Analisi chimiche

7.3.4.1 Concentrazione dei contaminanti nell’acqua in ingresso alla colonna

In Tabella 7.7 si riportano i valori di concentrazione dei vari contaminanti di interesse in campioni presi a differenti tempi dal serbatoio dell’acqua in ingresso alla colonna. I campioni contrassegnati da asterisco sono stati presi dopo che il serbatoio è stato riempimento nuovamente con la soluzione di acqua contaminata (preparata secondo quanto descritto al Paragrafo 7.2.3.2); i campioni senza asterisco sono invece stati raccolti prima che fosse fatto il reintegro del serbatoio. In Tabella 7.8 si riportano invece le concentrazioni medie degli inquinanti misurate nel serbatoio in ingresso; l’incertezza associata alle misure puntuali di IN e IN* è pari al 20% della misura stessa mentre l’incertezza associata ai valori medi d’ingresso è pari alla deviazione standard sulla media. A causa delle tempistiche legate all’analisi chimica dei campioni, al momento della scrittura di questo paragrafo, si dispongono i dati chimici dell’acqua in ingresso fino al solo 23° giorno di prova; visto però l’andamento pressoché costante delle concentrazioni dei vari contaminanti (con l’eccezione del TBA) in questo periodo, non si ritiene possano esserci nei successivi 20 giorni di prova variazioni statisticamente significative della concentrazione degli inquinanti.

143

Tabella 7.8 Concentrazioni medie iniziali. La difficoltà analitica del TBA comporta un’incertezza

considerevole sulla misura.

MtBE 89,5 ± 13,8 Benzene 18,9 ± 3,1 Toluene 81,9 ± 17,7 Etilbenzene 3,61 ± 0,56 m+p-xilene 14,1 ± 3,0 o-xilene 7,17 ± 1,78 TBA 7,35 ± 7,38 ETBE 0,07 ±0,02 1,2,4-TMB 0,71 ± 0,23 Naftalene 0,04 ± 0,02

7.3.4.2 Concentrazione dei contaminanti in colonna

In Tabella 7.9 sono riportate, in funzione del tempo, le concentrazioni dei vari contaminanti considerati, misurate nei campioni raccolti dai piezometri lungo la vasca. Fino al 23° giorno di prova sono riportati i dati misurati da ciascun piezometro, mentre per i restanti giorni di sperimentazione sono disponibili solamente le concentrazioni rilevate alle porte D e H. La motivazione è sempre legata alle tempistiche di analisi dei dati che superano quelle disponibili per la stesura del presente paragrafo. I dati provenienti dai piezometri D e H possono però essere ritenuti come rappresentativi dell’intera colonna, essendo essi disposti rispettivamente in posizione media e finale della vasca. L’incertezza associata a ciascuna misura è pari al 20% della misura stessa. Utilizzando i dati delle porte D e H sono svolte allora le considerazioni che seguono sull’efficienza di rimozione ottenuta per i vari inquinanti. I rendimenti di abbattimento riportati rispetto alla concentrazione media IN, sono calcolati a partire dalle concentrazioni medie dei rispettivi inquinanti, misurate alle porte D (ηD) e H(ηtot), una volta raggiunta la stazionarietà del

sistema. Nello stesso modo è calcolato il rendimento di rimozione dei vari inquinanti, ottenuto tra il piezometro D e H, (ηH), per confrontare l’efficienza di abbattimento della

seconda metà di colonna con la prima (espressa da ηD). Si tenga comunque presente che i

rendimenti che seguono sono solamente indicativi della rimozione dei contaminanti avvenuta in colonna.

144

Tabella 7.9 Concentrazioni dei contaminanti, in funzione del tempo, monitorate dai piezometri

(Piez.) della colonna (continua).

MTBE TBA ETBE Naftalene Benzene Toluene Etilbenzene m+p-xilene o-xilene 1,2,4-TMB

T[d] Piez. [mg/l] 1 A 48,9 0,59 0,037 0,017 8,42 28,3 1,61 7,1 3,5 0,35 B 47,9 0,58 0,032 0,019 9,88 17,7 2 7,3 3,5 0,38 C 10 0,21 0,007 0,004 1,39 5,9 0,25 1 0,5 0,05 D 1,5 <0,03 <0,001 0,001 0,16 0,5 0,03 0,1 0,1 0,01 E 0,1 <0,03 <0,001 <0,0005 0,01 0 0 0 0 <0,0005 F <0,001 <0,03 <0,001 <0,0005 <0,0005 <0,001 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 G <0,001 <0,03 <0,001 <0,0005 <0,0005 0 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 H <0,001 <0,03 <0,001 <0,0005 <0,0005 0 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 5 A 59,7 0,78 0,039 0,019 7,2 37,2 1,34 8,1 4,2 0,33 B 68,5 2,55 0,042 0,018 7,53 37,3 1,16 7,2 3,6 0,29 C 46,7 1,05 0,037 0,016 5,45 7,3 0,6 5,7 2,9 0,31 D 43 0,7 0,028 0,009 3,67 15,8 0,29 3,8 2,1 0,19 E 33,3 1,31 0,022 0,008 2,84 9,4 0,14 2,5 1,6 0,13 F 12,1 1,78 0,012 0,003 0,95 2,1 0,02 0,7 0,6 0,04 G 13,1 1,26 0,014 0,003 0,74 1,7 0,01 0,6 0,5 0,03 H 4,7 0,6 0,004 0,001 0,08 0,4 0,02 0,1 0,1 0,01 9 A 57 1,54 0,032 0,018 9,68 47,7 1,99 9,7 4,9 0,58 B 69,2 2,14 0,043 0,027 9,62 50,2 1,67 9,4 4,9 0,47 C 67,2 1,22 0,044 0,022 7,77 38 1 7,5 4,4 0,34 D 35,6 1,52 0,021 0,010 5,26 10,4 0,75 4,6 2,4 0,35 E 48,4 1,25 0,031 0,013 4,31 19,7 0,39 4,1 2,6 0,24 F 33,9 5,99 0,020 0,008 2,21 9,2 0,17 2,3 1,6 0,14 G 63,2 3,95 0,022 0,007 1,72 9,4 0,08 2,8 2 0,09 H 12 2,33 0,010 0,001 0,3 0,8 0,01 0,4 0,2 0,02 13 A 65,8 2,81 0,026 0,019 10,22 44,5 2,59 12,5 5,1 0,38 B 70,1 4,18 0,046 0,019 10,74 49,3 1,9 8,1 3,7 0,3 C 56 9,23 0,024 0,016 8,68 44,3 1,63 7,8 3,5 0,25 D 67,1 1,71 0,021 0,013 9,05 38,5 1,59 7,8 3,7 0,19 E 60,3 8,91 0,037 0,014 6,78 28,2 0,64 5,1 2,3 0,19 F 40 4,81 0,018 0,009 4,2 16,3 0,18 3,6 1,7 0,06 G 39,3 3,4 0,010 0,007 2,2 3,8 0,04 1,4 0,3 0,02 H 17 1,19 0,006 0,006 0,13 0,3 0,01 0,2 0,1 0,01 15 A 86,2 2,29 0,067 0,019 12,83 51,2 2,15 8,4 4,4 0,29 B 90 9,81 0,089 0,021 14,29 52,6 1,9 6,9 3,8 0,32 C 94,9 12,73 0,067 0,016 10,15 36,8 1,11 4,3 2,5 0,16 D 75,4 15,3 0,051 0,014 10,16 38,2 1,82 8,6 3,9 0,14 E 64,7 10,17 0,028 0,013 8,65 24,9 0,69 3,9 2,2 0,14 F 48,5 5,84 0,043 0,020 4,66 20,8 0,73 4 2,1 0,32 G 42,2 3,25 0,037 0,013 3,69 6 0,4 2,2 1,3 0,16 H 29,3 3,81 0,033 0,008 1,5 1,6 0,08 1 0,9 0,05

145

Tabella 7.9 Concentrazioni dei contaminanti, in funzione del tempo, monitorate dai piezometri

(Piez.) della colonna (segue).

MTBE TBA ETBE Naftalene Benzene Toluene Etilbenzene m+p-xilene o-xilene 1,2,4-TMB

T[d] Piez. [mg/l] 20 A 86,7 1,94 0,078 0,026 15,69 69,4 2,7 10,8 5,3 0,32 B 58,1 5,38 0,067 0,031 7,5 59,2 2,06 8 3,8 0,46 C 48,3 7,76 0,043 0,013 7,83 35,8 0,7 6,2 3 0,15 D 55 10,12 0,049 0,013 5,01 19,5 0,62 3,4 1,4 0,15 E 52,3 7,38 0,034 0,011 4,3 16,8 0,29 3,2 1 0,12 F 21,8 7,29 0,056 0,013 5,69 5 0,36 3 1 0,17 G 33,2 12,94 0,035 0,011 4,69 5,1 0,23 3 0,9 0,12 H 20,4 8,76 0,040 0,008 1,85 1,4 0,1 1,4 0,4 0,06 23 A 79,9 2,75 0,005 0,018 12,13 51,8 2,17 9,9 6,3 0,94 B 93,6 3,39 0,052 0,026 12,43 57,4 2,24 10,2 6,8 0,91 C 60,3 2,4 0,038 0,017 6,69 26,2 1,11 6,3 4,5 0,48 D 62,4 20,67 0,044 0,013 5,9 21 0,45 3,1 1,7 0,14 E 31,9 1,12 0,021 0,008 2,55 0,9 0,19 2,1 1,2 0,24 F 56 15,03 0,040 0,009 3,11 0,6 0,08 1,4 0,6 0,06 G 46,7 1,84 0,047 0,010 2,91 0,2 0,08 2,3 1,5 0,25 H 51,9 12,07 0,047 0,009 2,63 0,7 0,06 1,4 0,6 0,08 27 D 63,9 2,41 0,042 0,013 7,05 27,9 0,41 5 3,8 0,38 H 15,6 0,7 0,007 0,001 0,36 0,1 0,01 0,4 0,3 0,04 34 D 56,4 2,56 0,037 0,017 9,31 20,4 0,73 5,4 3,2 0,56 H 59,2 2,45 0,053 0,002 1,93 2 0,01 0,9 1 0,04 37 D 80,2 3,01 0,024 0,012 7,97 23,4 0,4 3,6 3 0,28 H 25,3 1,19 0,017 0,003 1,57 3,8 0,01 1,1 0,8 0,06 41 D 57,8 2,14 0,028 0,015 8,04 27,5 0,59 5,1 3,8 0,49 H 18 0,87 0,010 0,002 1,11 2,1 0,02 0,9 0,7 0,07 43 D 54 2,2 0,040 0,013 8,13 23,2 0,67 4,4 3,1 0,46 H 16,2 0,85 0,007 0,003 2,02 4,1 0,03 1,2 0,7 0,12

146

In Figura 7.31 è raffigurato l’andamento temporale della concentrazione del MtBE. Confrontando i valori in ingresso con quelli di D e H è possibile osservare un netto abbattimento delle concentrazioni durante la sperimentazione. La stazionarietà dell’inquinante non è così evidente graficamente, sebbene per il calcolo delle rese sia possibile partire indicativamente dal 27° giorno di prova, poiché oltre la metà temporale della prova. ηD, ηH e ηtot, sono rispettivamente pari a 30,3%, 57,0% e 70%. La rimozione

del MtBE è stata più efficiente nella seconda metà della colonna, dove è anche stato abbattuto il 56,8% dell’inquinante complessivamente rimosso.

Figura 7.31 Andamento temporale della concentrazione di MtBE misurata ai piezometri D e H e

nella soluzione in ingresso alla colonna.

In Figura 7.32 è riportato l’andamento temporale della concentrazione di TBA. Dal grafico emerge un picco tra i giorni 13 e 27, monitorato per entrambe le porte D e H; questo picco supera la concentrazione IN (si ricorda comunque una considerevole incertezza analitica su questa misura). L’incremento di TBA potrebbe essere causato dall’attività biologica di degradazione del MtBE, ma è necessario considerare anche la maggiore incertezza analitica associata alla misura di TBA. Il TBA è stato comunque abbattuto lungo la colonna perché tra D e H si registra una diminuzione delle concentrazioni, anche per quanto riguarda il picco di concentrazione, minore appunto in H rispetto a D. I rendimenti di rimozione sono ηD = 66,5%, ηH = 50,8%. e ηtot = 83,5%. Il TBA è stato rimosso con

un’efficienza superiore nella prima metà di colonna, dove è stato abbattuto il 79,6% del contaminante complessivamente rimosso. I rendimenti sono calcolati considerando stazionarie le concentrazioni del TBA a partire dal 27° giorno di prova.

147

Figura 7.32 Andamento temporale della concentrazione di TBA misurata ai piezometri D e H e

nella soluzione in ingresso alla colonna.

Per quanto riguarda benzene, toluene ed etilbenzene l’abbattimento delle concentrazioni è piuttosto evidente. I grafici delle rispettive concentrazioni in funzione del tempo, riportati nelle Figure 7.33, 7.34, 7.35, mostrano questo calo di valori tra IN, piezometro D e H. Il benzene raggiunge la stazionarietà intorno al 27° giorno di prova; viene rimosso secondo le seguenti rese: ηD = 57,2%, ηH = 82,7% e ηtot = 92,6%. Il 61,7% di benzene

complessivamente rimosso è abbattuto nella prima metà della colonna, mentre l’efficienza di rimozione della seconda metà di colonna è superiore a quella della prima. Il toluene e l’etilbenzene raggiungono la stazionarietà a partire dal 23° giorno di prova. I rendimenti di rimozione sono rispettivamente pari a: ηD = 70,8%, ηH = 91,1% e ηtot = 97,4% per il toluene

e ηD = 85,0%, ηH = 95,7% e ηtot = 99,4%. Il 72,7% di toluene e il 85,5% di etilbenzene

rimossi sono abbattuti nella prima metà di colonna, me per entrambi gli inquinante le ηH

148

Figura 7.33 Andamento temporale della concentrazione di benzene misurata ai piezometri D e H e

nella soluzione in ingresso alla colonna.

Figura 7.34 Andamento temporale della concentrazione di toluene misurata ai piezometri D e H e

149

Figura 7.35 Andamento temporale della concentrazione di etilbenzene misurata ai piezometri D e

H e nella soluzione in ingresso alla colonna.

L’EtBE non viene analizzato direttamente ma come complemento al MtBE. Questo comporta una maggiore incertezza sulle misure, come è possibile osservare dall’andamento riportato in Figura 7.36. I valori misurati alla porta D sono sicuramente minori rispetto a quelli dell’IN; tuttavia tra D e H l’abbattimento delle concentrazioni è più incerto, anche se riscontrabile per alcune giornate di campionamento. Sono stimate le rese di rimozione dell’etere, a partire indicativamente dal 27° giorno di prova, che supera la metà temporale della prova e che per i dati del piezometro D può comunque considerarsi soglia di relativa stazionarietà; i dati della porta H sono invece soggetti a molta più variabilità. Le rese sono ηD = 52,5%, ηH = 44,8% e ηtot = 73,8%. Il 71,1% di EtBE rimosso è abbattuto nella prima

metà di colonna, dove viene registrata un’efficienza di rimozione superiore alla seconda parte di vasca.

Figura 7.36 Andamento temporale della concentrazione di EtBE misurata ai piezometri D e H e

150

Gli m+p-xileni mostrano, da quanto riportato in Figura 7.37, un netto abbattimento delle concentrazioni iniziali, con rese pari a ηD = 66,7%, ηH = 80,7% e ηtot = 93,6%; Anche la

concentrazione di o-xilene è complessivamente ridotta nel corso della prova: ηD = 53,5%,

ηH = 78,1% e ηtot = 89,8%; la stazionarietà può considerarsi raggiunta a partire dal 27°

giorno per tutti gli xileni. Il 71,3% degli m+p-xileni e il 59,3% degli o-xileni rimossi sono stati abbattuti nella prima metà della vasca; per entrambi, l’efficienza di rimozione nella seconda metà di colonna è risultata comunque superiore. In Figura 7.38 è riportato il grafico delle concentrazioni in funzione del tempo degli o-xileni. Il superamento del valore medio dell’IN da parte di o-xilene è probabilmente imputabile ad un errore (analitico, di campionamento ecc.). Anche la concentrazione di o-xilene è complessivamente ridotta nel corso della prova: ηD = 66,7%, ηH = 80,7% e ηtot = 93,6%.

Figura 7.37 Andamento temporale delle concentrazioni di m+p-xilene misurate ai piezometri D e

151

Figura 7.38 Andamento temporale delle concentrazioni di o-xilene misurate ai piezometri D e H e

nella soluzione in ingresso alla colonna.

Infine i grafici degli andamenti per 1,2,4-TMB e naftalene sono riportati rispettivamente in Figura 7.39 e in Figura 7.40. E’ riscontrabile un abbattimento di entrambi i composti: ηD =

39,2%, ηH = 84,4% e ηtot = 90,6% per il 1,2,4-TMB; ηD = 68,4%, ηH = 82,9% e ηtot = 94,6%

per il naftalene. La stazionarietà può considerasi raggiunta per entrambi i composti a partire dal 27° giorno in poi. Sia naftalene, sia 1,2,4-TMB sono stati rimossi più efficientemente nella seconda metà di colonna; per il primo inoltre il 72,3% di inquinante rimosso è stato abbattuto nella prima metà di colonna, mentre per il secondo il 43,3%.

Figura 7.39 Andamento temporale delle concentrazioni di 1,2,4-TMB, misurate ai piezometri D e

152

Figura 7.40 Andamento temporale delle concentrazioni di naftalene, misurate ai piezometri D e H

e nella soluzione in ingresso alla colonna.

7.3.5 Elaborazioni numeriche per la stima dei parametri inerenti il trasporto degli inquinanti in colonna

Le elaborazioni numeriche svolte con AQUASIM sono state condotte utilizzando i dati di concentrazione dei vari inquinanti monitorate ai piezometri D e H. Si tratta infatti delle uniche due serie complete, disponibili al momento dell’utilizzo del software. I risultati delle stime sono riportati in Tabella 7.10. Il coefficiente di dispersione longitudinale medio stimato è risultato pari a 22,44 ± 6,11 cm, dove l’incertezza associata alla misura è la deviazione standard dalla media. È stata svolta anche la stima parametrica globale per αL,

fornendo come input del sistema tutte le costanti biologiche e di adsorbimento ricavate dalle stime per i singoli inquinanti (considerate quindi, per quest’ultima simulazione, come costanti non soggette a stima) e i dati disponibili di tutti i contaminanti. La dispersività complessiva ottenuta in tal modo è risultata pari a 18,48 cm.

Tabella 7.10 Risultati delle elaborazioni numeriche per la stima dei parametri del trasporto in

colonna degli inquinanti.

αL [cm] Kd [l/g] Rf Ks [mg/l] vmax [1/h] MTBE 22,64 0,00125 1,68 12,39 0,655 TBA 26,64 0,00333 2,83 120,25 0,266 EtBE 22,56 0,00331 2,81 97,83 0,554 Naftalene 17,17 0,00249 2,37 47,53 0,905 Benzene 22,79 0,00028 1,15 23,92 0,630 Toluene 33,18 0,00137 1,75 22,30 1,437 Etilbenzene 11,56 0,00224 2,23 1,30 0,093 m+p-xilene 18,12 0,00118 1,65 7,64 0,305 o-xilene 28,53 0,00401 3,20 9,67 0,197 1,2,4-TMB 21,24 0,01945 11,67 8,95 0,018

153 I valori stimati da AQUASIM, pur essendo frutto di elaborazioni preliminari, sono risultati positivi poiché cadono nell’intervallo dei valori riportati in letteratura o comunque sono prossimi ad essi (vedere APPENDICE). Unica eccezione è costituita da Kd (e quindi Rf)

del naftalene: il valore stimato risulta di un ordine di grandezza inferiore rispetto ai dati di letteratura.

154

7.4 Conclusioni

La sperimentazione in colonna ha riportato risultati positivi in termini di abbattimento degli inquinanti, indicando come il materiale precedentemente selezionato possa effettivamente essere idoneo all’utilizzo come materiale di riempimento di una BB.

La vasca è stata sempre mantenuta in condizioni aerobiche: il sistema di ossigenazione attraverso l’ausilio del EHC®-O si è rivelato dunque efficace da questo punto di vista, senza oltretutto incorrere nella formazione di ambienti eccessivamente basici. Per evitare i problemi di trasporto del prodotto che sembrano essersi verificati, si potrebbe pensare di disporre del EHC®-O all’interno di sacche permeabili all’acqua, per trattenerlo; tali sacche dovrebbero essere poste all’inizio della colonna e, se necessario, anche in altre posizioni lungo la stessa.

In Tabella 7.11 sono riassunte le efficienze di rimozione conseguite in colonna per ciascuno dei contaminanti d’interesse. Eccetto per EtBE, TBA e MtBE, per i restanti inquinanti sono stati raggiunti livelli di abbattimento considerevoli, oltre il 90%; il toluene e l’etilbenzene hanno anche superato il 95%. Sebbene EtBE e TBA presentino una maggiore incertezza per problemi di carattere analitico, anche per essi è stato possibile osservare buone rese di rimozione, indicativamente intorno all’80% per il TBA e intorno al 70% per l’EtBE. Il MtBE, nonostante la refrattarietà alla biodegradazione e la scarsa propensione all’adsorbimento rispetto agli altri contaminanti, è stato comunque rimosso con un rendimento pari al 70%.

Tabella 7.11 Efficienze di rimozione dei contaminanti d’interesse conseguite dalla

sperimentazione in colonna. ηD ηH ηtot MtBE 30,3% 57,0% 70,0% TBA 66,5% 50,8% 83,5% EtBE 52,5% 44,8% 73,8% Naftalene 68,4% 82,9% 94,6% Benzene 57,2% 82,7% 92,6% Etilbenzene 70,8% 91,1% 97,4% Toluene 85,0% 95,7% 99,4% m+p-xilene 66,7% 80,7% 93,6% o-xilene 53,3% 78,1% 89,8% 1,2,4-TMB 39,2% 84,4% 90,6%

Per come è strutturata la prova, i processi coinvolti nella degradazione dei contaminanti potrebbero essere di tipo chimico-fisico (adsorbimento e volatilizzazione) o di tipo biologico (da parte della biomassa autoctona presente nella pomice). Vi sono però ragionevoli motivi per ritenere che un ruolo preponderante della degradazione dei contaminanti sia stata svolta dalla biodegradazione. La presenza di biodegradazione è infatti osservabile indirettamente dai dati di OD, dalle concentrazioni di nutrienti a fine

155 prova e dalle efficienze di rimozione degli inquinanti. Per quanto riguarda l’ossigeno disciolto, durante il monitoraggio della prova sono stati registrati dei cali anche considerevoli di OD, spiegabili molto probabilmente attraverso la presenza di attività biologica: per esempio le concentrazioni di O2 misurate alla porta A, sono risultate spesso

minori rispetto a quelle IN, suggerendo la presenza di una carica microbica all’interno della colonna, che, stimolata dalle alte concentrazioni di substrato carbonioso in ingresso, ha incrementato la propria attività metabolica e di conseguenza il proprio consumo di ossigeno. Infatti la maggior parte degli inquinanti complessivamente rimossi, è stata abbattuta nella prima metà di colonna (eccetto per MtBE e 1,2,4-TMB), indicando la possibile stimolazione della biomassa alle nuove condizioni ambientali, dovute al carico inquinante in ingresso. Osservando le efficienze di rimozione, è possibile asserire che la maggior parte dei contaminanti (eccetto TBA e EtBE) sia stata abbattuta con rese più spinte nella seconda parte di colonna. Questo comportamento è sempre spiegabile dalla presenza di attività microbica, meglio adattatasi alle condizione ambientali della prova nella seconda metà di vasca. Infine si ricordano le prove batch svolte per testare l’attività degradativa della biomassa autoctona della pomice (i cui risultati sono riportati al Paragrafo 5.2.2). Esse hanno riportato esiti positivi per benzene, toluene ed etilbenzene, la cui biodegradazione è stata quindi già stata osservata in batch. Per MtBE e xileni le stesse prove batch non hanno mostrato i medesimi risultati positivi; tuttavia, le condizioni ambientali della colonna, sicuramente più favorevoli alla crescita batterica (controllo dell’ossigeno e nutrienti, durata maggiore della prova con possibilità di adattamento microbico, maggiore quantità di substrato) potrebbero aver indotto la biodegradazione anche per questi inquinanti. La stessa crescita della concentrazione di TBA in vasca può essere indicativa di una avvenuta degradazione biologica di MtBE.

Lo scopo di questa sperimentazione era quello di valutare l’efficacia nell’utilizzo della pomice come materiale di riempimento di BB. Da questo punto di vista la prova in colonna ha mostrato risultati nettamente positivi. Dalle considerazioni svolte è possibile concludere inoltre che la biomassa autoctona della pomice ha svolto un ruolo fondamentale nella rimozione degli inquinanti, e risulta pertanto idonea al trattamento biologico della contaminazione da benzina per autotrazioni delle acque sotterranee.

Per quanto riguarda le elaborazioni numeriche effettuate con AQUASIM, esse hanno portato a risultati sicuramente positivi: le costanti stimate si avvicinano nella maggior parte dei casi ai valori riportati in letteratura. Ad ogni modo si tratta di stime preliminari che necessitano di miglioramenti per essere ritenute più attendibili. Per la realizzazione del modello matematico impiegato dal software sono state assunte infatti ipotesi piuttosto generiche sui processi degradativi verificatesi in colonna. Non disponendo di informazioni più precise, il processo di adsorbimento è stato espresso attraverso una relazione lineare tra la massa di inquinante adsorbita e la concentrazione in acqua dello stesso contaminante. Le costanti di biodegradazione sono state calcolate ipotizzando una cinetica di Michaelis– Menten “fittizia”, che considera cioè gli abbattimenti globali delle concentrazioni in acqua senza discernere tra i possibili processi coinvolti (volatilizzazione, degradazione biologica). La rimozione del TBA non ha tenuto conto poi, da un punto di vista modellistico, di un possibile fattore generativo dovuto alla degradazione del MTBE (essendo il TBA il principale sottoprodotto di degradazione biologica del MtBE). Infine la

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stima dei parametri è avvenuta impiegando solamente le concentrazioni misurate alle porte D e H della colonna, essendo le uniche serie di dati attualmente disponibili. Tali elementi hanno causato imprecisione alle stime ottenute, che dovranno essere sicuramente perfezionate nel prossimo futuro, ad esempio tramite:

 prove di laboratorio per determinare l’isoterma di adsorbimento più opportuna dei vari contaminanti sulla pomice;

 valutazione del contributo specifico della volatilizzazione alla rimozione complessiva degli inquinanti in colonna, attraverso opportune analisi sul carbone attivo disposto in colonna;

 valutazione di altri modelli cinetici di degradazione oltre a quello di Michaelis– Menten per stabilire quale sia il più adatto a rappresentare i dati sperimentali;  affinamento del modello matematico e, una volta disponibili, impiego dei dati di

concentrazione degli altri piezometri relativi alle giornate di prova attualmente mancanti.

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CONCLUSIONI

Tra i materiali che sono stati scelti come possibili riempimenti per BB (argilla, pomice, perlite e carbone attivo) è stata selezionata la pomice vulcanica (vagliata nella granulometria compresa tra i 10 e i 6 mm) in quanto ha dimostrato di possedere le caratteristiche più idonee a tale scopo. Essa infatti possiede una conducibilità idraulica tale da non ostacolare il flusso dell’acquifero, non innalza il pH del sistema acquoso in cui è inserita, ha un resistenza meccanica superiore a quella degli altri materiali testati. Il requisito più importante è ad ogni modo la capacità di ospitare biomassa degradante, poiché l’efficienza della BB dipende principalmente dall’attività biologica che è in grado di far sviluppare al suo interno. La pomice si è mostrata sicuramente idonea a tale scopo. In prove batch in cui era stata precedentemente sterilizzata, la pomice ha dato dimostrazione di trattenere significativamente la carica batterica inoculata. Quest’aspetto è molto importante poiché consente, in applicazione reali di BB, l’impiego di biomassa appositamente selezionata in laboratorio, ottimizzata per il risanamento di specifiche problematiche ambientali.

La pomice ha poi mostrato di non essere sterile come prodotto commerciale, bensì di possedere una carica batterica autoctona. Dalle prime prove batch volte a testare le capacità degradanti di tale biomassa nei confronti di BTEX e MtBE, sono emersi risultati positivi per alcuni contaminanti, in termini di rimozione (benzene, etilbenzene e toluene). I risultati di tali prove sono stati influenzati dalla limitatezza del sistema, in cui non è stato possibile, trattandosi di prove batch, provvedere ad un continuo apporto di substrati carboniosi, ossigeno e macronutrienti.

La prova in colonna ha permesso di evidenziare le capacità di rimozione della biomassa presente nella pomice nei confronti di BTEX, MtBE ed altri contaminanti caratteristici della benzina anche in condizioni più vicine a quelle reali. Al termine della sperimentazione in colonna i BTEX, il naftalene e il 1,2,4-TMB sono stati abbattuti con rese considerevoli anche oltre il 90%. Il MtBE molto probabilmente a causa della sua resistenza alla biodegradazione ha raggiunto efficienze inferiori, dell’ordine del 70%; TBA e EtBE, sebbene l’incertezza analitica abbia maggiormente gravato sui risultati ottenuti, sono stati rimossi con rese introno al 80% per il primo e intorno al 70% per il secondo. Tali efficienze di rimozione sono però indicative e soprattutto non possono essere riconducibili alla sola biodegradazione. Infatti, l’abbattimento dei contaminati può essere dipeso anche dall’adsorbimento da parte della pomice e/o dalla volatilizzazione degli inquinanti durante la prova. Il fenomeno di volatilizzazione può comunque considerarsi limitato (ma non trascurabile) poiché la colonna è stata prevista di una copertura e non è stato insufflato alcun flusso di aria all’interno (allo scopo di ossigenare l’acqua), che avrebbe comportato uno strippaggio significativo dei contaminanti. Nell’immediato futuro verranno svolte specifiche analisi chimiche su campioni di carbone attivo utilizzato come ricopertura della vasca e nelle trappole al fine di stimare il quantitativo di inquinanti volatilizzato durante la prova. Sebbene non sia stato possibile comprendere in maniera puntuale il contributo dell’ adsorbimento e della degradazione biologica nella resa complessiva di rimozione dei contaminanti, dai consumi di ossigeno e nutrienti riscontrati e dalla distribuzione delle

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efficienze di rimozione all’interno della colonna, si ritiene che la biodegradazione ad opera della biomassa autoctona abbia avuto un ruolo primario nella rimozione dei contaminanti. Considerato comunque l’obiettivo della tesi, ovvero valutare nel complesso l’efficacia e l’idoneità della pomice stessa come riempimento di una BB, non si ritiene fondamentale valutare puntualmente i due contributi visto che sia la biomassa autoctona che la capacità di adsorbimento sono caratteristiche proprie della pomice utilizzata. La pomice si è dimostrata sicuramente idonea a essere utilizzata come materiale di riempimento di una BB, sia per le caratteristiche che ha mostrato di possedere, sia per le rese di rimozione che ha consentito indicativamente di raggiungere per BTEX e MtBE.

Le elaborazioni numeriche attualmente svolte con AQUASIM hanno fornito dei risultati interessanti poiché le costanti biologiche e di adsorbimento stimate assumono valori confrontabili con quelli riportati in letteratura. Ad ogni modo si tratta di valutazioni ancora di tipo preliminare, che necessiteranno di ulteriori approfondimenti.