6.IL PROGRAMMA SPERIMENTALE
6.1 La scelta del tipo di sperimentazione e del refluo; metodi
analitici
6.1.1 Situazione iniziale
A monte della descrizione della fase sperimentale a Trento, viene presentato un
diagramma di Gantt in cui si illustrano le diverse fasi del progetto, dal momento in cui è
iniziato il lavoro di tesi.
Mesi
Info/scelta
tecn.
Ric.
bibliografica
Cont. Mahaj.
Progetto reatt.
apr-02
1
1
mag-02
2
2
giu-02
3
3
lug-02
4
4
ago-02
5
5
Sperim
Realizzaz. 1
Sperim
2
set-02
1
contatti
ott-02
2
interrotti
nov-02
3
(guerra)
dic-02
4
6
1
gen-03
5
7
2
feb-03
6
8
3
mar-03
7
9
apr-03
8
10
1
mag-03
9
11
2
Sperim3
Missione
1
1
giu-03
12
lug-03
13
ago-03
14
1
set-03
15
2
ott-03
16
3
1
nov-03
dic-03
2
Figura 1.6: le diverse fasi del progetto.
Legenda: Info/scelta tecn: informazioni generali sui PVS africani e sul Madagascar, scelta della
tecnologia; Ric. Bibliografica: ricerca bibliografica sui reattori UASB e applicazioni nei PVS; Cont.
Mahaj.: contatti con Mahajanga (ivi segnalato il periodo di interruzione); Progetto reatt.: fase di
progettazione del reattore pilota; Realizzaz.: fase realizzativi (ditta Lampa); Sperim. (1,2,3): fasi
sperimentali; Missione: missioni esplorative e allo scopo di avviare la sperimentazione a Mahajanga.
118
L’ inizio della sperimentazione ha comportato una serie di scelte procedurali. Le prove
sono state eseguite posizionando il reattore pilota in un container presso il depuratore di
Trento nord. Non conoscendo ancora nello specifico le caratteristiche dei reflui da
trattare, a parte la loro generica provenienza, e supponendo di poter testare il reattore su
una vasta gamma di reflui, si è alimentato il sistema con un refluo artificiale che
simulasse in parte un refluo di birreria; questo procedimento era stato già eseguito con
risultati soddisfacenti durante la fase sperimentale della tesi di Giuseppe Guglielmi, che
utilizzava un reattore pilota a letto espanso. Gli scarichi di questo tipo hanno infatti un
carico organico medio (circa 3 ÷ 5 kgCODm-3d-1) e vengono spesso efficacemente trattati
attraverso sistemi UASB, sia in scala di laboratorio, sia in scala reale (H. H. P. Fang, L.
Guohua et al., 1990): si è pensato così di avviare il sistema con un refluo idoneo per
ottimizzare lo start-up, che per i sistemi UASB rappresenta la fase più critica. Vista la
difficoltà di trovare aziende che, nei dintorni di Trento, effettuino una produzione di
reflui da bevande e liquidi alimentari non legate a produzioni stagionali, si è optato per
questa scelta, rivelatasi alla fine vantaggiosa. Infatti, si è potuto utilizzare il laboratorio di
analisi attiguo al container, si sono ricreate ad hoc le caratteristiche del refluo, e si sono
potuti variare a piacere tutti gli altri parametri; infine, tutte le apparecchiature e i materiali
necessari erano direttamente a disposizione. Di contro, con il refluo sintetico di
alimentazione si sono potute simulare solo in parte le caratteristiche di un influente reale.
Nel complesso il reattore è stato avviato 3 volte, con modalità operative differenti.
Il refluo è stato prodotto inizialmente mediante la preparazione di una soluzione di
acetato di sodio (CH3COONa) e di amido (C6H10O5)n con valori di 100 gCOD/l; l’ amido,
non completamente solubile, doveva essere agitato prima di preparare il refluo;
successivamente le soluzioni venivano ulteriormente diluite per ottenere una
concentrazione di 2000 mgCOD/l complessiva.
Nella fase successiva (secondo avviamento) la composizione del refluo è stata modificata,
inserendo anche metanolo, saccarosio, lievito, fosforo, azoto e alla fine zolfo.
Per il terzo avviamento si sono invece utilizzati gli stessi composti organici per quanto
riguarda l’apporto di COD, fosforo e azoto, ma si è usata acqua distillata e si sono
inseriti dei sali –di metalli e di non metalli- come micronutrienti.
In seguito verranno analizzati i motivi di tali modifiche.
La tanica dell’ influente utilizzata aveva un volume di 50l, ed è stata posta all’interno del
container; durante il periodo invernale e primaverile tale edificio è stato riscaldato, per
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mantenere una temperatura interna tra i 18 e i 22 °C in modo da evitare eccessive
dispersioni termiche del sistema. Nell’ultima fase sperimentale si sono utilizzate taniche
da 100 l in modo da garantire una maggiore autonomia, in considerazione del fatto che
era stata aumentata la portata di alimentazione.
La tanica contenente l’ effluente, anch’essa di un volume di 50 l, è stata posta invece
all’esterno del container.
6.1.2 Analisi, procedure di routine e obiettivi proposti
L’ obiettivo della fase sperimentale a Trento è stato quello di ottimizzare le procedure di
avviamento, fornendo un inoculo il più idoneo possibile ad uno start – up veloce e
alimentando il reattore con un refluo sintetico che fosse il più possibile eterogeneo e allo
stesso tempo atto ad uno sviluppo della coltre di fango.
I risultati non pienamente soddisfacenti del primo start-up e alcuni problemi tecnici legati
al funzionamento del reattore hanno forzatamente condotto a più di uno start-up, per cui
si sono valutati vantaggi e svantaggi per le diverse procedure di inizio; ciò a scopo
didattico per i ricercatori malgasci, ma anche nella prospettiva di dover operare con il
medesimo sistema sul posto.
Si è poi scelto di monitorare con frequenza costante la presenza di sostanze organiche
degradabili (mediante l’ analisi del COD), di composti azotati e del fosforo, nonché dei
solidi sospesi. Le analisi sono state condotte sul refluo in entrata e sull’ effluente, in
modo tale da poter effettuare un bilancio di rimozione per ogni singolo componente e di
valutare l’ entità del dilavamento della biomassa e quindi l’ età del fango.
Si sono poi effettuate delle analisi periodiche sui fanghi prelevati dall’ interno del
reattore; in questo caso si sono però effettuati campionamenti saltuari, a causa della
necessità di preservare la coltre di fango, il cui spessore, in un impianto pilota di simili
dimensioni, è piuttosto esiguo.
Il monitoraggio del sistema è avvenuto totalmente in modo manuale, eccezione fatta per
l’acquisizione dei dati di produzione del biogas; non sono state inserite sonde
nell’impianto allo scopo di verificare la fattibilità di un simile tipo di controllo, in modo
tale da poterlo riproporre a Mahajanga nella fase sperimentale sul posto; la raccolta dei
dati è così risultata meno puntuale e più laboriosa, ma probabilmente più utile al
trasferimento di una tecnologia il più possibile semplice e riproducibile in quel contesto.
120
I campioni da analizzare sono stati prelevati manualmente, per quanto riguarda l’effluente
si è prelevato il refluo direttamente dallo sfioro in uscita; a partire dalla fine del secondo
start – up si è prelevato un campione separato dal bidone del refluo in uscita, sul quale
sono state effettuate le analisi sui solidi sospesi (allo scopo di ottenere un valore più
significativo, in quanto mediato su molte ore); l’influente è stato sempre prelevato dal
bidone subito dopo la preparazione; i pochi spillamenti effettuati dai punti di
campionamento si sono svolti mediante l’ausilio di una siringa, allo scopo di minimizzare
l’ingresso di bolle di ossigeno nel sistema; temperatura e pH sono stati monitorati
manualmente in ingresso e in uscita, tramite le apposite sonde.
Ci si è proposti di effettuare delle analisi citometriche, tentando di determinare la
percentuale di batteri vivi tra i solidi sospesi volatili, la loro densità e attività, nonché un
range di dimensioni; si è ipotizzato che tali analisi, ripetute nel tempo, potessero
consentire una valutazione sullo stato della biomassa e sulla crescita dei batteri.
Contemporaneamente si sono analizzati i fanghi al microscopio, per determinare struttura
e forma degli aggregati dei batteri nei granuli; le fotografie relative a questo tipo di analisi
sono esposte nel paragrafo 6.6. Le fotografie, come verrà esposto in seguito, hanno
evidenziato come la complessa struttura del fango granulare non consentisse di effettuare
un’ analisi citometrica significativa, per la difficoltà di una messa a punto di una tecnica
di separazione dei singoli batteri dal granulo.
Infine, si è paventata la possibilità di eseguire delle analisi respirometriche, inizialmente
per conoscere la percentuale di batteri anaerobici stretti (per differenza rispetto alla
densità batterica complessiva determinata con la citometria), poi per valutare un’
eventuale presenza di batteri aerobi o facoltativi e per tentare una valutazione dei
fenomeni di nitrificazione e denitrificazione. Come esposto nel capitolo precedente,
infatti, la presenza di batteri facoltativi nei granuli è possibile ed auspicabile, in quanto
questi sono in grado di utilizzare il surplus di ossigeno nel reattore, preservando i batteri
metanigeni, strettamente anaerobici e per i quali, quindi, la presenza dell’ ossigeno è
tossica ( M.T. Kato, J.A. Field, G. Lettinga, 1997). Tali analisi, particolarmente
sofisticate e difficilmente replicabili in Madagascar sarebbero risultate comunque utili
anche se svolte solo in Italia sia a chi, dovendo partecipare alla missione sul posto, si
sarebbe potuto avvalere di nuove nozioni e conoscenze in merito al processo, sia al
personale tecnico malgascio in visita a Trento e successivamente deputato a seguire la
sperimentazione; infine questo tipo di studio, in particolare la citometria applicata a
popolazioni batteriche anaerobiche, risulterebbe interessante anche per uno scopo di
121
ricerca scientifica, una volta messo a punto un procedimento standard idoneo per svolgere
le analisi su conglomerati di anaerobici. La mancanza di tempo e la necessità di introdurre
delle nuove e valide procedure per queste analisi hanno fatto propendere per un
accantonamento di queste ipotesi, almeno per quanto riguarda questo progetto. In
particolare per la citometria si vedrà come i metodi standard di studio sui campioni di
fanghi attivi non possano essere applicati con sufficiente attendibilità nel caso di
biomassa granulare.
Riguardo invece alle analisi di routine, si sono monitorati giornalmente, tramite delle
sonde, temperatura, pH e ossigeno disciolto (quest’ ultimo non sistematicamente) di
influente ed effluente.
6.1.3 Lista di parametri e metodi di misura, cenni alle tecniche respirometriche e
citometriche
(tratto dal sito del Laboratorio di Ingegneria Sanitaria Ambientale di Trento:
http://www.ing.unitn.it/~lisa/)
COD totale
Il COD (chemical oxygen demand) rappresenta la quantità di ossigeno necessaria per
ossidare chimicamente le sostanze organiche ed inorganiche presenti nel campione. La
misura del COD è quindi un parametro fondamentale per determinare la qualità di un
refluo. Si utilizza una soluzione di dicromato di potassio in presenza di acido solforico e
di solfato di argento (catalizzatore). La titolazione avviene con una soluzione di solfato di
ammonio e di ferro. La reazione che si sviluppa è la seguente:
Cr2O7-- + 14 H+ + 6 e- ? 2 Cr+++ + 7 H2O
La quantità di dicromato ossidato è proporzionale alla concentrazione delle sostanze
ossidabili.
Il COD viene espresso in mg/l, e il range misurabile è compreso tra i 10 e i 400 mg/l, per
cui con concentrazioni superiori è necessario diluire il campione.
COD solubile flocculato
122
E’ una misura che permette di dare un’ indicazione sul COD rapidamente biodegradabile,
cioè sulla sostanza organica immediatamente utilizzabile dai batteri per la loro nutrizione,
grazie alla sua semplicità strutturale.
Ai 100 ml di soluzione si aggiunge 1 ml di ZnSO4 e, agitando il campione, si porta il pH
a 10,5 con aggiunta di NaOH 6M. Dopo una sedimentazione di alcuni minuti si raccoglie
il surnatante e lo si filtra su membrane a 0,45 μm, e si determina il COD sul campione
fltrato.
Ammoniaca (NH3)
L’ ammoniaca presente nel campione viene fatta reagire con il reattivo di Nessler
(iodomercurato di potassio in soluzione alcalina); si forma così un complesso giallo
(amidoioduro di ossimercurio), del quale si misura l’intensità di colorazione mediante
uno spettrofotometro calibrato a 425 nm. La reazione che si sviluppa è:
2(HgI2 + KI) + 2NH3 → 2(NH3HgI2) + 2KI
2(NH3HgI2) → NH2Hg2I3 + NH4I
Lo spettrofotometro si basa sul principio dell’ assorbimento di radiazioni di determinata
frequenza da parte della sostanza da analizzare, in modo da ottenere uno spettro che
mostra l’intensità dell’ assorbimento alla frequenza voluta, e in base al valore dell’
assorbanza si risale alla concentrazione. Il composto colorato da analizzare è l’
amidoioduro di ossimercurio, che tende a flocculare, per cui la determinazione
colorimetrica deve essere effettuata tempestivamente, non appena vi è il completo
sviluppo del colore. Il metodo è applicabile in un range di 0,4 – 5 mg/l. Sono necessari
dei pretrattamenti se il campione presenta una colorazione tale da interferire con la
determinazione dell’ ammoniaca.
L’ ammoniaca è una sostanza tossica per la fauna ittica e, come nitriti e nitrati, può
indurre fenomeni di eutrofizzazione.
Nitriti (NO2-)
Il campione viene trattato con acido solfanilico ed ?-naftilammina, che formano con lo
ione nitroso un sale diaconio rosa, del quale viene misurata l’ intensità di colorazione con
123
lo spettrofotometro calibrato a 543 nm. Il metodo è applicabile in un range di 0,25 – 5
mg/l.
I nitriti si formano in natura per riduzione dai nitrati, o per ossidazione dell’ ammoniaca
ad opera di microrganismi, costituendo il prodotto
intermedio del processo di
nitrificazione. Nelle acque ossigenate si trasformano rapidamente in nitrati; in ambiente
anaerobico avviene il processo inverso.
In determinate condizioni i nitrati possono ridursi a nitriti nel tratto intestinale, quindi
immessi nel sangue, dove reagiscono con l’ emoglobina, formano metaemoglobina e
creano difficoltà nel trasporto di ossigeno. La fauna ittica è anch’ essa sensibile ai nitriti
in concentrazioni superiori a 5 mg/l; per i salmonidi la concentrazione massima non
nociva è di 0,06 mg/l. Le acque contenenti nitriti sono da considerarsi fortemente
inquinate.
Nitrati (NO3-)
Si usa il metodo della lettura all’ ultravioletto, che però viene proposto per campioni a
basso contenuto di sostanza organica, per non creare delle interferenze sulla lettura con lo
spettrofotometro, che viene effettuata a 220 nm. Il campione viene filtrato per eliminare
le interferenze del articolato sospeso, quindi si acidifica il contenuto con HCl per
prevenire eventuali interferenze legate ad idrossidi o carbonati. Il metodo è valido per
un’assorbanza dovuta alla sostanza organica non superiore al 10 % dell’ assorbanza
determinata dalla presenza dei nitrati. Per limitare le interferenze con la sostanza organica
si provvede a una correzione del dato, leggendo il campione anche a 275 nm (dove vi è
un picco di assorbimento della sostanza organica, ma non dei nitrati). La concentrazione
di nitrati è data dalla differenza tra i valori alle due diverse lunghezze d’ onda. La
concentrazione è espressa in mg/l.
I nitrati costituiscono l’anione dell’ acido nitrico e dei suoi sali; si formano per
ossidazione completa dell’ ammoniaca tramite microrganismi; possono essere assimilati
dalle piante e convertiti in proteine; in ambiente anaerobico possono essere trasformati in
nitriti, ossidi di azoto e azoto molecolare. La loro presenza nei reflui è legata a scarichi
urbani, industriali, zootecnici. L’ uomo li assimila attraverso i cibi, e in particolare
attraverso i vegetali; anche per i nitrati il pericolo principale è costituito dalla possibile
formazione di metaemoglobina; nelle acque potabili concentrazioni superiori ai 10 mg/l
sono potenzialmente dannose. Un altro rischio legato ai nitrati è la formazione di
124
nitrosammine, composti organici azotati con potere cancerogeno, mutageno e teratogeno.
Nei fiumi, infine, i nitrati possono supplire a carenze di ossigeno, mediante riduzione;
essi però, stimolando la crescita di alghe e piante verdi, possono comportare fenomeni di
eutrofizzazione eccessiva, che provocano situazioni di carenza di ossigeno e condizioni di
asfissia per alghe e fauna ittica nel corpo idrico ricettore. La putrefazione delle alghe e la
conseguente sedimentazione della biomassa causano susseguentemente un nuovo apporto
di nutrienti e il fenomeno può così autoalimentarsi.
Azoto organico
Per azoto organico si intende tutto l’ azoto legato mediante gruppi differenti; nelle acque
è presente principalmente in aminoacidi, polipeptidi e proteine. Tramite il metodo di
Kjeldahl si trasforma l’azoto organico in solfato monoidrogeno di ammonio, attraverso
un processo di mineralizzazione. Esso viene realizzato per digestione del campione con
acido solforico, aggiunta di solfato mercurio (catalizzatore) e solfato di potassio, per
raggiungere un punto di ebollizione a 345 – 370 °C. La temperatura non deve superare i
382 °C per non avere perdite di azoto. Il campione viene raffreddato e diluito con acqua
distillata, quindi si aggiunge idrossido di sodio, in modo da raggiungere un pH alcalino e
si distilla, determinando l’ammoniaca presente con il reattivo di Nessler. Il valore di
azoto organico si ottiene per differenza tra l’ azoto totale così determinato e quello
ammoniacale del campione e viene espresso in mg/l.
L’ azoto organico, nelle sue diverse forme, può essere trasformato in fase acquosa da
microrganismi in azoto ammoniacale e dando quindi luogo alle problematiche esaminate
precedentemente.
Fosforo totale (ortofosfati/polifosfati)
Per determinare la concentrazione del fosforo totale è necessario trasformare i polifosfati
( catene complesse contenenti lo ione PO43- ) in ortofosfati (singoli composti in cui vi è la
presenza dello ione PO43- ); ciò avviene mediante un’ idrolisi acida.
Si aggiungono al campione acido solforico, acido nitrico e pietra pomice. Il campione
viene fatto bollire su una piastra riscaldante, fino ad ottenere un residuo di quantità nota.
Successivamente si aggiunge acqua distillata e si corregge il pH fino alla neutralità.
Attraverso l’ aggiunta di idrossido di sodi si raggiunge una colorazione rosa, che poi
scompare mediante aggiunta di acido solforico. A questo punto i polifosfati sono stati
125
trasformati in ortofosfati ed è così possibile determinarne la concentrazione: si fa reagire
il campione con molibdato di ammonio, e si riduce a blu di molibdeno il composto
ottenuto con cloruro stannoso. Mediante lo spettrofotometro calibrato a 600 nm si misura
l’ intensità di colorazione.
Il fosforo è presente nelle acque in diverse forme e in diversi stati di ossidazione. Per i
reflui domestici, l’ apporto più comune è quello derivante dal metabolismo umano e dall’
uso di detersivi. Elevate concentrazioni di fosforo sono una delle cause principali del
fenomeno dell’ eutrofizzazione, in quanto tra i nutrienti è quello presente in quantità
minore nelle acque, e quindi rappresenta il fattore limitante per la crescita delle alghe.
La misura del fosforo totale fornisce così una misura attendibile della fertilità di un’
acqua.
Solidi sospesi totali
I solidi sospesi totali sono costituiti da tutte le sostanze non disciolte presenti nel
campione.
Tale materiale è raccolto tramite filtrazione su un filtro a membrana con porosità di 0,45
?m, e il suo peso si determina per via gravimetrica dopo averlo posto in una stufa a 105 °
C per 6 -7 minuti e successivo raffreddamento nell’ essiccatore fino a temperatura
ambiente; l’ operazione deve essere ripetuta fino a raggiungere un peso costante. Il
risultato si esprime in mg/l o in kg/m³.
Solidi sospesi volatili
I solidi sospesi volatili rappresentano una percentuale dei solidi sospesi totali. Si
ottengono tramite incenerimento a 550 °C del filtro sul quale erano stati determinati i
solidi sospesi totali. Il campione viene infatti posto in un crogiolo di porcellana e quindi
in un forno a muffola a tale temperatura fino a raggiungere un peso costante (solitamente
1 o 2 ore); il crogiolo viene estratto e raffreddato per qualche minuto all’ aria, quindi
raffreddato nell’ essiccatore e infine pesato. Ciò che si pesa sono i solidi sospesi fissi;
dalla differenza tra i solidi sospesi totali e quelli fissi si ottengono i volatili.
I solidi sospesi volatili rappresentano un indice di valutazione del contenuto di sostanze
organiche non disciolte presenti nel fango. In un impianto di trattamento di reflui, a causa
della difficoltà di poter disporre sempre di analisi significative sulla biomassa attiva
presente nel fango, ci si basa con buona approssimazione sui solidi sospesi volatili per le
considerazioni sullo sviluppo dei batteri e le cinetiche del processo.
126
Respirometria (G. Andreottola, P. Foladori, M. Ferrai, G. Ziglio, 2002)
E’ una disciplina che si occupa della misura e dell’interpretazione delle modalità con cui
un sistema biologico consuma ossigeno; è utilizzata tipicamente per processi aerobici (in
particolare fanghi attivi). Le misure si basano sulla quantità di ossigeno consumata in un
determinato intervallo di tempo all’interno del reattore – respirometro, attraverso una
sonda per l’ossigeno; per i test aerobici l’interno del reattore viene areato mediante un
insufflatore d’aria. Attraverso la respirometria è possibile caratterizzare il COD di un
substrato, determinare i parametri cinetici che caratterizzano il sistema, la determinazione
della produzione dei fanghi di supero, il fabbisogno di ossigeno, la respirazione
endogena, l’eventuale effetto inibitorio di alcuni tipi di refluo.
La respirometria può però essere utilizzata anche per studiare le cinetiche di
denitrificazione e nitrificazione (test NUR e AUR), processi che avvengono normalmente
in una vasca a fanghi attivi in presenza di determinate colonie batteriche. La rimozione di
quantitativi di azoto non trascurabili all’ interno del reattore UASB potrebbe in futuro
essere studiata tramite test respirometrici, una volta standardizzate le procedure per
colture batteriche diverse da quelle tipiche dei fanghi attivi.
Citometria (M. Tarter, 2002)
La citometria applicata alle colture batteriche degli impianti di depurazione è una tecnica
recentemente messa a punto nel campo microbiologico.
Questa tecnica dà la possibilità di analizzare migliaia di cellule in pochi secondi,
determinandone la frazione viva e quella attiva, individuando un range di dimensioni e la
densità (n° cellule / volume). Le cellule, marcate con fluorocromi specifici, vengono fatte
passare mediante un flusso laminare davanti a un punto di fuoco di un raggio luminoso di
eccitazione del citometro a flusso. La singola cellula risponde con un impulso di
fluorescenza di intensità proporzionale al contenuto cellulare del componente marcato (ad
esempio il DNA). Un fotomoltiplicatore trasforma l’ impulso di fluorescenza in un
impulso elettrico, poi visualizzato in un istogramma di intensità.
Il procedimento anche in questo caso è ottimizzato per i fanghi attivi. Il pretrattamento
del campione avviene entro 2 ore dal prelievo, mediante omogeneizzazione,
disgregazione meccanica in più fasi degli aggregati, diluizione e filtrazione su membrana
127
a 10μm; ciò allo scopo di poter separare ed analizzare in modo attendibile le singole
cellule.
In riferimento al sistema UASB un utilizzo futuro di questa tecnica è auspicabile per
riuscire a quantificare la biomassa granulare e la sua componente attiva; come nel caso
del metodo respirometrico anche le tecniche di citometria vanno ottimizzate per poter
analizzare la biomassa anaerobica; gli aggregati sono molto complessi e non facili da
separare, quindi non può essere utilizzato lo stesso tipo di pretrattamento dei fanghi attivi
visto precedentemente.
6.2 La scelta dell’ inoculo
Una scelta corretta dell’ inoculo è fondamentale per un’ avvio della sperimentazione in
tempi brevi, per ridurre il periodo di start up e per velocizzare la granulazione. In molti
casi l’ utilizzo di un fango granulare di un altro reattore UASB, inoculato eventualmente
più volte per sopperire all’ inevitabile iniziale dilavamento di una parte della biomassa,
può essere la soluzione ottimale; ciò è particolarmente vero per biomasse prelevate da
reattori che trattano reflui simili all’ influente oggetto della nuova sperimentazione, ma
non vi è la garanzia assoluta di evitare un dilavamento eccessivo, una frantumazione dei
granuli o una mancata acclimatazione della biomassa. Inoltre l’ impianto più vicino a
Trento a noi noto è situato presso Rovigo e tratta reflui da produzione di succhi di frutta: i
tempi di trasporto e l’eventualità di dover effettuare diversi inoculi hanno sconsigliato
inizialmente il ricorso a questi fanghi. Vi è inoltre da considerare il fatto che in
Madagascar non è certamente possibile ricreare appieno le condizioni ottimali (come ad
esempio procurarsi sul posto un inoculo granulare ad hoc), per cui si effettuato uno start
up non convenzionale. Tale scelta, come si vedrà in seguito, ha tuttavia comportato una
serie di problemi, tali da consigliare un secondo start – up.
In una recente sperimentazione condotta su un reattore pilota UASB (Dipartimento di
Ingegneria Chimica, dell’Ambiente e delle Materie Prime di Trieste), dopo un tentativo di
inoculo mediante biomassa granulare (e successiva rottura dei granuli), si è provveduto ad
inserire nel reattore un inoculo proveniente da vasca a fanghi attivi, e la granulazione ha
avuto luogo senza problemi. Tale procedura ha avuto riscontri positivi in diverse
sperimentazioni (W. Wu, J. Hu, X. Gu, Y. Zhao, H. Zhang, 1987); in tali casi le
128
caratteristiche dei granuli formatisi sono risultate simili a quelle dei granuli ottenuti
mediante un inoculo da digestori anaerobici. Infatti, nei fiocchi dei fanghi attivi sono
presenti dei nuclei di batteri anaerobici, che riescono a svilupparsi e a sopravvivere nelle
zone anossiche, in concentrazioni dell’ordine di 108 batteri/ gSS. Dopo un periodo di
acclimatazione, il sistema è in grado di selezionare i batteri idonei allo sviluppo del letto
granulare.
Come menzionato nel precedente capitolo, è stato possibile avviare dei reattori UASB
senza inoculo, o mediante concime bovino; il successo di tali operazioni dipende dalle
condizioni ambientali e dal tipo di refluo, richiede tempi lunghi, non è garantito e non
sono state ancora proposte delle spiegazioni che dimostrino inconfutabilmente i motivi
del successo o dell’ insuccesso della granulazione.
Altri autori propongono comunque, in alternativa all’ utilizzo di una biomassa granulare,
l’introduzione di batteri da quante più possibili diverse colture ( R. P. Singh, S. Kumar,
C. S. P. Ojha, 1998); l’ utilizzo di inoculi misti aerobici/anaerobici è stato efficacemente
testato e poi proposto (R. F. Hickey, W. M. Wu, M. C. Veiga, R. Jones, 1991) ed è stato
definitivamente preso in considerazione nel nostro caso, potendo prelevare entrambi i
fanghi dagli impianti di Trento nord, che trattano un refluo misto (civile ed industriale) e
sono adiacenti al container in cui si è effettuata la sperimentazione ogni volta fosse stato
opportuno. Come passo iniziale si è provveduto ad un inoculo e ad un’alimentazione
istantanea; non si è quindi imposto ai batteri aerobici, come indicato nell’ articolo
precedentemente menzionato, un periodo di acclimatazione nel reattore tramite
alimentazione in modalità Batch, poiché nell’ inoculo era presente anche una carica di
batteri anaerobici. Successivamente si è pensato di aggiungere una certa quantità di
biomassa granulare dal reattore della ditta Cas presso Rovigo, nell’ auspicio che ciò
velocizzasse lo start up (R. F. Hickey, W. M. Wu, M. C. Veiga, R. Jones, 1991; L. W.
Hulshoff pol, W. J. de Zeeuw, C. T. M. Velzeboer, G. Lettinga, 1983). Infine, per quanto
riguarda il volume dell’ inoculo, una percentuale di riempimento minima del 10% è
considerata indispensabile, ma il 30% rappresenta un valore più sicuro; questi valori
vengono tuttavia consigliati come valori minimi per reattori in scala industriale, in
situazioni per le quali ridurre il più possibile la biomassa da inserire può rappresentare un
fattore economico non irrilevante; per reattori in scala da laboratorio la quantità di fango
necessaria è piccola, e quindi in questi casi, se non vi è la presenza di composti tossici o
inibenti, il reattore viene riempito per più del 50% del suo volume (R. F. Hickey, W. M.
129
Wu, M. C. Veiga, R. Jones, 1991): nel nostro caso (reattore da 10 l utili), l’ inoculo
iniziale è stato di 5 l.
E’ da tener presente, tuttavia, come al di là dei volumi di fango inoculato ciò che svolge
un ruolo importante è anche la densità di solidi sospesi volatili (SSV), che, come
precedentemente affermato, da un punto di vista operativo viene utilizzata per stabilire la
quantità di biomassa batterica presente; per questo un parametro di riferimento
fondamentale per lo start-up è il carico del fango: Cf = kgCOD·kg-1VSS·d-1.
Per gli start – up successivi si è invece prelevato del fango granulare dal reattore della
ditta CAS; l’utilizzo di questo inoculo ha dato risultati migliori, in quanto il fango
risultava maggiormente sedimentabile e più attivo (in questo caso la produzione di biogas
è iniziata subito); a favore di un inoculo tradizionale è stato anche il fatto che a
Mahajanga non esiste alcun impianto di trattamento, quindi non sarebbe stato possibile
attingere ad un impianto a fanghi attivi o ad un digestore anaerobico; si è deciso allora di
utilizzare questo tipo di inoculo con la prospettiva di trasportarne una certa quantità per la
fase sperimentale sul posto.
6.3 Le procedure iniziali: il primo start - up
La sperimentazione ha avuto inizio il 7 marzo 2003; come inoculo si sono usati 2,5 l di
fango proveniente dal digestore anaerobico e 2,5 l di fanghi attivi, in modo tale da
riempire il reattore per la metà del suo volume; i fanghi sono stati miscelati, sono stati
prelevati 3 campioni (uno dal fango anaerobico, uno dal fango attivo e uno dalla miscela),
in modo tale da determinarne le concentrazioni e il tipo di distribuzione dei solidi presenti
(TSS, VSS) e dei nutrienti (COD, N e P).
L’ alimentazione è avvenuta in un’ unica fase, attraverso il foro superiore dell’ uscita del
biogas.
Immediatamente dopo una breve fase di sedimentazione è iniziata l’ alimentazione del
refluo. Esso era costituito di una miscela di acetato di sodio e di amido, in modo tale da
raggiungere una concentrazione di circa 1500 – 2000 mgCOD/l, tipica di un refluo da
birreria. Si è deciso di fornire un apporto di COD dovuto per il 50% all’ amido e per il
50% all’acetato; è da notare come l’ acetato di sodio sia un composto rapidamente
130
biodegradabile, al contrario dell’ amido, che oltretutto è molto meno solubile. Non sono
stati aggiunti altri nutrienti, prevedendo un sufficiente apporto nella fase iniziale da parte
della frazione di biomassa morta inoculata e una presenza di metalli in tracce nell’acqua
di rete.
L’ alimentazione è avvenuta in modo continuo con una portata molto bassa, pari a 0,25
l/h., corrispondente ad un HRT = 40 h. Tale valore risultava però approssimativo, in
quanto per portate molto basse la regolazione della pompa non è effettuabile con una
grande precisione. Poiché il limite minimo della pompa utilizzata risultava di 0,50 l/h
circa, si è introdotto un temporizzatore, che, funzionando ad intermittenza (intervalli di
1,5 minuti), dimezzava il flusso. Si sono inoltre eliminati i ricircoli, non necessari a causa
del carico organico ridotto, introducendo una tubazione per l’ingresso e una per l’uscita.
In tal modo sono state ridotti l’ ingombro del sistema, le perdite di carico e la quantità di
refluo presente nei tubi (con possibili ristagni).
Tali procedure operative vengono consigliate in diverse pubblicazioni (R. F. Hickey, W.
M. Wu, M. C. Veiga, R. Jones, 1991; P. Weiland, A. Rozzi, 1991); una portata bassa è
comunque necessaria per evitare il dilavamento della biomassa, non ancora compattatasi
nella forma granulare o non adattatasi completamente alle nuove condizioni.
Successivamente è possibile aumentare per gradi il carico organico (tramite valori di
portata maggiori, o con una più alta concentrazione del COD nell’influente). È inoltre
opportuno introdurre un’ adeguata quantità di fango per ovviare a tale dilavamento e
garantire una sufficiente presenza di batteri.
A causa della temporanea indisponibilità del criostato, per termostatare l’ impianto si è
utilizzato nei primi giorni il sistema definito “a dito caldo”; tuttavia tale sistema non ha
permesso all’acqua del riscaldamento di superare i 30 °C, temperatura peraltro non
costante.
Si è notata dall’ inizio una tendenza del fango a risalire, e si è riscontrata una presenza nel
reattore di 3 strati visibili: uno di solidi accumulatisi sul fondo, uno di liquido ben più
chiarificato nella parte centrale, e uno in corrispondenza del separatore di fase. Quest’
ultimo usciva in gran parte assieme al refluo, che è risultato all’ inizio di colore brunastro
e visibilmente carico di solidi.
Lunedì 10 marzo si è misurato il volume allo scarico: ne risultavano 15 l, vale a dire una
portata di 0,25 l/h, con un HRT = 40 h. Il carico organico teorico risultava quindi pari a :
131
(2 · 24 · 0,25) / 10 = 1,2 kg COD / m³ d. La velocità di risalita nel reattore della fase
liquida era pari a:
v = Q/A = (0,25/1000)/(0,122) = 0,017 m/h.
Il fango risultava depositato sostanzialmente sul fondo del reattore, ed era chiaramente
percepibile una risalita delle bolle di gas; in ogni caso in 57 ore il misuratore del
programma SACS (verificare sigla) aveva registrato solo 60 cm3 di gas.
Si sono poi prelevati dei campioni dall’ interno del reattore attraverso una siringa: la
temperatura nei tre punti di campionamento risultava più o meno costante (28,5 °C), per
cui si è riscontrata una certa dispersione termica rispetto alla camicia.
Si è notata una risalita di solidi nel tubo di alimentazione, sino ad oltrepassare la pompa
peristaltica. L’effluente in uscita è risultato di colore brunastro e visivamente ricco di
solidi.
In merito ai risultati esposti nella tabella seguente il carico del fango è risultato:
Cf =
QS 0
= 0,35 kgCOD/kgVSS d. Tale valore è però approssimativo e non può tenere
VX
conto delle forti oscillazioni del carico organico che si sono poi riscontrate, né, in modo
preciso, del fatto che la biomassa presente nel reattore è andata via via riducendosi.
Il giorno successivo (martedì 11 marzo) si sono effettuati altri 3 prelievi dei fanghi:
temperatura e pH risultavano sostanzialmente invariati. Si è deciso di limitare la
frequenza di questo tipo di prelievo per non diminuire troppo lo spessore della coltre di
fango e per non rischiare di immettere ossigeno nel reattore.
Si è inoltre notato come la temperatura del sistema di termostatazione oscillasse in realtà
tra 30,5 e 27,5 °C, a causa degli sbalzi termici dell’ ambiente circostante.
Lo stesso giorno si sono ottenuti i primi risultati delle analisi dei campioni. La rimozione
del COD, supponendo una concentrazione dell’ influente di 2000 mg/l, è risultata
soddisfacente, con un’ efficienza pari a ( 2000 – 394 ) · 100 / 2000 = 80,3 %. In seguito,
tuttavia, nei pochi casi in cui ci si riferirà all’efficienza nella rimozione del COD, ciò sarà
fatto in relazione alla media dei valori in entrata della sperimentazione, in quanto questi
hanno subito delle oscillazioni. Il quantitativo di fosforo ed azoto totali in uscita
risultavano elevati, fatto legato al contributo della biomassa inoculata e dilavata assieme
all’ effluente. A questo scopo si riportano i valori proposti per una stima del contributo al
COD, per la più parte COD particolato, legato alla fuoriuscita di solidi volatili (granuli):
per (G. Andreottola, P. Foladori, M. Ferrai, G. Ziglio, 2002) si ha per i fanghi attivi
132
generalmente: 1,48 g COD/gVSS e 0,1 g N/gVSS; L. K. Agrawal, H. Harada, H. Okui,
1997 propongono per il fango granulare anaerobico un rapporto di 1,42 gCOD/gVSS.
Si è notato che a partire dal giorno 10 marzo il programma SACS non aveva più rilevato
alcuna produzione di gas: ciò risulta in contrasto con una rimozione di substrato così
evidente, e con il fatto che le bolle di gas, già visibili dall’ inizio, erano diventate, a
partire dal giorno 13, molto numerose e di dimensioni maggiori, e risalivano visibilmente
in buona parte nel tubo collettore.
Tabella 1.6: risultato delle prime analisi sui fanghi nel reattore; primo, secondo e terzo punto di
campionamento si intendono a partire dall’ alto (vedi lo schema del reattore nel cap. 5). Si nota come
la densità di solidi, e quindi di conseguenza COD, P e N, aumenti verso il fondo del reattore.
campione
CODtot
CODsf
CODfiltr NH4
NO2
NO3
Norg
Ntot
Ptot
SST
SSV
[mg/l]
[mg/l]
[mg/l]
[mg/l]
[mg/l
[mg/l]
[mg/l
[mg/l
[mg/l]
[kg/m³]
[kg/m³]
10,3
]
790
]
1286,
416
13,8
10,07
4,1
84
4
136,3
103
3,6
2,97
728
2
1020,
248
9,1
6,80
3,5
0,1
5,1
0,17
Fango dal digestore
16730
727
1455
635
]
0,76
Fanghi attivi
4485
424
667
66
0,22
Inoculo
(fanghi 10180
606
1090
373
1,1
9,1
attivi + digestore)
Primo punto di 573
439
2,5
0,01
1,6
8,9
5
11,2
campionamento
Secondo punto di 658
463
5
0,01
3,7
16,5
21,3
campionamento
Terzo punto di 16400
844
1810
13,6
10,16
campionamento
Si è poi decisa una strategia di campionamento e di analisi standard nel tempo; lo scopo
prefissato è stato di misurare le concentrazioni di COD, fosforo, azoto e solidi per l’
effluente e l’ influente, verificare la crescita e le caratteristiche della coltre di fango nel
reattore a diverse altezze e la quantità di biomassa presente (attraverso una stima indiretta
mediante i solidi sospesi volatili). Contemporaneamente si verificavano T e pH.
Si è poi pensato di inserire una pompa da acquario all’ interno della tanica di refluo da 50
l per miscelarne il contenuto e tentare di ovviare alla sedimentazione dell’ amido che ivi
aveva luogo.
In seguito si presenta in tabella la serie di analisi di routine effettuate nella
sperimentazione, con la relativa frequenza.
133
Tabella 2.6: strategia per le analisi di routine nel primo start – up.
Campione
3 volte a settimana
1 volta a settimana
Fanghi a diverse altezze
Effluente
-
pH
-
T
-
COD
-
N
-
P
-
(TSS, VSS)
Influente
Inoculo
1 volta ogni 2 settimane
-
T
-
pH
-
COD
-
(TSS, VSS)
-
portata
-
pH
-
COD
-
T
-
N
-
P
-
(TSS, VSS)
(Tutte le analisi previste
negli altri casi, ogni volta
che
il
reattore
viene
inoculato)
Alla fine della settimana è stato possibile fare un bilancio più attendibile della portata di
alimentazione: il volume del refluo accumulato in uscita risultava di 43 l in 183 ore, per
cui, considerando alcune ore di arresto dell’ impianto, la portata è risultata stimabile in
circa 0,25 l/h.
Si è notato un incremento del pH dell’ effluente, fino al valore di 7,9 (venerdì 14/3),
dovuto al fatto che il pH del refluo in entrata risultava pari a 8,1. Il colore e la presenza di
solidi nell’ effluente e nella parte alta del reattore (separatore di fase) hanno iniziato a
migliorare visibilmente.
Lunedì 17 marzo si è riscontrata una produzione di 100 cm3 di biogas. Al solito si sono
effettuate le misure di pH e T del refluo, e del pH dell’ effluente; si sono prelevati un
campione dell’ effluente per analizzarlo e un altro campione dal recipiente che contiene il
refluo accumulato, previo miscelazione, per una stima approssimativa dei solidi
fuoriusciti.
134
Ne è risultata una perdita di 0,15 kgSST/m³.
Il giorno 18 si è potuto utilizzare il bagno criostatico, per cui, a partire da questa data, il
reattore è stato termostatato ad una temperatura di 37 °C; si è utilizzata inoltre una
resistenza per mantenere l’ influente ad una temperatura approssimativa di 20 °C. Inoltre,
in due giorni, la produzione di biogas è stata di 80 cm3.
Il giorno 19 si sono prelevati 5 l di fango granulare dal reattore UASB della ditta CAS di
Castelnuovo, produttrice di succhi di frutta; 2 litri circa sono stati inoculati mediante
immissione dall’ alto, e successivo arresto dell’ alimentazione per 2,5 h, in modo da
consentire la sedimentazione dei granuli. In seguito si è preso un campione dall’ inoculo
per analizzarlo:
Tabella 3.6: caratteristiche del fango granulare.
UASB granulare
COD [mg/l]
CODsf [mg/l]
NH4 [mg/l]
NO2 [mg/l]
NO3 [mg/l]
Norg [mg/l]
Ntot [mg/l]
Ptot
[mg/l]
SST [kg/m³]
SSV [kg/m³]
20220
244
47
0,6
10,2
1450
1489
130
30,7
28,4
La produzione di biogas monitorata, già in aumento nei giorni successivi, ha subito un
netto incremento dalla sera del 19, arrivando ad una media di 30 cm³ all’ ora. Nelle
tabelle riassuntive di fine paragrafo viene inserita la produzione di gas cumulato a partire
dal giorno 20 marzo.
Si è svolta una pulizia periodica dei tubi di immissione e di fuoriuscita dell’ impianto, in
quanto si erano verificati degli accumuli di solido (biomassa ed amido).
Il giorno seguente si è deciso di cambiare la composizione del refluo: 20% di COD
equivalente di amido e 80% di acetato, per ovviare alla sedimentazione che continuava ad
avere luogo.
Sono poi state condotte delle analisi sui solidi persi con l’ effluente, analizzando un
campione del refluo accumulato in uscita e poi miscelato: esso dava un quantitativo di
SST pari a 0,15 kg/m³.
135
Nei giorni successivi la coltre di fango è andata riducendosi (12 cm il 27/3), a causa di un
periodico dilavamento dovuto alla risalita di solidi assieme alle bolle di gas. Ciò ha
comportato una presenza elevata di solidi nell’ effluente. Inoltre il pH in uscita ha
superato il valore di 8: poiché valori superiori ad 8,2 possono risultare nocivi per la fase
acidogena (R. E. Speece, 1996), si è deciso di acidificare l’ influente tramite un’aggiunta
di 0,0015 ml/l di HCl al 37%, in quanto una tale concentrazione non sembra dare
problemi a questi tipi di impianti (R. P. Singh, S. Kumar, C. S. P. Ojha, 1999). Il pH del
refluo così prodotto è risultato di 7,59.
Nei giorni seguenti, tuttavia, il pH dell’ influente si è nuovamente alzato fino a 8,33; si è
aggiunta una quantità di 0,003 ml/l di HCl e 2 ml/l di una soluzione 1 molare di NaHCO3
(soluzione tampone); tuttavia da un pH di partenza pari a 7,76 si passava comunque a un
valore di 8,01 dopo 3 ore. Il pH all’ uscita si è mantenuto sul valore di 8,01.
A partire dagli ultimi giorni di marzo si è notata una diminuzione della produzione di
biogas, come si evince dal grafico 2.6 presentato alla fine del paragrafo, e dai grafici al
paragrafo 6.7. Inoltre valori molto variabili di ingresso e di uscita per COD e solidi hanno
portato a considerare l’ opportunità di un arresto dell’ impianto a partire dal giorno 4
aprile.
Si sono così analizzate le cause dei disguidi esposti fino ad ora; la variabilità in ingresso
delle caratteristiche del refluo è presumibilmente dovuta alla bassa solubilità dell’ amido:
pH e COD tendono a variare in funzione della sedimentazione ( legata anche a variazioni
di temperatura e al fatto che il grado di diluizione tendeva a diminuire con l’ abbassarsi
del livello d’ acqua). In uscita i valori di COD sono influenzati dalle sporadiche ma
cospicue fuoriuscite di solidi in concomitanza della violenta risalita delle bolle di gas di
grande diametro; una certa parte dei solidi che risalgono sino alla superficie non presenta
poi alcuna tendenza a sedimentare nuovamente, e in buona parte viene persa. Nel
paragrafo successivo verrà esaminato questo problema e saranno formulate alcune ipotesi
sulle ragioni legate al dilavamento.
Si è supposto che la mancata aggiunta di macronutrienti al refluo non fosse compensata
sufficientemente dalla presenza di fosforo ed azoto disponibili dai batteri morti inoculati.
Infatti in molti casi si consiglia comunque un apporto sostanziale di azoto (ad esempio
come NH4Cl), sia per favorire la crescita cellulare ( R. P. Singh, S. Kumar, C. S. P. Ojha,
1999), sia per impedire un’ inibizione dell’attività della biomassa, che può calare
notevolmente per concentrazioni interne al reattore inferiori a 40 – 70 mg/l (R. E. Speece,
136
1996); un apporto di fosforo nella ragione del 20 % della concentrazione di azoto è
inoltre utile onde evitare il dilavamento della biomassa. In questo senso si è provato in
parte a giustificare l’ insufficiente produzione di biogas, ed in particolare il calo
sostanziale dell’ ultimo periodo, ipotizzando un progressivo esaurimento dell’ azoto
disponibile.
Si è infine verificata la tenuta della parte superiore del sistema mediante insufflazione di
aria compressa, affinché non sussistessero dubbi riguardo alla possibilità di perdite di
biogas attraverso i punti di incollaggio.
Nella figura successiva viene indicata la produzione di biogas cumulato, monitorata dal
programma SACS, dal 20 marzo al 2 aprile.
Produzione di biogas
9000
8000
7000
[cm3]
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
37700
37705
37710
37715
giorni
Figura 2.6. produzione di biogas nel primo start – up.
La tabella seguente illustra i principali dati relativi alla sperimentazione durante l’intera
fase del primo start-up. I dati completi riguardanti le analisi vengono esposti al paragrafo
6.7.
137
Tabella 4.6: parametri relativi al primo start-up.
Q [l/h]
HRT [h]
v(reattore) [m/h]
v(tubo immissione) [m/h]
Qorganico medio [kgCOD/m3 d]
Cf iniziale [kgCOD/kgSSV d]
Efficienza media di rimozione COD [%]
0,25
40
0,017
0,796
1,426
0,35
51,7
6.4 Il secondo start – up
Venerdì 11 aprile ha avuto inizio la seconda procedura di start – up, nella quale si sono
variati alcuni parametri. In particolare si è enfatizzata l’ importanza del carico del fango:
Cf =
QS 0
VX
dove : S0 = concentrazione dell’influente [kgCOD/m³],
Q = portata [m³/d],
V = volume utile del reattore [m³],
X = concentrazione SSV media del reattore [kg/m³].
Il valore relativo al primo start - up, pur riferito ad un inoculo iniziale che non tenesse
conto del dilavamento successivo, è stato supposto insufficiente; anche la concentrazione
di VSS è risultata non adeguata per ipotizzare un rapido start – up: nel primo inoculo X =
3,4 kg VSS/m³, poi in gran parte dilavati; nel secondo inoculo granulare si sono aggiunti
5,68 kg VSS/m³. Un range ottimale di volatili può attestarsi infatti tra i 6 e i 25 kg/m³. Per
quanto riguarda cf, i valori ottimali per uno start up appropriato vanno da 0,27 a 0,49
kgCOD·kg-1VSS·d-1 (R. P. Singh, S. Kumar, C. S. P. Ojha, 1998); il carico del fango può
inoltre variare a seconda del tipo di refluo, va adeguato alla crescita batterica e può essere
incrementato a granulazione avvenuta e quando la produzione di metano è costante.
Viene ora inserita una tabella, estratta dall’ articolo menzionato, in cui si propongono
alcuni valori per start – up con reflui diversi.
138
Tabella 5.6: valori proposti per il carico del fango e la concentrazione dei SSV (R. P. Singh, S.
Kumar, C. S. P. Ojha, 1998).
Tipo di substrato
acidi grassi volatili
zucchero/glucosio
melassa (zucchero)
reflui da industrie
alimentari
reflui da cartiere
reflui misti
Tipo di substrato
acidi grassi volatili
zucchero/glucosio
melassa (zucchero)
reflui da industrie
alimentari
reflui da cartiere
reflui misti
iniziale
(valore ottimale)
0,4
0,13
0,12
carico del fango[gCOD/gVSS d]
iniziale
al tempo Gt
(range)
(valore ottimale)
0,27 - 0,49
0,7
0,12 - 0,23
0,45
0,065 - 0,14
0,6
N.A.
N.A.
0,1
Concentrazione
N.A.
N.A.
0,07 - 0,16
dell’inoculo
iniziale
(valore ottimale)
18
7,5
10
iniziale
(range)
14,0 - 25,0
6,0 - 12,5
7,0 - N.A.
N.A.
14
20
0,38
0,3
0,47
[gSSV/l]
N.A.
11,0 - N.A.
15,0 - 24,0
al tempo Gt
(range)
0,65 - 0,86
0,30 - 0,78
0,42 - 0,78
0,20 - 0,58
0,22 - 0,44
0,40 - 0,52
al tempo Gt
(valore ottimale)
14
10
10,5
al tempo Gt
(range)
10,0 - 18,0
6,0 - 17,0
N.A. - 12,5
N.A.
16
10
N.A.
13,0 - 23,0
8,5 - 13,0
N.A.: dato non disponibile; Gt: tempo di granulazione.
In ogni caso il tempo di granulazione cresce in modo più marcato nel caso in cui si
effettui una sottostima di Cf : ciò è presumibilmente legato al fatto che per valori troppo
bassi la crescita dei microrganismi è limitata dal mancato apporto del substrato nutritivo e
si ha una formazione di una biomassa compatta e sedimentata. Si è così scelto di partire
da un valore di 0,45 kgCOD·kg-1SSV·d-1.
Per mantenere un HRT sufficientemente basso si sono così modificate le concentrazioni
di COD in ingresso e si è adeguato il tenore di SSV nell’ inoculo. Si è poi scelto di
modificare la tipologia dell’ influente, eliminando all’inizio l’amido ed introducendo
saccarosio (zucchero da cucina) ed alcol metilico.
Si è infine provveduto a fornire dall’ inizio un apporto nutritivo di fosforo ed azoto, nelle
concentrazioni considerate ottimali per lo sviluppo della coltre di fango (R. P. Singh, S.
Kumar, C. S. P. Ojha, 1999; R. E. Speece, 1996).
La portata è stata mantenuta sul valore di 0,25 l/h (HRT = 40 h). Si è deciso poi di
monitorare la quantità di ossigeno disciolto presente nel reattore ad ogni prelievo di
campioni. La quantità di ossigeno presente nell’ acqua di rete con cui si prepara la
miscela è infatti di 8 mg/l; solitamente una concentrazione superiore a 0,5 mg/l all’
interno del reattore è considerata tossica, anche se nei reattori UASB la particolare
139
struttura dei granuli e la presenza di batteri facoltativi riescono solitamente ad arginare il
problema per concentrazioni più alte, come già descritto nel capitolo 4 (M.T. Kato et
al.,1997). La tabella seguente illustra tutti i parametri considerati per il nuovo start up.
Tabella 6.6: caratteristiche della composizione nel COD.
g/gCOD
1,33
0,79
0,67
Refluo
CH3COONa (acetato di sodio)
C12H11O22 (saccarosio)
CH3OH (metanolo)
Miscela
gCOD/l teorici utilizzati
3,0
1,0
1,0
5,0
Tabella 7.6: aggiunte nei nutrienti.
[mg/l]
40,0
8,0
0,3
Aggiunte nel refluo
N come NH4Cl
P come PO4 (da KH2PO4)
HCl 0,37 %
Tabella 8.6: caratteristiche dell’inoculo.
VSS
[kg/m³]
Fanghi
Granuli nuovi
Fanghi già utilizzati
Miscela
Concentrazione VSS
(media sul volume)
Campione (dal basso)
30,98
25,78
27,08
6,70
pH
6,85
O2 disciolto
(dopo inoculo) Quantità inoculata [l]
[mg/l]
0,5
2,0
2,5
<0,5
Si sono svolte delle nuove analisi sulla biomassa granulare, successive a una
sedimentazione e a una separazione della parte sedimentata dal liquido surnatante; i
valori, ove non sia diversamente indicato, sono espressi in mg/l.
Tabella 9.6: caratteristiche del nuovo fango granulare.
COD
CODsf
NH4
NO2
NO3
Norg
Ptot
76500
244
320
0,01
9,3
5600
464
SST
[kg/m³]
33,9
SSV
[kg/m³]
30,99
140
Sono stati infine giornalmente monitorati altri parametri, quali pH in ingresso e uscita,
temperatura del refluo, produzione di biogas e, più saltuariamente, ossigeno disciolto in
ingresso e uscita. Periodicamente le stesse analisi sono state svolte sui campioni presi
dall’ interno del reattore. L’ aggiunta di acido cloridrico, a concentrazioni sempre
inferiori ai valori massimi proposti, è legata al tentativo di neutralizzare quanto più
possibile il pH; tuttavia tale acido è stato utilizzato unicamente per la preparazione del
primo refluo, in quanto il giorno 14 aprile il pH dell’ influente era sceso sino a 5,8,
valore non accettabile per la coltura batterica.
Per quanto riguarda il refluo, a causa della discesa progressiva del pH (sino al valore di
5,4) si sono aggiunti prima 1,0 ml di soluzione tampone (NaHCO3), poi 60 ml (in 15 l di
refluo) di NaOH al 3%, che ha riportato il pH a 6,6.
Il giorno venerdì 18, prima dell’ interruzione per il periodo pasquale, sono stati preparati
40 l di nuovo refluo, con un’ aggiunta di 2 ml/l di NaHCO3 1M come tampone. In seguito
tale quantità è stata portata a 1 g/l.
La settimana successiva la produzione di biogas si è stabilizzata attorno ai 2 l/d; il
quantitativo di solidi sulla superficie libera in testa al reattore risultava visivamente
elevato. Tali solidi, se estratti e immessi nuovamente nel reattore, presentavano una
tendenza a risalire. Si è pensato che ciò fosse dovuto al gas intrappolato nei pori dei
granuli, determinando una densità minore. Mediante un’ intensa miscelazione il problema
è stato infatti parzialmente risolto, sebbene alcuni granuli non potessero sedimentare: si è
così supposto che il gas intrappolato al loro interno avesse determinato un cambiamento
nell’ indice dei vuoti, non più reversibile con la semplice agitazione.
Si sono ricercati degli articoli in cui fossero spiegate le cause della risalita dei granuli; il
separatore di fase nel sistema UASB permette in genere, nella zona di calma superiore, l’
accumulo dei solidi, fino a quando il loro peso non sia tale da vincere le forze di attrito
che mantengono coesi i granuli in superficie, facendoli scivolare nuovamente sul fondo
(A.C. Van Haandel, G. Lettinga, 1994). Tale fenomeno comunque è risultato in questa
fase piuttosto lento e limitato, tanto da dare un evidente accumulo di biomassa in
superficie; nonostante ciò non si sono rilevate sostanziali fuoriuscite di solidi con l’
effluente, in quanto i granuli in superficie rimanevano trattenuti nella zona di quiete.
In un’ analisi sperimentale (C.S. Hwu, S.K. Tseng, C.Y. Yuan, Z. Kulik, G. Lettinga,
1998), si sono riscontrati dei rapporti di causa – effetto tra la presenza nel reattore di
141
VFA, o acidi grassi volatili (specie se a catena lunga) in elevate concentrazioni e il
dilavamento della biomassa.
Il bioassorbimento di tali catene di acidi da parte dei batteri (prerequisito per la loro
biodegradazione) è stato messo in relazione quantitativamente con la flottazione del
fango; tale flottazione è legata soprattutto al carico volumetrico di alimentazione degli
acidi grassi volatili: più il carico è alto, maggiore è la flottazione e minore è il tempo
necessario a una completa flottazione del letto di fango; la flottazione aveva inizio con
carichi superiori a 0,09gCOD·g-1VSS·d-1 di acidi grassi volatili a catena lunga.
Un’altra esperienza ( H.S. Shin, S.K. Han, Y. C. Song, C.Y. Lee, 2001) ha dimostrato
come, per alti carichi organici, il dilavamento fosse legato alla presenza di propionato, un
acido grasso volatile, fattore limitante del processo e presente in alte concentrazioni in
uscita.
L’ accumulo di acidi grassi volatili nel reattore sembra essere una delle cause legate alla
flottazione e al dilavamento dei granuli.
Il metanolo, immesso nel refluo con una concentrazione di 1000 mgCOD/l, è un
composto il cui trattamento è stato per molto tempo considerato difficoltoso, proprio a
causa dell’ accumulo di VFA, ed è stato proposto da vari autori il trattamento in reattori
UASB a 2 fasi; recenti studi di laboratorio (Z. I. Batti, K. Furukawa, M. Fujita, 1996)
hanno rivelato come possa essere possibile trattare reflui di questo tipo, mantenendo però
il pH costante e tra 7 e 7,3 e accettando un dilavamento dei solidi, specie ad alti carichi
organici.
Nel nostro caso, una cospicua fuoriuscita di granuli non era accettabile, e si presentavano
oggettive difficoltà nel mantenere il pH costante e nel range proposto; inoltre una marcata
variabilità delle condizioni del sistema non può in nessun caso permettere di stabilire una
metodologia di routine che sia costante nel tempo.
Per questo motivo si è provato a modificare ancora la composizione del refluo,
abbassando la concentrazione di metanolo in favore di zucchero, amido (in
concentrazioni tali da non dar luogo ad alcuna sedimentazione) e lievito di birra. Il lievito
è infatti spesso utilizzato nei reflui sintetici poiché stimola la granulazione e contiene
estratti di batteri, fonti di vitamina B, carbonio ed azoto (tra vari autori: R. P. Singh, S.
Kumar, C. S. P. Ojha, 1999).
Un refluo di questo tipo è più eterogeneo e presenta anche una certa quantità di COD
lentamente biodegradabile, grazie all’ apporto dell’amido e del lievito, che nel caso
142
specifico presenta un rapporto di 1,67gCOD/g, e solo il 17% del suo COD risulta solubile
flocculato. La modifica delle concentrazioni è avvenuta in modo lento e graduale, a
partire dal giorno 30 aprile, in modo tale da evitare il più possibile uno shock per la
biomassa che ne comportasse ulteriori perdite; le concentrazioni di COD, azoto e fosforo
sono rimaste inalterate, mentre si è aumentata la concentrazione del tampone (NaHCO3).
Dal giorno 7 maggio la composizione del refluo è stata la seguente:
Acetato di sodio
(CH3COONa) : 3000 mgCOD/l
Saccarosio
(C12H11O22)
: 1500 mgCOD/l
Metanolo
(CH3OH)
: 300 mgCOD/l
Amido
(C6H10O5)n
: 50 mgCOD/l
Lievito di birra
: 150 mgCOD/l
N-NH4
(NH4Cl)
: 40 mg/l
P-PO4
(KH2PO4)
:
Soluzione tampone ( NaHCO3)
8
mg/l
: 1500 mg/l
In seguito, si è provveduto ad aggiungere un ulteriore nutriente, lo zolfo, il cui contributo
dovrebbe essere abbastanza simile a quello del fosforo (R. P. Singh, S. Kumar, C. S. P.
Ojha, 1999 ed altri); tale elemento è stato aggiunto nella forma Na2S2O3·5H2O a partire
dal giorno 9 maggio e da una concentrazione di 1 mg/l, via via incrementata sino a
raggiungere i 5 mg/l dopo una settimana.
Dal grafico della produzione cumulata di biogas si nota come nei giorni successivi ci sia
un netto incremento di produzione.
Il giorno 22 maggio si è deciso di aumentare la portata, con il fine di raggiungere tempi di
ritenzione più bassi e conseguentemente elevare il carico organico.
Tale aumento, da effettuare per gradi sino al raggiungimento del carico massimo
possibile, è stato effettuato poiché da un lungo periodo il valore del COD in uscita
risultava sufficientemente basso (risultati nella tabella successiva), la produzione di
biogas cumulata era lineare nel tempo (su lunghi periodi) e il dilavamento della biomassa
risultava assai limitato, in quanto l’effluente presentava una quantità di SST assai ridotta.
In più i granuli, che risalendo rimanevano sulla parte alta del reattore, sono stati
periodicamente raccolti in un recipiente, agitati per far perdere loro il gas intrappolato
143
all’interno e quindi, una volta sedimentati nel recipiente, immessi nuovamente nel
reattore. Dall’ ultima modifica del refluo, una volta ridotta la concentrazione di metanolo
ed introdotti lievito e zolfo, il fenomeno della flottazione dei granuli è risultato meno
marcato; ciò può anche essere imputato ad un più completo adattamento della biomassa
alle condizioni idrodinamiche e al tipo di substrato.
Si è passati ad un valore di portata pari a 0,281 l/h. I parametri da tenere in
considerazione sono stati allora:
Tabella 10.6: nuovi parametri della sperimentazione.
Q [m3/s]
HRT [h]
Qorg [kgCOD·m-3·d-1]
v(reattore) [m/s]
0,281
35,59
3,372
0,0195
Osservando la curva della produzione di biogas si nota un incremento della produzione,
che è passata da una media di circa 2300 cm3/d precedente a 3500 cm3/d; probabilmente
ciò è dovuto sia all’ aumento di substrato disponibile nell’ unità di tempo, ma anche ad
un sempre maggiore adattamento della biomassa.
Nelle tabelle e nei grafici successivi vengono inseriti i principali dati relativi alla
sperimentazione e le analisi effettuate durante l’ intera fase del primo start – up. I dati
completi delle analisi vengono forniti nel paragrafo 6.7.
Tabella 11.6: dati riassuntivi sul secondo start – up.
Parametri
Q [l/h]
HRT [h]
v(reattore) [m/h]
v(tubo immissione) [m/h]
Qorganico [kgCOD/m3 d]
Cf [kgCOD/kgSSV d] di partenza
Rimozione COD [%]
Fino al 22/5
0,25
40
0,017
0,796
3
0,35
92,46
Dal 22/5 al 26/5
0,281
35,59
0,019
0,895
3,372
N.C.
N.C.
144
Secondo start - up:produzione di biogas
120000
100000
[cm 3]
80000
60000
40000
20000
0
09/04/03 0.00 19/04/03 0.00 29/04/03 0.00 09/05/03 0.00 19/05/03 0.00 29/05/03 0.00
Figura 3.6. produzione di biogas. L’interruzione del 13/4 è dovuta ad un periodo di pulizia dei tubi;
la diminuzione della produzione (flesso appena visibile al 16/4) è dovuta al distacco accidentale del
tubo di alimentazione del criostato e al conseguente raffreddamento del sistema.
Va detto che nell’ultima fase del secondo start – up si sono prelevati alcuni granuli dal
terzo punto di campionamento, allo scopo di effettuare alcune fotografie col microscopio,
che verranno esposte nel paragrafo 6.6. Le fotografie hanno rivelato una struttura
complessa del granulo, come prevedibile, e a questo punto è stata abbandonata l’idea di
effettuare delle indagini citometriche nel contesto di questo studio.
6.5 Il terzo start-up
In questa fase, si è deciso di ricreare le condizioni ideali per ridurre lo start – up, inteso
come il tempo necessario per la selezione e il mantenimento della coltre di fango nel
minore tempo possibile, in presenza di una produzione costante di biogas, un COD
rimosso sufficientemente elevato e una quantità di solidi in uscita relativamente bassa e
stabile (tale che risulti in uscita almeno kgVSS·m-3 < μ · kgVSSinoculo, dove μ è la velocità
di crescita specifica batterica).
Per quanto riguarda il refluo, quindi, si sono mantenuti invariati i contributi di carbonio
organico, di azoto e fosforo, introducendo però una serie di micronutrienti -importanti per
lo sviluppo dei batteri- in proporzioni precise; per fare ciò si è utilizzato come solvente
l’acqua distillata.
145
La biomassa granulare di un reattore UASB riesce a svilupparsi nelle più disparate
condizioni; certamente la presenza di un refluo sintetico poco eterogeneo e privo di
molecole complesse non favorisce però la stabilizzazione del sistema in tempi rapidi, per
cui l’introduzione di soluzioni nutrienti in proporzioni precise, controllate e convenienti,
pur discostandosi molto dalla non idealità dei reflui civili ed industriali, consente
comunque un avvio del sistema in condizioni ottimali. Per una conoscenza del ruolo di
determinati elementi, ioni o composti, si rimanda ancora al paragrafo 4.3 o all’ articolo di
R. P. Singh, S. Kumar, C. S. P. Ojha, 1999.
In numerose sperimentazioni da laboratorio in cui si è utilizzato un refluo sintetico il
solvente è stato acqua distillata e si è sempre aggiunta una soluzione di micronutrienti (H.
H. P. Fang, H. K. Chui, 1993, S. Sawayama, T. Yagishita, K. Tsukahara, 1998, C.Y. Lin,
C.C. Chen, 1999, H.Q. Yu, H.H.P. Fang, J.H. Tay, 2001, T.H. Ergüder, E. Güven, G. N.
Demirer, 2003, G. Ozalp, C.Y.Gomec, I.Ozturk, S.Gonuldinc, M.Altimbas, 2002, W. F.
Owen, D. C. Stuckey, J. B. Healy, L. Y. Young, P. L. McCarty, 1978, N. Azbar,
P.Ursillo, R.E.Speece, 2001, T. Madsen, H. B. Rasmussen, 1996, Z. I. Bhatti,
K.Furukawa, M. Fujita, 1996, J. Rintala, J.L.Sanz Martin, G.Lettinga, 1991, P. A.
Alphenaar, R. Sleyster, P. de Reuver, G. J. Ligthart, G. Lettinga, 1993, P. A. Alphenaar,
A. Visser, G. Lettinga, 1993, T. Ohtsuki, M. Watanabe, R. F. Hickey, W. M. Wu, M. C.
Veiga, R. Jones, 1991, G. Lettinga, L. W. Hulshoff et al., 1984, P. Weiland, A. Rozzi,
1991, N. Kosaric, R. Blaszczyk, L. Orphan, J. Valladares, 1990, J. T. C. Grotenhuis, J. C.
Plugge, A. J. M. Stams, A. J. B. Zehnder, 1991, W. Wu, J. Hu, X. Gu, Y. Zhao, H.
Zhang, 1987, Y. G. Yan, J.H. Tay, 1997,Y. Miyaji, 1992, M. Hutnan, M. Dirtil, L.
Mrafkova, J. Derco, J. Buday, 1999).
La soluzione proposta nell’ ultimo articolo citato è stata presa ad esempio per la
preparazione delle soluzioni nutrienti, in quanto le concentrazioni utilizzate in questa
sperimentazione risultano tipiche per questo tipo di studi ed erano già state utilizzate
nelle sperimentazioni dell’ Università di Trieste su di un reattore UASB pilota.
La soluzione di micronutrienti e metalli in tracce, invece, veniva poi introdotta nel refluo
di alimentazione con una diluizione pari a 1 ml/l; per quanto riguarda alcuni ioni
metallici, essi sono stati aggiunti come solfati in quanto disponibili in laboratorio, anziché
come cloruri, ricalcolando le concentrazioni in modo tale da avere a disposizione la stessa
concentrazione dello ione utile.
146
La composizione del refluo è quindi stata la seguente:
Tabella 12.6: caratteristiche del refluo del terzo start up.
Nutrienti
Concentrazioni [mg/l]
Acetato di sodio
Zucchero
Metanolo
Amido
Lievito
N-NH4
P-PO4
Tampone (NaHCO3)
CaCl2
MgSO4 · 7H2O
3000 *
1500 *
300 *
50 *
150 *
40
8
1000
28
51
* : espresse come COD
Si è infine aggiunto a questa soluzione AlCl3 (50 mg/l), composto che favorisce e
velocizza la granulazione (H.Q. Yu, H.H.P. Fang, J.H. Tay, 2001).
Tabella 13.6: concentrazioni dei micronutrienti (M. Hutnan, M. Dirtil, L. Mrafkova, J. Derco, J.
Buday, 1999).
Componenti
Concentrazioni [mg/l]
147
FeCl3 · 4H2O
2000
CoC12 · 6H2O
2000
MnC12 · 4H2O
500
CuC12 · 2H2O
30
ZnCl2
50
H3BO3
50
(NH4)6Mo7O2 4 · 4H2O
90
Na2SeO3 · H2O
100
NiC12 · 6H2O
50
EDTA
1000
HCl 36%
1 ml/l
AlCl3
50
Si è proposta una strategia speditiva per lo start – up, in modo tale da raggiungere un
carico organico sufficientemente elevato in qualche settimana, in pochi passi ed
aumentando progressivamente portata e/o concentrazioni di COD.
Nelle condizioni di start – up ottimale, la biomassa può riuscire ad acclimatarsi in poco
tempo e quindi, pur rinunciando ad ottenere subito delle efficienze di rimozione
elevatissime ed accettando un certo dilavamento dei fanghi ad ogni incremento, il carico
può essere progressivamente innalzato senza attendere tempi eccessivamente lunghi.
Si è pensato comunque, per ragioni operative e tempistiche legate al progetto, di provare
a raggiungere entro un mese il regime prefissato, per poi iniziare alcune prove a
temperatura variabile.
I sistemi anaerobici presentano solitamente un periodo di assestamento ad ogni
mutamento delle condizioni idrodinamiche o di carico organico, per poi adattarsi dopo 710 giorni; in tal modo si è deciso di effettuare degli aumenti di carico organico del 50%
alla volta ogni 10 giorni, in funzione della risposta del sistema ad ogni variazione.
Nonostante alcuni inconvenienti durante il test (di cui andrà tenuto conto nel valutare i
risultati complessivi), si riportano i dati di questo start-up: dopo poche ore la produzione
di biogas è stata soddisfacente, così come l’efficienza di rimozione del COD.
Tabella 13.6: dati dello start-up di luglio
SST fango ditta CAS [g/l]
SSV fango ditta CAS [g/l]
52,60
48,34
148
SSV inoculati [g]
Q portata [l/h]
Q organico [kgCOD·m-3·d-1]
Qf [kgCOD·kgSSV-1·d-1]
90
0,3
3,6
0,4
Si sono eliminate le analisi dei nitriti, in quanto ci si è concentrati sulla presenza
dell’azoto totale, di cui i nitriti costituiscono una parte solitamente trascurabile; si è
inoltre eliminata l’analisi del fosforo, in quanto la rimozione di tale elemento, pur
essenziale, è risultata pressoché nulla e i pochi dati disponibili in uscita presentavano
notevoli incongruenze e grande variabilità.
3
[cm ]
Terzo start - up (I): biogas cumulato
18000
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
24/07/03
0.00
26/07/03
0.00
28/07/03
0.00
30/07/03
0.00
01/08/03
0.00
03/08/03
0.00
Figura 4.6: produzione di biogas.
La portata è stata aumentata rispetto alle prove precedenti: Q = 0,33 l/h, con un HRT di
33,03 h; si è tuttavia mantenuto lo stesso carico del fango, aumentando così la
concentrazione di solidi sospesi volatili. L’avviamento è stato condotto con una
procedura leggermente diversa, in quanto si è previsto un periodo di alcune ore (10 – 12
ore) di acclimatazione, in cui la biomassa si è sedimentata sul fondo del reattore; essa è
stata diluita in acqua distillata, inserita sino al livello dello sfioro, ed arricchita di
substrato carbonioso e della soluzione tampone; ciò allo scopo di adattare
preventivamente i granuli alle nuove condizioni di alimentazione, di temperatura e di pH,
molto più alcalino rispetto al reattore di origine (sempre appartenente alla ditta CAS, che
tratta succhi di frutta). Il criostato è stato posto da subito in funzione, sempre a 37 °C.
149
Successivamente è iniziata l’alimentazione in continuo.
Tabella 14.6: dati dello start-up di agosto
SST fango ditta CAS [g/l]
SSV fango ditta CAS [g/l]
SSV inoculati [g]
Q portata [l/h]
Q organico [kgCOD·m-3·d-1]
Qf [kgCOD·kgSSV-1·d-1]
71,75
66,3
99
0,33
3,96
0,4
Nei giorni successivi l’efficienza di rimozione del COD, ed anche la rimozione dell’
azoto totale hanno dato risultati abbastanza soddisfacenti. La produzione di biogas è
risultata invece abbastanza bassa in rapporto al carico organico alimentato nelle prime
settimane. Si nota tuttavia un incremento sostanziale a partire dai giorni 26 – 27 agosto,
passando da 2000 a 3500 cm³/d, senza modificare alcun parametro della sperimentazione.
C’ è inoltre da rimarcare come la flottazione dei granuli sia stata in questo periodo
piuttosto evidente, con una quantità di granuli che si sono posizionati in testa al reattore
pari a quasi un terzo del totale. Si è formato uno strato di 2 – 3 centimetri, ma l’effluente
in uscita è sempre risultato soddisfacentemente privo di solidi. La colorazione del refluo è
invece risultata brunastra e il forte odore, simile a quello della soluzione contenente il
lievito, ha suggerito che la rimozione di quella componente del COD (lentamente
biodegradabile) potesse avvenire solo in parte. In ogni caso rimozione del COD, dati in
uscita per quanto riguarda l’ azoto totale e la presenza di pochi SST all’uscita sono stati
dati da subito soddisfacenti.
Bisogna inoltre notare come in questa fase i granuli risaliti, una volta agitati per eliminare
le microbolle di gas intrappolate al loro interno, potevano sedimentare soltanto in parte.
L’efficienza del sistema e la produzione di biogas vanno quindi riconsiderate alla luce
della mancanza di attività di una parte cospicua della biomassa, la cui risalita è da
ascriversi alle stesse ragioni proposte nel secondo start – up: accumulo di acidi grassi
volatili, intrappolamento del gas all’interno dei pori del granulo, mutate condizioni
idrodinamiche in cui vengono a trovarsi i consorzi batterici, diverso pH e temperatura e,
infine diversi tipi e concentrazioni di nutrienti, per cui inizialmente solo una parte della
biomassa si adatta al nuovo ambiente.
Si presentano inoltre alcuni grafici parziali della produzione giornaliera di biogas
cumulato; si vede come sul breve periodo di 24 ore la curva si allontani dalla linearità.
150
Ciò dovrebbe ascriversi alle forti variazioni di temperatura nel container, per cui, secondo
la legge dei gas perfetti, come illustrato nel capitolo precedente, l’errore nella
misurazione dei volumi di gas prodotto aumenta mano a mano che ci si allontana dalle
condizioni normali (0 °C e 1 atm); oltre i 40°C il fattore correttivo da applicare ai volumi
di biogas indicati è superiore ad 1,1 (paragrafo 5.4).
Il fenomeno si propone in modo più marcato nel secondo start – up, in cui si nota come la
produzione di biogas subisca un incremento nelle ore centrali della giornata. Si presume
tale incremento apparente, in quanto il reattore è termostatato, mentre il gas è monitorato
alla temperatura dell’aria del container, che in quel periodo particolarmente caldo variava
parecchio (con massime giornaliere anche superiori a 40 °C) in funzione dell’ accensione
e dello spegnimento dell’impianto di condizionamento e della temperatura esterna.
3
[cm ]
Produzione giornaliera di biogas
(prima fase del terzo start-up)
2500
2000
1500
1000
500
0
0.00.00
24-lug
25-lug
26-lug
28-lug
29-lug
30-lug
12.00.00
0.00.00
12.00.00
31-lug
ore
Figura 5.6: produzione giornaliera di biogas (start – up di luglio)
151
3
[cm ]
produzione giornaliera di biogas
(ripartenza del 7 agosto)
2500
2000
1500
1000
500
0
0.00.00
7/8 INOCULO
08-ago
09-ago
10-ago
11-ago
12-ago
12.00.00
0.00.00
12.00.00
ore
Figura 6.6: produzione giornaliera di biogas (ripartenza di agosto).
Dopo l’aumento di produzione di biogas, a causa della difficoltà dello stesso e del refluo
di uscire dalle tubazioni (dovuta alle occlusioni causate dai solidi risaliti nella testa del
reattore), si è evitato di immettere nuovamente nel letto i solidi flottati; si è invece
provveduto a lasciare liberi i granuli di uscire, mantenendo sempre pulite le tubazioni di
uscita.
Alla fine di agosto, considerando il fatto che la produzione di biogas era aumentata, la
rimozione di COD si era attestata su valori sempre superiori al 60% e i SST in uscita non
hanno mai superato i 150 mg/l, si è deciso di aumentare il carico organico del 50%,
agendo sulla portata.
Il giorno 1 settembre si è passati ad una portata di 0,5 l/h; il carico organico è passato così
ad un valore di 6 kgCOD·m-3·d-1. Non si è modificata la composizione del refluo in
ingresso. Non vi è stato un incremento sostanziale della produzione di biogas; in taluni
casi è stato necessario ripulire il tubo di uscita del refluo, che, intasatosi, non permetteva
al refluo e alle bolle di gas rimaste all’esterno della cappa di uscire, provocando una
risalita del fluido nel tubo collettore del biogas. Periodicamente, quindi, si è provveduto a
scuotere la testa del reattore, in modo da far scendere una parte dei granuli che,
accumulatisi in testa, formavano una pellicola piuttosto spessa.
Si è avuta inoltre un’iniziale fuoriuscita di granuli, in parte provocata in modo tale da
rimuovere le occlusioni, in parte naturale, a causa dell’aumento di portata. I valori di
COD, pur soddisfacenti, e dei SST sono in parte influenzati da questa situazione.
152
La stabilizzazione del fenomeno e una produzione di biogas sufficientemente costante,
tolto un breve periodo di qualche ora dovuto ad un’occlusione, hanno consentito un
aumento ulteriore di portata il giorno 11/9 del 50% circa, passando a 0,77 l/h.
A questo punto, si è provveduto ad adattare la proporzione tra macronutrienti (COD, N,
P) in funzione del nuovo carico del fango (R. E. Speece, 1996); supponendo di aver
conservato la stessa quantità di granuli presenti all’inizio (ipotesi cautelativa, in quanto
sicuramente il dilavamento ne aveva ridotto la densità complessiva), in presenza di un
carico organico pari a 9,24 kgCOD·m-3·d-1 il carico del fango risultava: Qf = 0,93
kgCOD·kgSSV-1·d-1. Non è più valido, quindi, il rapporto 1000:7 applicabile per valori
inferiori a 0,5; supponendo, in mancanza di altre informazioni, di poter applicare una
relazione
lineare
tra
il
rapporto
COD/N
e
Qf
e
sapendo
che
per:
Qf > 1,5 kgCOD·kgSSV-1·d-1 ,si ha COD/N = 400 in funzione della diversa capacità di
assorbire azoto da parte dei batteri (R. E. Speece, 1996), la relazione è:
COD
 85,72Q f  185,72
N
Per cui nelle nostre condizioni, con COD = 5000 ÷ 5200 mg/l, si è assunto un valore di N
pari a 50 mg/l, nonostante una maggiore presenza di azoto fosse garantita dal lievito, la
cui complessiva possibilità di essere assimilato dai batteri risulta però non del tutto
chiara. Di conseguenza per il fosforo, che deve essere presente in una quantità pari al
20% dell’apporto di azoto (R. E. Speece, 1996), la nuova concentrazione di ingresso è
stata di 10 mg/l. Si è utilizzato a questo punto un bidone da 100 l per l’influente, a causa
dei maggiori volumi di refluo da trattare giornalmente.
A partire dal giorno successivo, si è riscontrato un aumento sostanziale della produzione
di biogas, accentuatosi in particolare dal giorno 13/9, come visibile dal grafico di figura
7.6; la produzione giornaliera si è attestata, nei giorni seguenti, su una media superiore ai
7500 cm3/d; ciò ha comportato una particolare attenzione per quanto riguarda la pulizia
delle tubazioni di uscita di biogas ed effluente, poiché la rilevante quantità di gas prodotto
aveva la tendenza ad aumentare la pressione interna al separatore di fase prima di essere
evacuata tramite l’elettrovalvola. Il giorno 15/9 la pressione del gas che non riusciva ad
essere evacuato all’esterno è stata tale che, dopo una completa occlusione della tubazione
di uscita del refluo (con conseguente parziale risalita di fango nel tubo di uscita del gas) e
un periodo in cui il gas usciva anche in pressione dalle giunture della testa del reattore, la
biomassa accumulatasi nella parte superiore è stata espulsa in poco tempo assieme al
refluo; la pressione si è così riequilibrata e l’uscita dei fluidi attraverso le tubazioni è
153
potuta proseguire senza occlusioni e si è mantenuta elevata, come visibile nella figura
successiva.
Biogas cumulato
[cm3]
200000
150000
100000
50000
0
07/08/03 17/08/03 27/08/03 06/09/03 16/09/03 26/09/03
0.00
0.00
0.00
0.00
0.00
0.00
Figura 7.6: produzione di biogas cumulato nel terzo start – up. Si nota l’aumento notevole di
settembre dovuto all’incremento del carico. L’ interruzione del 12 agosto è dovuta ad una
interruzione di corrente, quella appena percettibile del 3 settembre ad un’occlusione provvisoria
dovuta all’accumulo di granuli nei tubi di uscita.
6.6 Fotografie dei batteri al microscopio
Durante la seconda fase di start – up si sono prelevati alcuni batteri in forma di granuli ed
in forma di dispersi dal terzo punto di campionamento, allo scopo di effettuare alcune
fotografie e verificare la struttura degli aggregati. Il microscopio usato ha un
ingrandimento massimo di 1000X; in questo caso sono stati utilizzati ingrandimenti da
10X (fotografie del granulo intero, con esposto fino ad ¼ di granulo) fino a 200X per le
strutture dei cluster (aggregati batterici a grappolo). I batteri sono stati marcati con dei
fluorocromi appositi; l’utilizzo di tale marcatura è necessario per poter distinguere la
struttura batterica, naturalmente scura. Un fluorocromo è una molecola che assorbe luce
ad una determinata lunghezza d’onda ed emette luce ad una lunghezza superiore (a minor
energia); ciò che in questo studio è importante è che si utilizzano due tipi diversi di
fluorocromi: il SYBR-Green I, in grado di marcare le cellule vive entrando nel DNA ed
illuminandolo, e lo Ioduro di Propidio, in grado di penetrare solo nelle cellule con
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membrana cellulare rotta a causa dell’ingombro maggiore. Il SYBR-Green I ha spettro di
emissione nel verde (picco a 530 nanometri); quando invece penetrano nella cellula
entrambi i fluorocromi si realizza un fenomeno per il quale si produce complessivamente
un’emissione nel campo rosso, con picco a 620 nanometri. Nelle cellule danneggiate si ha
invece un fenomeno intermedio, in quanto ha ivi origine una doppia fluorescenza, nel
verde e nel rosso (M. Tarter, 2002).
Per quanto riguarda la scelta delle fotografie qui esposta, nella figura 8.6 sono visibili dei
batteri dispersi al di fuori del granulo, senza particolari forme di aggregazione. Nella
figura 9.6 è rappresentato un singolo aggregato, in cui un cluster di batteri con maggior
densità è densamente avvolto da una serie di filamentosi, batteri sviluppati in lunghezza
in modo tale da guadagnare superficie utile; tale struttura, tipica di questi aggregati,
dimostra parte delle teorie sulla granulazione (in particolare le teorie strutturali, come la
“spaghetti theory”, vedi paragrafo 4.3.12). Si possono distinguere in questo caso gli
aggregati di batteri vivi e morti.
La figura 10.6 presenta ancora un aggregato di batteri disperso, con visibili i batteri vivi e
morti; è presente una fitta rete di filamentosi che imbrigliano il corpo centrale. Di seguito
vi sono alcune fotografie di granuli; sono presenti diversi tipi di aggregati a forma di
grappolo, che aderiscono alla superficie. Nelle fotografie in cui viene rappresentato ¼ di
granulo (800 μm approssimativamente, dalle dimensioni medie dei granuli disponibili), si
possono contare all’incirca 800 singoli batteri (solitamente di diametro pari a 1 ÷ 0,8 μm).
Nella maggior parte delle fotografie si è impiegato il solo fluorocromo che emette nel
campo del verde (batteri vivi), per la difficoltà di una sovrapposizione della marcatura a
due fluorocromi, mantenendo fermo il vetrino (sono selezionate le figure 11.6 e 12.6); le
zone completamente scure possono essere prive di materia organica, o contenere solo
cellule morte. Le parti colorate ma scure sono caratterizzate da una scarsa presenza di
cellule vive o integre; le zone con picchi di luminosità sono invece quelle dove sono
concentrate cellule vive ed integre. Nelle figure 13.6 e 14.6 si notano invece sulla
superficie del granulo anche i batteri morti, che sembrano essere, almeno a quanto appare
dalle fotografie della superficie, in percentuale sufficientemente limitata.
Le fotografie dei batteri hanno dimostrato la complessa struttura e la densità di materia
del granulo. In relazione alla citometria, apparirebbe dunque poco significativo riproporre
le tecniche di disgregazione messe a punto per gli aggregati di fanghi attivi, che hanno
una densità molto più bassa e una struttura più aperta. Quindi, essendo la citometria una
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tecnica di analisi sulla singola cellula (allo scopo di valutare il numero di cellule vive e
morte, il range dimensionale, la densità), sarebbe necessario allo scopo uno studio ad hoc
per individuare una metodologia atta a disgregare il granulo e a mantenere allo stesso
tempo l’integrità delle cellule.
Figura 8.6: batteri dispersi.
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Figura 9.6: aggregato con cluster impaccato da batteri filamentosi.
Figura 10.6: aggregato disperso (con batteri vivi e morti).
Figura 11.6: superficie di un granulo; batteri vivi.
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Figura 12.6: superficie di un granulo in dettaglio; batteri vivi.
Figura 13.6: superficie di un granulo: batteri vivi e morti.
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Figura 14.6: superficie di un granulo con in evidenza aggregati di cluster a grappoli; batteri vivi e
morti.
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