso di osservare come la sostituzione dell’unità di sedimentazione
90
biologica con un sistema a membrane sommerse influisca sulla biomassa nitrificante.
I campioni, due per impianto, sono stati prelevati in periodi in cui si registrava
un’elevata efficienza di rimozione dei composti azotati.
A causa della complessa matrice dei fiocchi e della loro elevata consistenza e
compattezza, è stato necessario mettere a punto un protocollo di distacco dei batteri
dal resto del fiocco che minimizzasse il problema dell’autofluorescenza dei
campioni.
I risultati delle ibridazioni sui campioni di fanghi attivi hanno messo in evidenza una
predominanza degli α- Proteobatteri sui β- e γ- Proteobatteri
in entrambe gli
impianti; essa appare particolarmente marcata nel pilota MBR, a sottolineare una
prima differenza tra i due sistemi. La percentuale di b-Proteobatteri risulta maggiore
di quella di g-Proteobatteri in entrambe gli impianti; questi ultimi sono
particolarmente scarsi nell’impianto tradizionale, ciò suggerisce che la maggior parte
dell’ossidazione dell’ammonio è qui svolta da AOB appartenenti ai b-Proteobatteri.
Differente invece la composizione degli AOB nel pilota MBR, dove la minor
quantità di b-Proteobatteri rispetto al tradizionale, è compensata da una maggiore
presenza di g-Proteobatteri.
La predominanza degli α- Proteobatteri, osservata in ogni campione da noi
analizzato, differisce da tutti studi su WWTPs riportati nella letteratura citata in
questa tesi. Le complesse caratteristiche dell’alimento, ricco di sostanze inibenti tra
le quali i tannini, e l’elevata variabilità temporale del suo carico inquinante, devono
aver influito sulla selezione della biomassa nitrificante, favorendo la crescita degli aProteobatteri e determinandone la supremazia sulle altre due classi.
In entrambe gli impianti, è stata osservata la tendenza dei β −ammonio ossidanti a
formare aggregati: nell’MBR essi si trovano anche sulla superficie dei fiocchi,
mentre nel tradizionale essi sono localizzati nel suo interno. Tale differenza risiede
probabilmente nella destrutturazione dei fiocchi dovuta allo stress idrodinamico al
quale sono sottoposti i fanghi del pilota.
91
Al contrario dei Nitrosomonas spp. alofili ed alotolleranti (NEU), regolarmente
presenti sottoforma di aggregati sulla superficie dei fiocchi dell’MBR e
plausibilmente presenti nelle profondità del fiocco nell’impianto tradizionale, la
presenza di Nitrosomonas spp. e Nitrosococcus mobilis (Nsm156) non è stata rilevata
sulla superficie dei fiocchi di nessuno dei due impianti. Risulta verosimile l’ipotesi
che Nitrosomonas spp. e Nitrosococcus mobilis non siano in essi presenti in quantità
significative. Dalle analisi risulta inoltre come i β −ammonio ossidanti dell’MBR
siano in larga parte costituiti da Nitrosomonas spp. alofili ed alotolleranti, ciò a
confermare la suddetta ipotesi.
Poco si può dire sui Nitrobacter, i quali risultano molto scarsi sulla superficie dei
fiocchi di entrambe gli impianti, e per la cui determinazione non sono state eseguite
analisi sufficienti. E’ possibile che essi si trovino all’interno dei fiocchi come che la
loro presenza non sia quantitativamente significativa nella biomassa nitrificante
studiata.
Alla luce degli interessanti risultati ottenuti con il presente lavoro di tesi, si sottolinea
la necessità di proseguire lo studio con ulteriori analisi sulla biomassa nitrificante,
che permettano di approfondirne la caratterizzazione e di verificare le ipotesi qui
esposte.
Approfondire le conoscenze sulla frazione nitrificante, ma più in generale sulla
comunità microbica che catalizza le reazioni biochimiche di degradazione degli
inquinanti nei processi a fanghi attivi, significa avere uno strumento in più per
monitorarne il funzionamento ed ottimizzarlo.
92
EFFETTO DELL’APPLICAZIONE DEL
BIOREATTORE A MEMBRANE SUL
TRATTAMENTO TERZIARIO
Introduzione
In tutti gli impianti con trattamento secondario del liquame, l’abbattimento dei solidi
sospesi che si attua nella sedimentazione secondaria risulta non perfetto ed è per
questo che nel caso in cui interessi un effluente molto limpido e con COD più
ridotto, si ricorre a trattamenti di affinamento, aventi lo scopo di rimuovere buona
parte di quelle particelle sospese sfuggite nella fase di sedimentazione e di ottenere
un netto miglioramento della qualità dell’effluente.
In questo capitolo si analizzerà il trattamento terziario in rapporto all’applicazione di
un sistema MBR al processo biologico. Scopo dello studio è capire se tale sistema
comporti dei benefici per i trattamenti a valle.
Dato che il permeato in uscita dalle membrane mostra una notevole presenza di
colloidi, è stato preso in considerazione il trattamento chimico di chiariflocculazione,
capace di abbattere tali sostanze, cercando di capire sia in termini di abbattimento di
COD che economici, se il sistema MBR porta miglioramenti in questo trattamento.
Per affrontare questo problema sono state fatte prove sperimentali sul permeato
dell’impianto pilota Zenon, seguendo le modalità che avvengono nell’impianto in
scala reale. Il trattamento terziario dell’impianto Cuoiodepur è costituito da un
processo di chiariflocculazione, tramite il quale viene abbattuta l’ultima frazione di
COD al fine di rientrare nei limiti prescritti dalla normativa. Vengono dosati reagenti
quali cloruro ferroso (FeCl2), calce e polielettrolita. Dal processo si ricava un
consistente quantitativo di fango terziario che viene convogliato alla linea di
trattamento fanghi.
93
Tra le particelle presenti all’interno delle acque reflue, quelle di natura colloidale non
possono essere rimosse per sedimentazione in tempi ragionevoli, per cui è necessario
adottare per esse metodi chimici (utilizzando coagulanti chimici e coadiuvanti della
flocculazione) per consentirne la rimozione.
L’eliminazione dei solidi avviene quindi mediante un trattamento chimico-fisico che
sfrutta l’azione di due tipi diversi di sostanze, dette coagulanti, di natura organica o
inorganica. La loro azione viene svolta in due fasi: nella prima, chiamata
coagulazione, vengono destabilizzati i colloidi rendendo più facile la formazione di
agglomerati voluminosi; nella seconda fase, chiamata flocculazione, gli aggregati
continuano ad ingrossarsi fino a diventare sedimentabili; in questi processi un ruolo
fondamentale è svolto dal pH, questo infatti deve essere adeguatamente regolato in
base alle caratteristiche dei vari agenti coagulanti e flocculanti.
La coagulazione consiste quindi nella destabilizzazione delle cariche presenti nei
colloidi e nella formazione di coaguli che permettono di adsorbire le sostanze solide
in sospensione. I fiocchi creati mediante coagulazione non presentano dimensioni tali
da consentire una decantazione in tempi ragionevoli; necessitano quindi di un
secondo trattamento mediante aggiunta di agenti flocculanti allo scopo di legarli
mediante fenomeni di adsorbimento in agglomerati di dimensioni maggiori.
Le prove di chiariflocculazione
Le prove sono state effettuate secondo le procedure operative utilizzate nel settore
terziario presso l'impianto Cuoiodepur, ovvero utilizzando il cloruro ferroso (FeCl2)
come coagulante, un polielettrolita anionico (Magnafloc 2025/B) come flocculante e
la calce per portare il pH al valore ottimale.
Tali prove sono state eseguite sia sul permeato Zenon sia sull’uscita del biologico
della Cuoiodepur per confrontare i risultati ottenibili nei due reflui con un
trattamento terziario.
La procedura utilizzata per la determinazione del dosaggio ottimale di coagulante, ha
previsto l’utilizzo del Jar-test per simulare la fase di chiariflocculazione in scala di
laboratorio. Il principio fondamentale di queste prove è stato quello di riprodurre più
fedelmente possibile le condizioni operative dell’impianto.
94
Reazioni chimiche coinvolte
In seguito viene presentata la reazione di precipitazione chimica, con l’impiego di
cloruro ferroso (FeCl2) e calce, che avviene nell’impianto Cuoiodepur. Questo è il
caso in cui il cloruro ferroso non può essere utilizzato quale unico agente di
precipitazione, ma è necessario aggiungere della calce allo scopo di dar luogo alla
formazione di un precipitato. Per effetto dell’aggiunta di solo cloruro ferroso hanno
luogo le seguenti reazioni:
FeCl 2 + Ca ( HCO3 ) 2 ⇔ Fe( HCO3 ) 2 + CaCl 2
Fe( HCO3 ) 2 ⇒ Fe(OH ) 2 + CO2
se l’alcalinità del refluo non risulta sufficiente viene aggiunto un eccesso di calce,
che da luogo alla seguente reazione:
Fe( HCO3 ) + 2Ca (OH ) 2 ⇔ Fe(OH ) 2 + 2CaCO3 + 2 H 2 O
l’idrossido ferroso può essere successivamente ossidato dall’ossigeno disciolto
all’interno del refluo a idrossido ferrico, che costituisce la forma finale desiderata,
secondo la reazione:
1
1
Fe(OH ) 2 + O2 + H 2 O ⇔ Fe(OH ) 3
4
2
Il Jar-test
L’efficacia della flocculazione e della sedimentazione possono essere determinate su
scala di laboratorio in un Jar-test. Questa è infatti una procedura che simula i processi
e consente di valutarne i rendimenti in base alla torbidità residua.
Il Jar-test è lo strumento più comunemente usato anche per la scelta e il dosaggio del
reattivo e dell’adiuvante di flocculazione, per la determinazione del pH ottimale e del
punto di aggiunta sia degli adiuvanti di flocculazione, sia dei prodotti chimici
‘aggiustatori di pH’, per l’ottimizzazione dell’energia di miscelazione e dei tempi,
per la determinazione della diluizione di reattivo, etc.
Un apparato di laboratorio per Jar-test è composto da più contenitori standard
(beaker) e da un numero uguale di agitatori con palette, a velocità regolabile.
95
Fig 2.12 - Jar-test
Un tipico Jar-test per l’ottimizzazione del dosaggio include i seguenti passi:
-
in una prima fase avviene la miscelazione rapida del refluo e vengono
aggiunti i dosaggi nei vari beaker contenenti 1 litro dello stesso refluo;
l’iniezione del reattivo prescelto avviene in ogni beaker vicino alle palette per
la miscelazione;
-
si continua con una miscelazione rapida comunemente intorno ai 100 giri al
minuto;
-
segue una miscelazione lenta della sospensione a 25-35 giri al minuto;
-
a questo punto viene spenta la miscelazione per permettere ai fiocchi di
sedimentare;
-
una volta completata la sedimentazione, per effettuare le misurazioni
necessarie vengono estratti dei campioni dalle soluzioni, con apposite
siringhe, appena al di sotto della superficie del refluo.
Lo svolgimento delle prove
In ogni prova un litro di refluo è stato sottoposto ad agitazione dopo l’aggiunta del
coagulante, il cloruro ferroso (FeCl2), di una soluzione con titolo di Fe2+ del 10% e
densità 1,2g/L, in concentrazione diversa per ogni recipiente in modo da valutare
quella che meglio lo chiarificava; è stato scelto di dosare il cloruro ferroso nelle
seguenti concentrazioni: 60 mg/L, 120 mg/L e 240 mg/L.
96
A questo punto si accendeva lo strumento ad una velocità molto alta e si introduceva
nel beaker la sonda per la misurazione del pH; dal momento che questo processo si
deve svolgere ad un pH=11 è stata aggiunta della calce in quantità tale da arrivare al
pH richiesto.
Una volta che il pH si è stabilizzato al valore richiesto, è stata aggiunta una goccia di
polielettrolita anionico, il quale agendo sulle particelle in sospensione, annulla le loro
cariche elettriche favorendone l’agglomerazione e quindi l’aumento della massa e
della velocità di sedimentazione.
Dopo aver aggiunto il polielettrolita si è continuato ad agitare ad una velocità
minore (25-35 giri al minuto) per qualche minuto, dopodiché si è spento l’agitatore
in modo da far sedimentare completamente i fIocchi che si formavano.
Completata la sedimentazione si è filtrato su carta (0,45 μm) il chiarificato ottenuto e
ne è stato misurato il COD; tale misura è stata fatta con i kit, eseguendo la prova
lenta a 180°C con una durata di due ore.
Nella prima prova si sono ottenuti valori insignificanti che non sono stati utilizzati
nell’analisi dei risultati dal momento che all’inizio non abbiamo tenuto in
considerazione che i reflui di origine conciaria sono caratterizzati da un elevato
contenuto di cloruri, i quali se non sono opportunamente inibiti, determinano una
richiesta chimica aggiuntiva di ossigeno. Per questo motivo dalla seconda prova in
poi in ogni provetta è stata aggiunta una quantità di solfato di mercurio (HgSO4)
sufficiente ad inibire questa richiesta chimica di ossigeno da parte dei cloruri.
Di seguito si riportano i risultati ottenuti nelle varie prove effettuate sul permeato
Zenon con i relativi grafici; in ogni tabella è stata usata la seguente nomenclatura per
i campioni analizzati:
Z
= permeato Zenon tal quale
Z60
= permeato Zenon con 60 mg/L di Fe2+, filtrato su carta;
Z120 = permeato Zenon con 120 mg/L di Fe2+, filtrato su carta;
Z240 = permeato Zenon con 240 mg/L di Fe2+, filtrato su carta;
97
29 novembre
6 dicembre
12 dicembre
21 dicembre
31 gennaio
Valori medi
Prove su pilota Zenon
COD [mg/L]
Abbattimenti [%]
Z
370
Z60
178
51,9
Z120
170
54,1
137
63,0
Z240
Z
328
Z60
177
46,0
Z120
148
54,9
136
58,5
Z240
Z
309
Z60
181
41,4
Z120
136
56,0
Z240
117
62,1
Z
306
Z60
145
52,6
Z120
125
59,2
Z240
116
62,1
Z
322
Z60
155
51,9
Z120
137
57,5
Z240
125
61,2
Z
327
Z60
167,2
48,8
Z120
143,2
56,3
Z240
126,2
61,4
tab. 2.10- Valori COD e rispettivi abbattimenti delle prove sul permeato Zenon
COD [mg/L]
Prova 29 nov Zenon
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [m g/L]
fig. 2.13 - Risultati prova del 29 novembre
98
Prova 6 dic Zenon
350
COD[mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [m g/L]
fig. 2.14 - Risultati prova del 6 dicembre
Prova 12 dic Zenon
350
COD[mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [m g/L]
fig. 2.15 - Risultati prova del 12 dicembre
Prova 21 dic Zenon
350
COD [mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [m g/L]
fig. 2.16 - Risultati prova del 21 dicembre
99
Prova 31 gen Zenon
350
COD [mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [m g/L]
fig. 2.17 - Risultati prova del 31 gennaio
Mettendo insieme le varie prove otteniamo i seguenti grafici:
Prove su Zenon
400
COD [mg/L]
350
300
29-nov
250
06-dic
200
12-dic
150
21-dic
100
31-gen
50
0
0
60
120
240
Fe2+ [mg/L]
fig. 2.18 - Prove su refluo Zenon
100
Abbattimento [%]
Abbattimenti Zenon
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
29-nov
06-dic
12-dic
21-dic
31-gen
60
120
240
Fe2+ [mg/L]
fig. 2.19- Abbattimenti su refluo Zenon
Nella tabella sottostante sono riportati i risultati delle prove effettuate sul refluo
proveniente dall’impianto in scala reale, adottando la seguente nomenclatura:
C
= uscita biologico Cuoiodepur filtrato su carta
C60
= uscita biologico Cuoiodepur con 60 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
C120 = uscita biologico Cuoiodepur con 120 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
C240 = uscita biologico Cuoiodepur con 240 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
29 novembre
6 dicembre
12 dicembre
21 dicembre
31 gennaio
Valori medi
Prove su refluo Cuoiodepur
COD [mg/L]
Abbattimenti [%]
C
480
C60
217
54,8
C120
191
60,2
155
67,7
C240
C
516
C60
253
51,0
C120
212
58,9
164
68,2
C240
C
438
C60
194
55,7
C120
190
56,6
C240
153
65,1
C
371
C60
161
56,6
C120
147
60,4
C240
148
60,1
C
349
C60
192
45,0
C120
163
53,3
C240
151
56,7
C
430,8
C60
203,4
52,6
C120
180,6
57,9
C240
154,2
63,5
tab. 2.11 - Valori COD e rispettivi abbattimenti delle prove sul refluo Cuoiodepur
101
Nella figura 8.14 e 8.15 si riassumono i risultati ottenuti nelle varie prove:
Prove su Cuoiodepur
600
29-nov
COD [mg/L]
500
06-dic
400
12-dic
300
21-dic
200
31-gen
100
0
0
60
120
240
Fe2+ [mg/L]
fig. 2.20 - Prove su refluo Cuoiodepur
Abbattimenti [%]
Abbattimenti Cuoiodepur
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
29-nov
06-dic
12-dic
21-dic
31-gen
60
120
240
Fe2+ [mg/L]
fig. 2.21 - Abbattimenti su refluo Cuoiodepur
Di seguito si riportano i valori medi di COD e i relativi abbattimenti medi ottenuti
nelle varie prove effettuate sia con il permeato Zenon che con il refluo Cuoiodepur.
102
COD [mg/L]
Valori medi
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
tal quale
60
120
Fe
2+
Zenon
240
[mg/L]
Cuoiodepur
fig. 2.22 - Valori medi delle prove effettuate sul refluo Cuoiodepur
%
Abbattimenti medi
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
60
120
Fe
Zenon
2+
240
[mg/L]
Cuoiodepur
fig. 2.23 - Abbattimenti medi delle prove effettuate sul refluo Cuoiodepur
Nel grafico seguente i valori medi ottenuti nelle prove effettuate sui due impianti,
sono stati approssimati con una curva esponenziale in modo tale da poter avere
un’idea dell’andamento del COD in funzione delle diverse quantità di Fe2+ dosato.
103
Valori medi
COD [mg/L]
240
-0.0015x
y = 220.12e
2
R = 0.9882
200
160
120
-0.0015x
y = 178.11e
2
R = 0.9394
80
40
0
60
120
180
240
300
Fe2+ [mg/L]
zenon
cuoiodepur
limite di legge
Espo. (zenon)
Espo. (cuoiodepur)
fig. 2.24 - Valori medi ottenuti nei due impianti
Dai valori medi dei risultati ottenuti nelle prove a pH 11, si osserva che con il
permeato Zenon si utilizzano minori quantità di reagenti; infatti per portare il suo
COD ad un valore che rientra nei limiti di legge (160 mg/L), è necessaria una minore
quantità di cloruro ferroso rispetto al refluo dell’impianto in scala reale; è risultato
infatti che occorrono circa 80 mg/L di Fe2+ , contro i 240 mg/L circa di reagente
necessari per il refluo Cuoiodepur.
Nel corso delle prove è stata fatta anche una stima approssimativa della quantità di
calce necessaria per portare i reflui al valore di pH del trattamento; la quantità media
di calce necessaria per il permeato Zenon con 80 mg/L di Fe2+ è risultata pari a 820
mg/L, mentre il refluo Cuoiodepur con l’aggiunta di 240 mg/L di Fe2+ ha richiesto un
valore medio di 1080 mg/L di calce per raggiungere ugualmente un pH pari a 11.
Nel mese di gennaio è stato messo in funzione un impianto pilota di tipo tradizionale
e nel momento in cui ha iniziato a funzionare a pieno regime, è stato deciso di fare lo
stesso tipo di prove, ma questa volta utilizzando il suo effluente come parametro di
confronto per lo Zenon. Questo perché l’influente ai due piloti proviene dalla stessa
alimentazione e in sede di discussione dei risultati sarebbe stato così possibile fare un
confronto diretto tra le caratteristiche dei due effluenti.
In questo caso è stato deciso di effettuare le prove ad un pH più basso (pari a 10,5),
per vedere se impiegando una minor quantità di calce, fosse possibile ottenere
ugualmente un’accettabile efficienza del trattamento.
104
Il cloruro ferroso utilizzato come coagulante in queste prove aveva un titolo di Fe2+
del 12% ed una densità pari a 1,2 g/L; sono stati dosati 144mg/L e 216 mg/L di Fe2+.
Di seguito sono riportati i valori di COD ottenuti nelle varie prove eseguite ed i
relativi abbattimenti calcolati, sia per il permeato Zenon che per l’uscita del pilota
tradizionale; in ogni tabella è stata usata la seguente nomenclatura per i campioni
analizzati:
Z
= permeato Zenon tal quale
C
= Uscita pilota tradizionale filtrato su carta
Z144 = permeato Zenon con 144 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
C144 = uscita pilota tradizionale con 144 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
Z216 = permeato Zenon con 216 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
C216 = uscita pilota tradizionale con 216 mg/L di Fe2+, filtrato su carta
27 febbraio
28 febbraio
13 marzo
Valori medi
Prova pilota Zenon
COD [mg/L]
Z
334
Z144
151
147
Z216
Z
310
Z144
134
129
Z216
Z
278
Z144
136
Z216
125
Z
307
Z144
140
Z216
133
Abbattimenti [%]
54,8
56,0
56,7
58,4
51,1
55,0
54,2
56,5
tab. 2.12 - Valori COD e rispettivi abbattimenti per le prove effettuate sul refluo Zenon
Prova 27 febbraio a pH 10,5
400
350
COD [mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
Zenon
tal quale
144mg/L Fe2+
216mg/L Fe2+
fig. 2.25 - Risultati prova su refluo Zenon
105
Prova 28 febbraio a pH 10,5
350
COD [mg/L]
300
250
200
150
100
50
0
Zenon
tal quale
144mg/L Fe2+
216 mg/L Fe2+
fig. 2.26 - Risultati prova su refluo Zenon
Prova 13 marzo a pH 10,5
300
COD [mg/L]
250
200
150
100
50
0
Zenon
tal quale
144mg/LFe2+
216mg/L Fe2+"
fig. 2.27 - Risultati prova su refluo Zenon
106
Mettendo su uno stesso grafico le varie prove effettuate su pilota Zenon otteniamo:
prove su Zenon a pH 10,5
COD [mg/L]
400
350
300
250
200
150
100
50
0
Z
144mg/L Fe2+
27-feb
28-feb
216mg/L Fe2+
13-mar
fig. 2.28 - Risultati di tutte le prove a pH 10,5
%
Abbattimenti Zenon a pH 10,5
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
144mg/L Fe2+
216mg/L Fe2+
27-feb
28-feb
13-mar
fig. 2.29 - Abbattimenti relativi a tutte le prove a pH 10,5
107
Per quanto riguarda le prove effettuate sul pilota tradizionale si hanno i seguenti
risultati:
27 febbraio
28 febbraio
13 marzo
Valori medi
Prova pilota Tradizionale
COD [mg/L]
Abbattimenti [%]
C
385
C144
176
54,3
157
59,2
C216
C
348
C144
186
46,5
161
53,7
C216
C
355
C144
171
51,8
C216
163
54,1
C
362
C144
177
50,9
C216
160
55,7
tab. 2.13 - Valori COD e rispettivi abbattimenti per le prove effettuate sul pilota tradizionale
COD [mg/L]
prove su pilota tradizionale a pH 10,5
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
C
144mg/L Fe2+
27-feb
28-feb
216mg/L Fe2+
13-mar
fig. 2.30 - Risultati di tutte le prove a pH 10,5
108
%
Abbattimenti pilota tradizionale a pH 10,5
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
144mg/L Fe2+
216mg/L Fe2+
27-feb
28-feb
13-mar
fig. 2.31 - Abbattimenti relativi a tutte le prove a pH 10,5
Calcolando i valori medi dei COD ottenuti per gli effluenti dei due piloti dopo essere
stati sottoposti al trattamento, anche a pH 10,5 è risultato più vantaggioso il
trattamento sull’effluente del pilota Zenon, in quanto questo ha richiesto circa 72
mg/L in meno di Fe2+ rispetto all’effluente del pilota tradizionale.
COD [mg/L]
Valori medi
400.0
350.0
300.0
250.0
200.0
150.0
100.0
50.0
0.0
tal quale
144
Fe
2+
Zenon
216
[mg/L]
Cuoiodepur
fig. 2.32 - Valori medi risultati per i due reflui a pH 10,5
109
%
Abbattimenti medi
100.0
90.0
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
144
216
Fe
2+
Zenon
[mg/L]
Cuoiodepur
fig. 2.33 - Abbattimenti medi risultati per i due reflui a pH 10,5
Valutando il consumo di calce, anche in questo caso risulta vantaggioso l’utilizzo del
pilota Zenon; si ha infatti che per quest’ultimo con 144 mg/L di Fe2+ occorrono 762
mg/L di calce, mentre per il pilota tradizionale con 216 mg/L di Fe2+ ne occorrono
930 mg/L.
Il trattamento di chiariflocculazione a pH 10,5 risulta comunque meno vantaggioso
rispetto a quello a pH 11 sia trattando l’effluente del pilota Zenon sia quello del
pilota tradizionale, in quanto è necessaria una quantità molto maggiore di cloruro
ferroso, mentre la quantità di calce da impiegare risulta comunque di poco minore
rispetto a quella necessaria per portare i reflui a pH 11.
110
VALUTAZIONE DEI COSTI
Considerando le quantità di reagenti utilizzati ogni anno dall’impianto Cuoiodepur e
i rispettivi costi (tabella 8.5) si può fare una stima del risparmio economico del
trattamento di chiariflocculazione, nel caso in cui si effettui tale trattamento dopo un
sistema MBR. Tale stima verrà fatta considerando le quantità risultate necessarie per
effettuare il trattamento ad un pH pari ad 11 in quanto, come detto in precedenza,
risulta più vantaggioso.
Dalle prove è emerso che il dosaggio ottimale per effettuare la chiariflocculazione
dopo un trattamento a membrane è di circa 80 mg/L di Fe2+; considerando che
l’impianto Cuoiodepur ha una potenzialità di 10.000 m3/d, risulta che sono necessari
292 t/anno di Fe2+ che corrispondono ad un consumo di circa 2920 t/anno di cloruro
ferroso al costo di 129.180 €/anno.
Anche per quanto riguarda la calce si è registrato un consumo minore sia perché ad
una minor quantità di cloruro ferroso aggiunto corrisponde una minor acidità del
refluo, sia perché il permeato Zenon presenta un pH maggiore rispetto a quello
dell’impianto in scala reale. La quantità di calce necessaria è risultata pari a 820
mg/L che, prendendo in considerazione sempre la quantità annua di refluo trattato,
corrisponde ad un consumo di calce di 2990 t/anno ad un costo 188.559 €/anno.
Reagenti
Cloruro ferroso
Calce
Totale
Valori relativi all’impianto Cuoiodepur
Consumo [t/anno]
Costo [€/t]
3820
44,24
4828
62,99
8648
107,23
Costo [€/anno]
169.013
304.111
473.124
tab. 2.14 - Costi e consumi dei reagenti impiegati nell’impianto Cuoiodepur
Reagenti
Cloruro ferroso
Calce
Totale
Valori relativi al pilota Zenon
Consumo [t/anno]
2920
2993
5913
Costo [€/anno]
129.180
188.559
317.739
tab. 2.15 - Costi e consumi dei reagenti in caso di trattamento del permeato Zenon
111
Reagenti
Cloruro ferroso[mg/L]
Calce [mg/L]
Prove su pilota Zenon
pH=11
80
820
pH=10,5
144
763
tab. 2.16- Quantità ottimali per il trattamento a pH 10,5 e 11 per il refluo Zenon
Confrontando le quantità di reagenti necessarie per trattare il permeato del pilota
Zenon con i reali consumi di reagenti forniti dal bilancio dell’impianto Cuoiodepur si
ha un risparmio annuale in termini di cloruro ferroso e calce pari a 155.385 €/anno.
Basandosi su numerosi articoli in letteratura che riportano, come uno dei principali
vantaggi dei sistemi MBR, la ridotta produzione di fango rispetto ad un
convenzionale impianto a fanghi attivi, il risparmio economico già di per sé
considerevole, potrebbe essere ancora maggiore. Nel corso della nostra
sperimentazione non è stato possibile quantificare esattamente questa minore
produzione di fango in modo da poter effettuare una stima economica.
Conclusioni
Ciò che emerge dalle prove è l’impiego di una minore quantità di reagenti se si
effettua il trattamento di chiariflocclulazione dopo un sistema MBR.
La quantità maggiore di Fe2+ verificatasi necessaria per il refluo proveniente da un
impianto tradizionale, è riconducibile al fatto che, mentre, il permeato è quasi del
tutto privo di solidi sospesi per la pressoché completa ritenzione attuata dalla
membrana, l’effluente della sezione biologica dell’impianto in scala reale presenta
una frazione di solidi sospesi non trascurabile (e variabile, perché dipende anche
dalle condizioni del fango) che sfugge alla sedimentazione. Per quanto riguarda
l’utilizzo della calce, la minor quantità richiesta dall’effluente del pilota è per prima
cosa una diretta conseguenza della minor quantità di cloruro ferroso da aggiungere
che quindi determina una minor acidità del refluo, inoltre è dovuta al fatto che un
refluo proveniente dalla filtrazione a membrana possiede un pH maggiore per effetto
dello strippaggio della CO2 che avviene in tale processo.
Confrontando le prove effettuate ai due diversi valori di pH, 10,5 e 11, risulta
vantaggioso effettuare il trattamento a pH 11, lo stesso valore a cui viene portato
attualmente il refluo nell’impianto in scala reale, perché la quantità totale di reagenti
da utilizzare risulta inferiore.
112
CAPITOLO III
CONFRONTO TRA IMPIANTO PILOTA MBR
ED IMPIANTO PILOTA A FANGHI ATTIVI
DI TIPO TRADIZIONALE: 25% REFLUO
INDUSTRIALE 75% REFLUO CIVILE
INTRODUZIONE
La sperimentazione esposta nel capitolo che segue, ancora in corso al momento della
stesura della presente relazione, fa parte di una fase delle indagini sperimentali di
carattere applicativo, mirata all’ottimizzazione di una filiera di trattamento da
adottare nell’ambito della riorganizzazione del sistema depurativo nel distretto
conciario Toscano. La sperimentazione che è iniziata nel marzo 2006 è svolta
utilizzando due impianti pilota gemelli, il primo a membrane ed il secondo
tradizionale. Questo ha permesso di svincolare il confronto tra le due tecnologie dalla
tipologia del refluo, infatti, durante le sperimentazioni svolte precedentemente
l’impianto di controllo di tipo tradizionale era costituito dall’impianto su scala reale
Cuoiodepur il cui influente è ovviamente non controllabile. Nel progetto di
riorganizzazione è previsto che i reflui industriali vengano dapprima trattati
nell’impianto di Aquarno e successivamente, dopo un trattamento intermedio,
collettati presso l’impianto Cuoiodepur e trattati insieme ai reflui civili. Per questo la
sperimentazione è stata, da Marzo 2006, condotta utilizzando una filiera completa e
comprensiva di:
un MBR per il trattamento dei soli reflui industriali (denitro-nitro);
un trattamento intermedio di ossidazione con circa 150 mg/L di ozono;
una miscelazione con reflui civili;
un ulteriore trattamento completo (nitro-denitro) con due impianti in parallelo, uno di
tipo tradizionale ed uno MBR
113
La sintesi dei risultati che segue è relativa ai materiali e metodi della sperimentazione
con i due impianti finali in parallelo ed i risultati comprendono il monitoraggio delle
principali variabili di processo, delle caratteristiche dell’influente e dell’effluente e
della caratterizzazione dei due fanghi (MBR e tradizionale) in termini di efficienza di
trasferimento dell’ossigeno.
Di seguito l’impianto pilota a membrane sarà indicato come “Zenon” e l’impianto
pilota di tipo tradizionale come “Cuoiodepur” o “C.D.”
114
MATERIALI E METODI
Descrizione delle istallazioni su scala pilota
I due impianti pilota sono descritti nelle figure 3.1 e 3.2:
per la descrizione dell’impianto pilota a membrane si può fare riferimento a CAP I;
l’impianto di tipo tradizionale è invece stato costruito in modo da avere esattamente
le stesse volumetrie eccetto che per la vasca di sedimentazione ovviamente mancante
nel primo.
Le condizioni di processo sono state impostate in entrambi come segue:
fattore di ricircolo nitro-denitro pari a quattro volte la portata;
concentrazione di ossigeno disciolto pari a 2 mg/L;
tempo di ritenzione idraulica nei reattori biologici pari a 35 h di cui 24 nella vasca di
nitrificazione e 13 nella vasca di nitrificazione.
Il refluo influente come già detto è costituito al 25% da refluo industriale pretrattato
con un ulteriore MBR ed una ozonazione (150 mg/L) ed al 75% da refluo civile
grezzo.
Il programma di monitoraggio è riassunto in tabella:
PARAMETRI MISURATI TRAMITE SENSORI ONLINE O DA CAMPO
CAMPIONE
O2
T
ORP
•
•
•
•
•
•
•
•
INGRESSO
INDUSTRIALE
INGRESSO CIVILE
VASCA DI
OSSIDAZIONE
“MBR”
VASCA DI
OSSIDAZIONE
“Tradizionale”
VASCA DI
DENITRIFICAZIONE
“MBR”
VASCA DI
DENITRIFICAZIONE
“Tradizionale”
EFFLUENTE PILOTA
MBR
EFFLUENTE PILOTA
TRADIZIONALE
•
•
•
•
pH
•
•
115
Tabella 3.1 – Parametri da monitorare tramite misure istantanee
CAMPIONE
SST
INGRESSO
INDUSTRIALE
1
INGRESSO
CIVILE
2
VASCA
DI
OSSIDAZIONE
“MBR”
3
VASCA
DI
OSSIDAZIONE
“Tradizionale”
4
EFFLUENTE
PILOTA MBR
5
EFFLUENTE
PILOTA MBR
6
NO2-
NO3-
COD
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
COD
NH4+
SSV
FILTR.
•
•
•
TN
Ptot
Psol
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
PARAMETRI MISURATI TRAMITE ANALISI DI LABORATORIO
Tabella 3.2 – Parametri da monitorare tramite analisi di laboratorio
Il monitoraggio dell’effluente in ingresso ha fornito i seguenti valori medi:
Si assume che il refluo civile in futuro presenti le caratteristiche seguenti:
Frazionamento COD, azoto e solidi sospesi refluo civile
COD medio: 481 mg/L
NH4+ medio
29 mg/L
TN medio: 37 mg/L
Solidi sospesi:
SST medio 255 mg/L
SSV medio 220 mg/L
La concentrazione di fosforo è pari a 5.8 mg/L
116
117
Frazionamento COD, azoto, fosforo e solidi sospesi refluo industriale
pretrattato
COD medio: prima dell’ozonazione 770 mg/L (quasi completamente biorefrattario e
composto da una frazione colloidale ed una solubile).
CODmedio in ingresso agli impianti pilota (dopo ozonazione) 630 mg/L di cui circa
50 mg/L biodegradabile (da misure respirometriche e di BOD5 incrociate)
NH4+ medio
2 mg/L
relativo ad una quasi completa nitrificazione
NO3- medio 43 mg/L (dipende molto dalle condizioni operative nell’impianto a
monte sul quale devono essere ancora trovate condizioni di processo ottimali)
Norg non ammonificabile medio 28 mg/L
SST ed SSV trascurabili
Fosforo trascurabile
118
Figura 3.1 Schema dell’impianto pilota a membrane
119
Figura 3.2 Schema dell’impianto pilota di tipo tradizionale
120
Metodologia usata per le prove di trasferimento dell’ossigeno
Introduzione.
Le prove, sono state effettuate allo scopo di individuare, in differenti condizioni di
concentrazioni di fango e per i due diversi impianti pilota presenti, il coefficiente di
trasferimento KLa; una stima dell’efficienza di trasferimento dell’ossigeno è di
fondamentale importanza per una valutazione dei costi relativi all’aerazione dei
reattori aerobici che rappresenta una voce di fondamentale importanza tra i costi
operativi.
Strumenti utilizzati
Per poter effettuare gli esperimenti è risultato essenziale riuscire a creare un metodo
standard uguale per tutte le misurazioni effettuate in modo da poter avere dei dati
significativi e confrontabili.
Sono stati utilizzati i seguenti strumenti:
− un reattore batch da 40 l;
− un agitatore per garantire omogeneità del fango in fase di desorbimento;
− un diffusore d’aria a bolle fini per immettere aria nel fango in fase di
assorbimento;
− un flussimetro per controllare il flusso di aria immesso nel fango e verificare
che tale flusso fosse costante;
− una soffiante da 1 Nm3/h per generare il flusso con cui aerare il fango;
− un ossimetro a chemiluminescenza.
121
Procedimento utilizzato per le prove di assorbimento negli impianti
pilota
Il procedimento utilizzato è stato il seguente per tutte le prove;
1. Si è prelevato dall’impianto pilota e,specificatamente,dalla vasca di
ossidazione,un campione di 20l di refluo che è stato posto in un bidone
simulante un piccolo reattore batch;
2. Si è iniziato ad introdurre aria con una portata di 600l/h all’interno del
campione con l’ausilio di una piccola soffiante;
3. Attraverso l’utilizzo di una sonda è stato monitorato l’andamento delle
variazioni di concentrazione dell’ossigeno disciolto nel refluo fino ad arrivare
ad una stabilizzazione che è coincisa con il raggiungimento del livello di
saturazione del refluo per quella temperatura e per quella specifica
concentrazione di solidi;
4. Si è spento il flusso di ossigeno e,dopo aver acceso un agitatore,per garantire
l’omogeneità del fango ed impedire la sedimentazione dello stesso,si è
misurato il consumo dell’ossigeno da parte dei batteri presenti nel refluo in
esame fino ad arrivare all’annullamento quasi totale dello stesso;
5. In seguito si è ridato ossigeno seguendo il procedimento di cui al punto 3;
6. Si è poi riportato il livello di concentrazione dell’ossigeno disciolto
nuovamente a valori prossimi allo zero seguendo il procedimento di cui al
punto 4;
7. I dati sono stati tabulati in un foglio excel e sono stati organizzati in un
grafico;
Sono stati presi i dati relativi alla seconda risalita della concentrazione dell’ossigeno
di cui al punto 5, poi si è seguito il seguente metodo:
a. Si è calcolato per ogni valore di concentrazione dell’ossigeno disciolto la
differenza tra il valore limite di saturazione e tale concentrazione espresso in
mg/l;
122
b. Si sono tabulati questi dati ponendo in ascisse il tempo (secondi) e in ordinate
la differenza precedentemente calcolata secondo la seguente formula:
ln (Cs − Ct ) = ln (Cs − C0 ) −
Kl a
t
2.303
(Metcalf & Eddy 2006).
Dove:
Cs = Concentrazione in equilibrio con la fase gassosa data dalla legge di
Henry;
Ct = Concentrazione al tempo t;
C0 = Concentrazione iniziale;
Kla = Coefficiente globale di trasferimento relativo al film liquido.
c. Si è calcolata la linea di tendenza che meglio approssima tali dati e se ne è
ricavato il coefficiente angolare;
d. Ricavato il coefficiente angolare,dalla formula (1.0) viene fuori che
m=−
Kl a
2.303
Quindi K l a = − m ⋅ 2.303 .
Poiché i dati sono stati raccolti considerando il tempo in secondi,si è trasformato poi
il valore appena trovato in h-1
K l ah = K l asec ⋅ 3600
Si riporta poi tale valore alla temperatura standard di 20 °C attraverso la seguente
formula:
(3.1)
K l a20 = K l at ⋅ θ t − 20
(Metcalf & Eddy 2006).
Dove:
Kla20 = coefficiente di trasferimento di massa dell’ossigeno a 20°C;
Klat = coefficiente di trasferimento di massa dell’ossigeno alla temperatura t.
123
Procedimento utilizzato per le prove di assorbimento effettuate
sull’acqua pulita.
Il procedimento utilizzato è stato il medesimo sia per il calcolo del KLa dell’acqua
pulita, del permeato Zenon che dell’effluente del CuoioDepur;di seguito, a titolo di
esempio, e illustrato solo il procedimento utilizzato per l’acqua di rubinetto:
1. Sono stati prelevati 20l di acqua di rubinetto e sono stati versati in un
bidone;
2. Attraverso l’utilizzo di una sonda è stato misurato il quantitativo di
ossigeno iniziale disciolto nel campione in esame;
3. È stato portato l’ossigeno in soluzione a livelli prossimi allo zero,seguendo
la procedura standardizzata dettagliatamente descritta in ASCE (1993) e
ATV (1996) attraverso il dosaggio di un forte agente riducente (in questo
caso bisolfito di sodio Na2SO3) in presenza di un catalizzatore (Cloruro di
Cobalto CoCl2) e mantenendo il campione opportunamente mescolato
grazie ad un agitatore,questo per ottimizzare il potere riducente del bisolfito
di sodio;
4. Utilizzando un aeratore a bolle fini è stata data aria al campione fino a
portarlo a concentrazioni di ossigeno disciolto pari al valore di saturazione;
5. Una sonda ha monitorato l’andamento dell’ossigeno ai diversi istanti di
tempo Δt (si sono scelti intervalli pari a 30”)
6. Le misurazioni effettuate agli intervalli Δt sopra indicati sono state tabulate
in un foglio excel;
7. IL coefficiente di trasferimento dell’ossigeno KLa è stato calcolato
seguendo il procedimento sopra descritto per il calcolo di tale coefficiente
per i fanghi (dal p.to a al punto d).
124
RISULTATI
Monitoraggio degli impianti pilota
I risultati relativi al monitoraggio dei due impianti pilota nel periodo considerato
hanno condotto ai risultati esposti nelle figure che seguono. Il periodo iniziale deve
essere interpretato alla luce del fatto che il refluo in ingresso è cambiato in modo
significativo (ovvero la percentuale di industriale era al 55%) rispetto alla fase
precedente e quindi comprende una fase di desorbimento dei composti
precedentemente trattati e di adeguamento della biomassa.
Legenda
“C.D.” Impianto pilota di tipo tradizionale
“MBR” Impianto pilota MBR
Solidi CD e MBR
10000
SS [mg/L
8000
SST MBR
6000
SST CD
4000
SSV MBR
SSV CD
2000
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.3 Andamento della concentrazione di SST e SSV nelle vasche di nitrificazione dei due
reattori
COD [mg/
COD out
400
350
300
250
200
150
100
50
0
22-feb
CODout CD
CODout MBR
4-mar
14-mar 24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
125
Figura 3.4 COD nell’effluente dei due impianti pilota
NH4 out
N-NH4 [mg/
50
40
30
NH4out CD
20
NH4out MBR
10
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.5 Azoto ammoniacale nell’effluente dei due impianti pilota
Nitrati effluente
N-NO3 [mg/
100
80
60
N-NO3 MBR
40
NO3 CD
20
0
22-feb
4-mar
14-mar 24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.6 Nitrati nell’effluente dei due impianti pilota
126
Fenoli effluente
60
Fenoli [mg/
50
40
Fenoli out MBR
30
Fenoli out CD
20
10
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.7 Fenoli nell’effluente dei due impianti pilota
N-org effluente
N org [mg/
20
15
MBR
10
CD
5
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.8 Azoto organico nell’effluente dei due impianti pilota
Fosforo effluente
5
P [mg/L
4
Ptot MBR
3
Ptot CD
2
Psol MBR
Psol CD
1
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.9 Fosforo nell’effluente dei due impianti pilota
127
Cl- effluente
2500
Cl [mg/L
2000
1500
MBR
1000
CD
500
0
22-feb
4-mar
14-mar
24-mar
3-apr
13-apr
23-apr
3-mag
t [d]
Figura 3.10 Clorurio nell’effluente dei due impianti pilota
128
Il confronto condotto durante questa prima fase di studio ha permesso, per quanto
concerne i risultati relativi alla sperimentazione svolta presso l’impianto Cuoiodepur,
di ottenere un set di dati altamente affidabili in quanto:
- la conduzione ed il controllo degli impianti, progettati ad hoc per questo scopo,
hanno permesso di ottenere condizioni di stabilità del processo paragonabili a quelle
relative ad impianti su scala reale e quindi di ottenere risultati altamente
rappresentativi;
-
il
monitoraggio,
svolto
sperimentazioni precedenti,
basandosi
sull’esperienza
maturata
durante
le
ha permesso di ottenere set di risultati analitici
affidabili; la significatività dei dati è inoltre rafforzata dalla conduzione, in parallelo,
di due impianti biologici alimentati nella stessa maniera (MBR e CAS).
Questa fase della sperimentazione ha permesso di evidenziare e quantificare alcune
criticità della soluzione prospettata per la riorganizzazione del sistema depurativo del
comprensorio del cuoio:
•
il COD nell’effluente finale si attesta intorno a 150 mg/L, ovvero risulta
superiore ai limiti per area sensibile (125 mg/L);
•
l’azoto totale risulta in media di 28 mg N /L, ovvero quasi doppio rispetto al
limite per area sensibile (15 mg N /L); di questi 28 mg N /L circa 8 mg/L
sono relativi all’azoto organico e 20 mg/L relativi al nitrato;
•
il fosforo totale si attesta in media a 3.5 mg/L, decisamente oltre la soglia di
legge di 1 mg/L per area sensibile.
Per quanto riguarda il COD è necessario distinguere due possibili fattori che nel
corso della sperimentazione ne hanno influenzato la riduzione:
•
il trattamento intermedio di ozonazione non è ottimizzato per il duplice scopo
di un aumento della biodegradabilità e della riduzione del COD; in questo
senso ci si riferisce tanto ai dosaggi quanto all’eventuale aggiunta di
perossido d’idrogeno per lo sviluppo di un maggior numero di specie
radicaliche altamente ossidanti;
129
•
è dubbia l’effettiva rappresentatività del refluo civile utilizzato dati gli alti
valori delle concentrazioni di COD ed i bassi rapporti BOD5/COD che lo
caratterizzano.
Per quanto concerne l’azoto nitrico i valori nell’effluente (circa 20 mg/L) sono
dovuti ad una serie di fattori:
•
la presenza nel refluo industriale in ingresso (25% della portata trattata) di
una concentrazione consistente di nitrati (40-50 mg/L) non bilanciati dal
COD rapidamente biodegrabile necessario per la denitrificazione;
•
il possibile effetto negativo dell’ozonazione (e delle specie ossidanti residue)
sul processo di denitrificazione ad esso immediatamente successivo;
•
la mancanza di un carico organico rapidamente biodegradabile nel refluo
civile necessario a colmare la sproporzione dovuta alla presenza di nitrati nel
refluo industriale in ingresso;
•
la non ottimizzazione della concentrazione di ossigeno nelle vasche di
ossidazione dei due piloti.
L’azoto organico nell’effluente altro non è che l’azoto contenuto nei composti
biorefrattari provenienti dalla frazione industriale e che come inerte attraversa gli
impianti biologici.
La concentrazione di fosforo infine, essendo potenzialmente rimovibile solo
attraverso gli spurghi del fango, date le elevate età del fango non subisce attualmente
una significativa rimozione.
Per quanto concerne il confronto tra le due tecnologie proposte, MBR (membrane
bio-reactor) e CAS (conventional activated sludge), si sottolinea come la fase
sperimentale appena conclusa abbia permesso di giungere a conclusioni solo parziali,
infatti, gli impianti pilota sono stati condotti in condizioni di processo identiche per
quanto riguarda i seguenti parametri: età del fango ( >70 d), tempo di residenza
idraulica (35 h), concentrazione dei solidi sospesi, temperatura, concentrazione
dell’ossigeno ed alimentazione.
In queste condizioni, pur avendo manifestato la tecnologia MBR una notevole
facilità di conduzione ed un’assoluta stabilità di processo, non si sono riscontrate
sostanziali differenze sulla qualità degli effluenti. Questo risultato, che era
ipotizzabile, ma che necessitava di una conferma sperimentale, sottolinea come
130
l’unico parametro che qualifica il processo biologico in questo contesto sia l’età del
fango.
Nel caso, più volte ipotizzato, di destinare in futuro le attuali volumetrie
dell’impianto Cuoiodepur al trattamento di una quota consistente (anche maggiore di
50.000 m3/d) dei reflui misti civili ed industriali (pretrattati ed ozonizzati), le
condizioni di processo saranno differenti da quelle impostate fino ad oggi sugli
impianti pilota. In particolare le volumetrie delle vasche biologiche dell’impianto
Cuoiodepur (37.000 m3) consentiranno di avere tempi di residenza minori di 18 h.
In queste condizioni, risulteranno nettamente diverse le età del fango ottenibili con
un impianto di tipo MBR e con un impianto di tipo CAS essendo nel primo
mantenibili concentrazioni dei solidi doppie (12 g/L) rispetto al secondo (6 g/L). Si
sottolinea, a questo proposito, che in futuro, in assenza di un trattamento terziario,
non sarà più possibile effettuare il processo di sedimentazione secondaria come
avviene attualmente, ovvero lasciando crescere i solidi sospesi fino ai 8-9 g/L,
accettando temporanee fuoriuscite del fango attivo in esubero.
Come illustrato poco sopra, inoltre, la possibilità di variare arbitrariamente l’età del
fango, sarà probabilmente il miglior parametro di controllo per ottimizzare la
rimozione del fosforo e che in una certa misura influenzerà anche il COD
nell’effluente finale.
Efficienza di trasferimento dell’ossigeno
La seguente sperimentazione si è occupata della valutazione del KLa, coefficiente di
trasferimento dell’ossigeno al variare dei solidi disciolti totali (SST) per due diverse
tipologie di fango presenti in due impianti pilota che funzionano con differenti
tecnologie. I risultati attesi dovrebbero differire gli uni dagli altri a causa delle
diverse caratteristiche dei fanghi presenti al loro interno.
Questo perché le due tecnologie installate affrontano in maniera marcatamente
differente il problema della separazione dei solidi dall’effluente.
Più specificatamente, mentre per quanto riguarda il sedimentatore secondario tale
processo avviene semplicemente in modo meccanico per gravità, nel bioreattore a
membrana è una filtrazione a garantirne la riuscita. Questo diverso approccio
131
provoca anche delle sensibili differenze nella composizione del fango presente
all’interno della vasca di ossidazione che causa anche una diversa sensibilità dello
stesso all’assorbimento dell’ossigeno.
Da un punto di vista macroscopico, il fango presente nella configurazione a
membrana appare meno sedimentabile del fango presente nel bioreattore
tradizionale, come si può anche notare da una prova effettuata su due campioni di
fango provenienti dai due impianti pilota.
(a)
(b)
Fig. 3.3: Prova di sedimentabilità per i fanghi dei due impianti pilota al tempo t=0 (a) e t=30’ (b)
132
Nella foto di sinistra appaiono i due fanghi al tempo t=0; a prima vista,
sembrerebbero perfettamente identici, però, se osservati dopo un tempo di
sedimentazione pari a 30’ si può notare come il fango proveniente dal “C.D.” (a
destra nelle foto) abbia sedimentato in modo sensibilmente più efficace rispetto a
quello proveniente dallo “Zenon”.
La spiegazione sta nel fatto che i fiocchi, nei quali il fango è aggregato, sono
strutturati in modo differente a seconda della tecnologia utilizzata come evidenzia
l’analisi al microscopio (fig. 3.4).
(a)
(b)
Fig. 3.4: Struttura dei fiocchi di fango nell’impianto pilota “Zenon” (a) e nel “C.D.” (b).
Nei fanghi provenienti dal “C.D.” si può notare un maggior grado di aggregazione,
mentre quelli appartenenti allo “Zenon” sono più disgregati, questo fenomeno è
figlio della filtrazione alla quale è sottoposto il mix liquor dell’impianto a membrana
che opera una disgregazione dei fiocchi che ne pregiudica la sedimentabilità, a
differenza di quanto avviene nell’impianto tradizionale dove il processo di
sedimentazione per gravità richiede invece un maggior grado di aggregazione dei
fiocchi per essere più efficace.
In virtù di queste considerazioni si possono ora andare ad effettuare le nostre analisi
sperimentali per verificare gli effetti di queste differenze sul KLa.
Analisi dei dati sperimentali
I valori del KLa ottenuti sono stati riportati in un grafico in funzione della
concentrazione di solidi sospesi totali.
I risultati come mostrato nella seguente figura non differiscono significativamente tra
fango MBR e fango di tipo tradizionale, sebbene si possa notare come l’efficienza di
133
trasferimento decresca in modo sensibile all’aumentare della concentrazione di
solidi.
Oxygen transfer efficiency
50.0
MBR
CAS
Kla [1/h]
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
TSS [mg/L]
Figure 3.5 – Valori stimati del KLa al variare della concentrazione di solidi con i due tipi di fango
CONCLUSIONI E POSSIBILI SVILUPPI
La filiera oggetto dell’indagine sperimentale è schematizzabile come segue:
Refluo
industriale
Cuoiodepur
Refluo Civile
Cuoiodepur
Pretrattamenti
fino a sed I°
MBR 2° e
convenzionale
Effluente
finale
Aquarno
Refluo
industriale
Aquarno
MBR 1°
Ozono
134
Alla luce del contesto descritto e dei risultati finora ottenuti, le ricerche future
dovranno svolgersi sui due seguenti fronti in modo parallelo:
•
adeguamento della filiera proposta (trattamenti chimico-fisici e biologici) in
ottica dell’applicazione della normativa per lo scarico in area sensibile;
•
sviluppo del confronto tra tecnologia MBR e convenzionale alla luce
dell’adeguamento alla filiera di trattamento ipotizzata per la riorganizzazione
del sistema depurativo del comprensorio del Cuoio.
Adeguamento della filiera proposta (trattamenti chimico-fisici e biologici) in
ottica dell’applicazione della normativa
Le problematiche dovranno essere affrontate in modo separato per quanto riguarda i
parametri d’interesse evidenziati nell’introduzione.
COD e azoto organico
Questi due parametri sono assimilabili in quanto riconducibili alla presenza di
composti solubili e colloidali biorefrattari prevalentemente nella frazione industriale
del refluo.
Le fasi di studio dovranno prevedere:
-
ottimizzazione del dosaggio di O3, e di O3/H2O2 in linea con gli impianti
pilota;
-
valutazione dei costi;
-
eventuale studio di soluzioni alternative (ovvero se i risultati non fossero
soddisfacenti):
•
prove di chiariflocculazione a monte e a valle del processo biologico;
•
coagulante nei reattori biologici e/o carboni attivi;
•
resine a scambio ionico .
Nitrati
Per l’ottimizzazione della denitrificazione andranno indagati i seguenti aspetti:
135
•
dosaggio di solfuro (ed eventualmente zolfo elementare) in vasca di
denitrificazione per valutare un processo di denitrificazione autotrofa;
•
ottimizzazione dei volumi di reazione per la nitrificazione e la
denitrificazione, del ricircolo e dell’apporto di ossigeno;
•
ottimizzazione della filiera di trattamento introducendo una eventuale fase di
post-denitrificazione nel caso in cui il refluo ozonizzato costituisca un fattore
di instabilità per il processo;
•
valutazione dell’opportunità di inserimento di un reattore ad aerazione
intermittente per nitrificazione e denitrificazione.
Fosforo
Inserimento di una fase anaerobica in testa agli impianti per biomassa fosforo
accumulante.
Ottimizzazione dell’età del fango per la rimozione del fosforo.
Nota: il refluo ozonizzato potrebbe risultare inibente quindi andrebbe dosato
direttamente nella vasca di denitrificazione o di nitrificazione, lasciando lavorare la
biomassa fosforo accumulante fondamentalmente con il refluo civile.
Sviluppo del confronto tra tecnologia MBR e convenzionale alla luce
dell’adeguamento alla filiera di trattamento ipotizzata per la riorganizzazione
del sistema depurativo del comprensorio del Cuoio
Dovranno essere studiati quattro aspetti in particolare per il confronto:
•
applicazione delle due tecnologie con le volumetrie dell’impianto Cuoiodepur
(ovvero quanto dei 100.000 m3/d previsti come portata media in futuro è
opportuno e conveniente trattare nell’impianto attuale con ciascuna delle due
tecnologie);
•
valutazione del fabbisogno energetico per MBR e CAS, studiando gli effetti
nel trasferimento dell’ossigeno con le diverse KLa (al variare della
concentrazione di solidi) e le due diverse costanti di semisaturazione
dell’ossigeno per i nitrificanti selezionati con le due distinte tecnologie.
136
•
valutazione della risposta delle due tipologie di impianto a picchi di carico di
azoto e di COD.
•
produzione di fango nelle condizioni ottimali per ciascuna delle due filiere di
trattamento
137