è stato proposto l’inserimento all’interno della filiera di trattamento della tecnologia MBBR

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6. SVILUPPO DELLA SOLUZIONE PROPOSTA

Attraverso le analisi svolte si è arrivati a individuare come ipotesi di intervento la realizzazione di un nuovo impianto di depurazione in sostituzione delle due unità esistenti; in ciò che segue si cercherà perciò di fornire un dimensionamento preliminare dello stesso.

Si vuol far notare che sotto suggerimento dell’ente gestore Acquedotto del Fiora s.p.a. è stato proposto l’inserimento all’interno della filiera di trattamento della tecnologia MBBR.

Al fine di soddisfare tale richiesta si è pensato di fornire una duplice configurazione impiantistica con il dimensionamento di un impianto a fanghi attivi da una parte e un impianto con reattore a letto mobile tipo MBBR dall’altra.

6.1. Il processo depurativo a letto mobile – MBBR

Prima di proseguire nell’esposizione si vuol fare un breve cenno alla tecnologia MBBR.

I reattori a biomassa adesa a letto mobile (Moving Bed Biofilm Reactor, MBBR) fanno parte della famiglia dei sistemi a biomassa adesa, che stanno soppiantando i processi ai fanghi attivi nel trattamento dei reflui inquinati.

I reattori del tipo MBBR sono formati da reattori biologici in cui i microrganismi attecchiscono su mezzi di supporto (carriers) dispersi e sospesi nel refluo oggetto del trattamento.

Il biofilm, che si forma su tali supporti, è funzione del carico organico associato al refluo in ingresso.

A differenza degli altri processi a biomassa adesa, i supporti in questo caso sono liberi di muoversi e quindi non mantengono fisse né le mutue posizioni, né quelle rispetto al reattore.

La crescita di un biofilm su un supporto è il risultato dell’interazione tra processi di tipo biologico e processi di trasporto dei substrati.

La formazione del biofilm è dovuta principalmente alla crescita delle cellule microbiche e alla produzione di polimeri extracellulari (in genere è trascurabile il contributo della massa in sospensione che attecchisce al supporto stesso).

Lo sviluppo della pellicola varia quindi in funzione della composizione del refluo e dei processi di trasporto; da questi ultimi dipende la disponibilità di substrati per i microrganismi all’interno del biofilm.

Il progressivo ispessirsi della pellicola, da una parte influenza la diffusione dei substrati organici e dell’ossigeno, dall’altra determina, in funzione delle caratteristiche idrodinamiche del reattore, il parziale distacco delle pellicole dai supporti, attraverso il fenomeno che viene solitamente indicato come “distacco delle pellicole di spoglio”.

In particolare questo accade per diversi motivi:

• predazione da parte di organismi quali protozoi o metazoi,

• forze di taglio indotte dal flusso di acqua tangenziale al film,

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• abrasione dovuta agli urti reciproci cui sono sottoposti i supporti dove è presente la pellicola (nei processi a letto mobile),

• distacco spontaneo,

• collasso quando nelle zone profonde del biofilm si realizzano condizioni limitanti di ossigeno e di substrati.

I reattori MBBR possono essere realizzati con o senza ricircolo del fango dal sedimentatore secondario.

Nel caso non sia previsto il ricircolo, i reattori a biomassa adesa si definiscono puri, mentre nel caso in cui i fanghi vengano ricircolati si parla di reattori a biomassa adesa ibridi o a biomassa mista (adesa+sospesa).

I reattori a letto mobile sono costituiti da vasche all’interno delle quali vengono mantenuti in movimento elementi di supporto, che possono essere realizzati in diversi materiali, e sui quali si sviluppa la pellicola biologica.

Il movimento degli elementi è garantito dal sistema di insufflazione di aria o da miscelatori

meccanici; questo garantisce la realizzazione di reattori a completa miscelazione, quindi si riduce la presenza di zone idraulicamente morte e si sfrutta al massimo il volume disponibile.

Le vasche sono dotate di opportune griglie per evitare il trascinamento e la fuoriuscita degli elementi dal reattore.

Le principali caratteristiche dei reattori a letto mobile possono essere così riassunte:

• operano in continuo, non sono soggetti ad intasamento, grazie al loro elevato grado di vuoto, e pertanto non richiedono controlavaggi;

• presentano limitate perdite di carico, in quanto non si ha la formazione di percorsi preferenziali tra i supporti;

• hanno una buona versatilità in fase di gestione: è possibile variare il tasso di riempimento (sempre) e il rapporto di ricircolo dei fanghi (nei reattori ibridi).

I sistemi MBBR possono essere rappresentati in modo schematico come reattori bifasici (fase liquida e supporti solidi) o trifasici (fase liquida, gassosa e supporti solidi).

Nei reattori a letto mobile bifasici il mezzo di riempimento solido è in libero movimento all’interno della fase liquida.

Questa configurazione si presta per reattori anossici e anaerobici realizzati per ottenere la denitrificazione o la rimozione del fosforo.

In entrambi i casi, la movimentazione dei supporti è ottenuta mediante installazione di miscelatori meccanici.

I reattori a letto mobile trifasici sono caratterizzati dalla presenza simultanea della fase solida (supporti), della fase liquida e gassosa (aria od ossigeno puro).

La movimentazione è assicurata dall’insufflazione di aria mediante diffusori posizionati sul fondo della vasca.

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I processi brevettati sono numerosi e si differenziano principalmente per i corpi di riempimento utilizzati che variano nel materiale, forma, densità e superficie specifica (processi Captor®, Linpor®, Flocor-RMP®, Natrix®, Kaldnes KMT®).

I vantaggi della tecnologia MBBR sono:

• facile impiego per l’upgrade di impianti a fanghi attivi;

• sedimentazione primaria non indispensabile;

• ingombro in pianta minore rispetto ad un impianto a fanghi attivi;

• limitate perdite di carico.

Gli svantaggi sono rappresentati da:

• opportunità di eseguire una stacciatura a fine processo;

• aerazione con bolle medio-grandi;

• controllo limitato del processo.

Le principali applicazioni riguardano i trattamenti delle acque reflue, sia civili che industriali.

I sistemi MBBR sono particolarmente efficaci per la rimozione di azoto e fosforo e del carbonio organico (COD).

I processi che si instaurano sono, a seconda delle tipologie brevettate impiegate, di tipo biologico aerobico, anossico o anaerobico.

Le fasi sono:

• rimozione della sostanza organica: trattamento biologico, sgrossatura e affinazione;

• nitrificazione: ossidazione dei composti organici dell’azoto allo stato ridotto svolta da batteri autotrofi;

• denitrificazione: rimozione dei composti dell’azoto presenti in soluzione sotto forma di NO3- e NO2- (prodotti dalla nitrificazione precedente) ad opera di batteri denitrificanti.

Le tecnologie MBBR messe a punto trovano impiego negli impianti municipali intensivi, sistemi di lagunaggio estensivi, allevamenti ittici, industrie alimentari, cartiere e impianti chimici.

In alcuni casi vengono affiancati a sistemi di più ampia diffusione per potenziarne l’effetto di depurazione.

La tecnologia MBBR è ancora poco diffusa in Italia, mentre aumentano le applicazioni soprattutto in Nord Europa.

E’ indicata per l’adeguamento di impianti esistenti grazie soprattutto alla semplicità di realizzazione e gestione che la caratterizza.

6.2. Premessa

Il presente progetto preliminare dell’impianto di depurazione a servizio delle frazioni di Marina di Grosseto e Principina a Mare assume come dati di progetto quelli individuati nell’analisi

demografica precedentemente enunciata relativi alla situazione futura.

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Nel presente elaborato l’annualità è stata suddivisa in due periodi, per cui si intende come

“periodo invernale” quello da Gennaio a Maggio e da Settembre a Dicembre, mentre come

“periodo estivo” quello da Giugno ad Agosto compresi.

Tale suddivisione è stata scelta sia per rappresentare in modo verosimile l’andamento

dell’oscillazione stagionale di popolazione nelle zone oggetto dell’intervento sia per rispettare l’effettiva diversa dinamica batterica tipica di questo tipo di impianti legati alle differenze di temperature medie nei due periodi.

Le fognature esistenti a servizio dei centri abitati pur essendo di tipo separato, presentano problemi di portate parassite, ciò ha portato a considerare in via del tutto cautelativa un sistema fognario di tipo misto.

Al fine di ottimizzarne il funzionamento, considerando che, nell’area servita da tale impianto, non risultano essere presenti scarichi di tipo industriale, ai sensi della vigente normativa regionale (L.R.20/2006), si è previsto il trattamento di una portata con un valore di diluizione pari a tre volte la portata media in tempo asciutto.

Pertanto, all’interno dell’impianto dove necessario, verranno realizzati degli scaricatori di piena, che permetteranno il deflusso delle portate eccedenti nei corpi ricettori.

L’ingresso del refluo all’impianto sarà determinato da una stazione di sollevamento poste a valle del comparto di grigliatura iniziale.

E’ previsto inoltre all’uscita un secondo impianto di sollevamento per favorire lo scarico delle acque reflue depurate presso il Fosso Razzo che dista circa 5 km dall’impianto stesso.

6.3. Dati di progetto

I dati di progetto assunti, riepilogati nella seguente tabella, sono quelli individuati nel capitolo precedente relativo alla definizione delle utenze future.

STATO FUTURO A.E.

Inverno 10000

Estate 30000

L’impianto di depurazione è stato pertanto dimensionato in ciascuno di questi scenari, scegliendo poi il “caso peggiore” per ciascun comparto al fine di garantire l’efficienza del trattamento in ogni condizione climatica e di affluenza stagionale.

Sulla base dei dati trovati in letteratura e forniti dall’ente gestore si è assunto una dotazione idrica procapite pari a 250 l/(A.E. x d) e un coefficiente di afflusso in fognatura pari a 0.8.

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6.3.1. Valutazione dei carichi idraulici e dei carichi di inquinanti

Al fine di agevolare un immediato confronto tra i diversi periodi considerati sono riportati nella tabella di cui sotto i valori relativi ai carichi idraulici e ai carichi di inquinanti.

Si precisa che i valori specifici dei carichi di inquinanti sono stati ricavati dall’elaborazione dei dati sulle analisi dei carichi inquinanti in ingresso, registrati presso gli impianti esistenti, ipotizzando che gli stessi siano applicabili anche alla popolazione futura.

Dati di progetto Inverno

Portata media (Qm)

Inverno Portata max

(3Qm)

Estate Portata media

(Qm)

Estate Portata max

(3Qm)

Abitanti Equivalenti 10000 30000

Portata media giornaliera

[mc/h] 83.3 250 250 750

Portata media totale

[mc/d] 2000 6000 6000 18000

Valori specifici dei carichi inquinanti in ingresso

BOD₅ [g/(A.E. x d)] 70

COD [g/(A.E. x d)] 103

TKN [g/(A.E. x d)] 13.6

P [g/(A.E. x d)] 1.0

SST [g/(A.E. x d)] 51.5

Concentrazioni dei carichi inquinanti in ingresso

[BOD5 ] [g/mc] 350 116.7 350 116.7

[COD ] [g/mc] 515 171.7 515 171.7

[TKN ] [g/mc] 68 22.7 68 22.7

[P ] [g/mc] 5 1.7 5 1.7

[SST ] [g/mc] 257.5 85.8 257.5 85.8

6.3.2. Valori da rispettare allo scarico

Il seguente impianto verrà dimensionato per il rispetto allo scarico dei parametri previsti nella Tab.

1 all. 5 parte III del D.Lgs. 152/2006 e successive modifiche, per quanto riguarda il BOD, COD e SST e di quanto previsto nella Tab. 3 all. 5 parte III del D.Lgs. 152/2006 per i composti azotati.

In particolare

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6.3.3. Temperature di esercizio

Per tener conto delle diverse condizioni ambientali in grado di influenzare le dinamiche del processo di rimozione degli inquinanti si sono considerate le seguanti temperature alle condizioni operative nel comparto biologico:

• Periodo Estivo: T: 22° C

• Periodo Inverno: T: 14° C

≤ 35,0

≤ 25,0

≤ 125,0

≤ 15,0

≤ 0,6

≤ 20,0

≤ 15,0

≤ 2,0

Fosforo totale mg/l

Azoto ammoniacale(N) mg/l

Azoto totale mg/l

Azoto nitroso(N) mg/l

Azoto nitrico(N) mg/l

SST mg/l

BOD5 mg/l

COD mg/l

odore non deve essere

causa di molestie

materiali grossolani assenti

temperatura °C [1]

colore non percettibile con

diluizione 1:20 Parametri Unità di misura Scarico in acque

superficiali

pH 5,5-9,5 5,5-9,5

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6.4. Configurazione 1 – Impianto a fanghi attivi

Il processo depurativo si articola attraverso fasi di separazione fisica e trasformazione biologica, quest' ultima condotta per mezzo di un processo a fanghi attivi.

L'impianto in esame è costituito dai trattamenti rappresentati nel seguente schema a blocchi:

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LINEA ACQUE - pretrattamenti

L’arrivo dei reflui provenienti da Marina di Grosseto è a gravita mentre quelli provenienti da Prinicipina a Mare vengo recapitati tramite un impianto di sollevamento.

In testa all’impianto è presente un comparto di grigliatura fine in grado di trattare una portata con grado di diluizione pari a 6 volte la portata in tempo secco del periodo estivo.

Subito a valle si trova una stazione di sollevamento che recapita nell’impianto la portata massima trattabile pari alla portata in estiva in tempo secco con un grado di diluizione di tre volte.

Le portate eccedenti vengono poi sfiorate verso il sollevamento finale.

Il refluo passa quindi in un comparto di stacciatura fine costituito da un rotostaccio, dopodiché viene immesso in una vasca rettangolare di dissabbiatura/disoleatura aerata per la raccolta di olii e schiume.

La sabbia viene allontanata con air-lift.

LINEA ACQUE - Rimozione dei nutrienti - comparto biologico

Lo schema impiantistico prevede la presenza di una pre-denitrificazione e lo svolgimento della fase di nitrificazione all'interno della vasca di ossidazione.

La corrente idrica affluente alla fase assicura la disponibilità di substrato organico necessario al processo di denitrificazione operato da una biomassa specializzata in condizioni anossiche; i nitrati, sono formati nella successiva fase di nitrificazione in seguito all'ossidazione dell'azoto ammoniacale e organico in ingresso e vengono ricircolati a monte sia con il fango ispessito nel bacino di sedimentazione secondaria, che con la miscela aerata.

Nella vasca di denitro sono collocati dei miscelatori meccanici per garantire la sospensione del fango e la corretta miscelazione del mixed-liquor.

Nella fase di nitrificazione si verifica, altresì, l'ossidazione biologica del substrato organico.

LINEA ACQUE - Sedimentazione secondaria

La sedimentazione secondaria ha una funzione di chiarificazione e di ispessimento, affinché il fango attivo da ricircolare sia il più possibile concentrato e il chiarificato contenga un valore di solidi sospesi che risulti inferiore ai limiti di scarico consentiti dalla legge pari a 35 mg/l.

Il fango così raccolto verrà in parte ricircolato ed in parte inviato alla linea fanghi.

LINEA ACQUE - Trattamenti terziari

L’acqua effluente dal sedimentatore secondario viene trattata all’interno di un comparto di disinfezione finale in cui è previsto il dosaggio, tramite pompa dosatrice tarabile, di una soluzione di acido peracetico all’interno di un pozzetto in testa al comparto.

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Lo stoccaggio del reagente sarà effettuata all’interno di appositi contenitori, inoltre per aumentare le condizione di sicurezza sarà ulteriormente attrezzato un volume aggiuntivo pari alla capacità dei serbatoi di alimentazione nel caso si verifichi una perdita accidentale del reagente.

LINEA FANGHI - Digestione Aerobica e post-ispessimento

La stabilizzazione del fango consente di ottenere un fango in parte non più putrescibile, più facilmente manipolabile e con un contenuto di carica batterica molto ridotto.

La digestione aerobica mira all'abbattimento di una certa percentuale dei solidi sospesi volatili e per mantenere il processo in ambiente aerobico, sarà necessario fornire ossigeno al sistema.

A valle di tale trattamento il fango viene inviato in un post-ispessitore che ha il compito di abbattere parte del suo tenore d’acqua, il surnatante estratto viene poi reinviato in testa all’impianto.

LINEA FANGHI - Fitodisidratazione

Il fitoessiccamento dei fanghi biologici consiste nella disidratazione e nella stabilizzazione dei fanghi attraverso l’uso di essenze vegetali in vasche o bacini impermeabilizzati dotati di sistema di drenaggio e raccolta delle acque.

I letti di fitodisidratazione rappresentano una scelta progettuale ottimale per poter garantire buoni risultati di disidratazione e mineralizzazione dei fanghi e allo stesso tempo consentire di contenere i costi di smaltimento e quelli di gestione.

Per la loro realizzazione sono state previste vasche opportunamente impermeabilizzate, sulle quali distribuire il fango in strati più uniformi possibili in modo da permettere la percolazione dell’acqua e l’ispessimento dello stesso.

Le acque percolate, essendo altamente inquinate, sono ritrattate all’interno dell'impianto di depurazione.

Il sistema di drenaggio è costituito, in genere, da un substrato formato da due-tre livelli di ghiaia avente granulometria che aumenta di dimensioni dalla superficie al fondo della vasca.

L’essenza comunemente utilizzata è la macrofite ed in particolare la Phragmites Australis, il cui rizoma è piantumato nello strato drenante più superficiale.

Le caratteristiche strutturali di questo tipo di sistema non si discostano molto dai tradizionali letti d’essiccamento, ma i processi di disidratazione e di mineralizzazione vengono notevolmente migliorati grazie alla presenza delle essenze vegetali che, non solo incrementano l’assorbimento del materiale organico, ma danno luogo ad un insieme di fattori chimico-fisici in grado di migliorare le condizioni depurative.

6.4.1. Grigliatura fine

I liquami in arrivo all’impianto passano attraverso un comparto di grigliatura fine costituito da due griglie piane sub verticali automatiche e da una griglia fine a pulizia manuale di riserva.

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Il grigliato estratto viene convogliato verso appositi cassoni di raccolta da un trasportatore/compattatore a coclea.

Tale trattamento ha lo scopo di proteggere l’impianto da eventuali intasamenti e da un’eccessiva usura.

Dato che per ognuna delle griglie previste, sia manuale che automatica, la portata di calcolo risulta la medesima di seguito verrà riportato un unico dimensionamento.

Per il calcolo si fa riferimento ai parametri progettuali sotto riportati:

Portata di progetto Q = 750 mc/h

Portata minima Q_min= 83.3 mc/h

Velocità di attraversamento in tempo di pioggia v_a = 1.2 m/s Velocità di attraversamento minima v_amin = 0.3 m/s

Spaziatura tra le barre b = 5 mm

Spessore delle barre s = 8 mm

Altezza liquida a monte della griglia h_m = 0.41 m

Dimensionamento

Sezione utile della griglia

= = 0.17

Larghezza utile della griglia

= = 0.42

Numero di barre della griglia

= − 1 = 84

Larghezza del canale in corrispondenza della griglia

= × + + 1 × = 1.27

Verifica della velocità di attraversamento in corrispondenza della portata minima

!= ^!= 0.13 /

Visto che la velocità in corrispondenza della portata minima risulta minore della velocità minima di progetto, si presuppone di disporre una periodica pulizia del canale di grigliatura onde evitare un eccessivo deposito a monte della griglia stessa.

Nell’impianto in progetto si propone di utilizzare come griglia automatica un filtro pettine contro corrente tipo FPC 130 della ditta COSME e come griglia manuale una struttura che presenti le caratteristiche evidenziate nel dimensionamento.

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6.4.2. Stacciatura

Nel presente progetto è stato previsto, in mancanza della sedimentazione primaria, un comparto di stacciatura realizzato mediante l’uso di due griglie a tamburo rotante autopulente, di cui uno

funzionante e uno di riserva.

L’allontanamento del grigliato avviene tramite trasportatore/compattatore a coclea, che lo recapita presso appositi contenitori di raccolta.

Il dimensionamento dello stesso si opera a partire dalla portata da trattare.

Al fine di poter garantire il trattamento della portata di progetto Q = 750 mc/h occorre adottare la seguente geometria:

Diametro cilindro 915 mm

Lunghezza cilindro 2000 mm

Luce di filtrazione 1 mm

Potenza istallata 0.75 kW

Portata massima trattata ≤ 826 mc/h con [SST] ≤ 200 ppm

6.4.3. Dissabbiatura – disoleatura

La funzione della sezione di dissabbiatura è quella di conseguire la rimozione delle sabbie, delle ghiaie e degli altri solidi pesanti, caratterizzati da velocità di sedimentazione o peso specifico notevolmente superiore a quello dei solidi organici putrescibili presenti nelle acque reflue.

Il dissabbiatore viene previsto come trattamento primario con le seguenti finalità:

• proteggere gli elementi delle sezioni successive dall’abrasione e dalla conseguente usura;

• ridurre la formazione di depositi nei successive condotte e tubazioni;

• eliminare la frazione di carico organico adesa a tale quota parte di frazione sospesa.

Essendo la dissabbiatura un trattamento di tipo meccanico, verrà dimensionata sulla punta di carico idraulico, corrispondente al caso estivo futuro in tempo di pioggia.

Si prevede di effettuare un trattamento di dissabbiatura di tipo aerato, con disoleatura, per il quale la letteratura indica un tempo di ritenzione indicativo minimo pari a 3 min per portata massima.

Pertanto si avrà un volume minimo necessario di:

$ != %&'(× 3 ) %* + = 37.5 -

Per determinare le dimensioni minime necessarie della vasca da utilizzare, si deve verificare che il carico idraulico superficiale non superi il valore previsto da letteratura, che è il seguente:

._/ ₀ = 50 -/ ∙ ℎ

Dall’espressione del carico idraulico . / 0 =3 ) %* +

3 _!

Si ricava la superficie minima richiesta:

(12)

3 !=3 ) %* + . / 0 = 15

Pertanto l’altezza della vasca da realizzare dovrà essere pari a : ℎ4=$ !

3 ! = 2.5

Nella scelta delle dimensioni della vasca vanno comunque verificate le seguenti relazioni:

• B/H = 1/1÷5/1

• L/B = 3/1÷5/1 Dove:

B = larghezza della vasca [m]

L = lunghezza della vasca [m]

H = altezza della vasca [m].

Assumendo una larghezza della vasca (B) pari a 2.40 m e scegliendo il valore minimo del rapporto tra L e B si ottiene:

= 7.5

per cui risulta una superficie effettiva:

3'55 = × = 18.75

Considerando il valore dell’area così ottenuto e la portata massima di progetto si ottiene un carico superficiale pari a :

. / =3 ) %* +

3'55 = 40 -/ ∙ ℎ

Nella tabella seguente si riporta il carico idraulico superficiale effettivo relativo a ogni periodo e i rendimenti di abbattimento ottenibili per differenti diametri delle particelle in sospensione:

Diametro delle particelle

Rendimento di abbattimento (%)

100 90 85

Carico idraulico superficiale C_is(mc/(mq x h))

0.16 12 16 20

0.20 17 28 36

0.25 27 45 58

Carico idraulico effettivo C_iseff(mc/(mq x h)) Inverno

Portata media

4.4 13.3 13.3 40.0

Le sabbie estratte dalla tramoggia della vasca conterranno ancora una notevole quantità d’acqua;

pertanto, nella sezione di accumulo per l’allontanamento delle stesse, verrà prevista la raccolta del percolato ed il rinvio in testa all’impianto di depurazione.

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Al fine di ottenere un corretto dimensionamento, si procede alla verifica di tale sezione nelle diverse condizioni operative individuate.

In particolare, dato il volume, sono stati ricavati i tempi di ritenzione idraulica del liquame.

Inverno Portata media

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm) Tempo di ritenzione

[min] 27.0 9.0 9.0 3.0

Questi tempi di ritenzione si ritengono accettabili dato che, vista la presenza dell’aerazione, in vasca non si innescheranno fenomeni settici.

L’insufflazione di aria, immessa nella vasca da appositi diffusori, consente alle particelle organiche più leggere di rimanere in sospensione per effetto della “flottazione”, le sabbie , essendo più pesanti, vengono invece spinte verso il basso dalla forza di gravità per essere raccolte sul fondo e successivamente estratte e stoccate in un apposito cassone.

L’effetto di flottazione consente di portare in superficie anche le sostanze oleose, che grazie alla presenza di un setto che individua un’area di calma laterale, vengono sfiorate.

Relativamente all’insufflazione di aria, si considera che siano necessari 7.0 mc_aria/(h x mq) per ogni unità di superficie della vasca, pertanto, sarà necessario immettere una portata d’aria pari a circa 131.3 mc_aria / h .

Gli oli, i grassi e le schiume, raccolti nella canaletta laterale della vasca, verranno stoccati in

appositi pozzetti dai quali potranno essere estratti mediante autospurgo e allontanati dall’impianto.

6.4.4. Comparto biologico

Nel presente paragrafo verrà esposto il dimensionamento del comparto biologico, con riferimento ad ogni condizione operativa individuata.

Definizione dei parametri progettuali

La concentrazione di azoto totale in uscita [Nout] viene suddiviso in due aliquote:

• 10% di azoto ridotto [TKNout]

• 90% di azoto ossidato [NO_out]

Da un bilancio effettuato tra le sezioni di ingresso e di uscita del bacino di nitrificazione è possibile ricavare la concentrazione di azoto ammoniacale che deve essere ossidato [N_nit], pari a quella alimentata alla fase biologica [TKN_in], diminuita di quella che viene allontanata con lo scarico [TKN_out] e di quella utilizzata dai batteri eterotrofi per il fabbisogno di sintesi [TKN_bat].

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Quest'ultima aliquota può essere assunta pari al 5% della concentrazione di BOD₅ rimosso in aerazione tenendo conto che il rapporto C:N:P, nelle reazioni di sintesi deve essere 100:5:1.

Quindi risulta:

[N_nit]= [TKN_in] - [TKN_out] - [TKN_bat] Dove:

[TKN_out] = 0.1[N_out]

[TKNbat] = 0.05([BOD5in] - [BOD5out])

Se si considera un rendimento di abbattimento del BOD₅pari al 94% si ha che:

[BOD_5out] = 0.06[BOD_5in]

In pre-denitrificazione la concentrazione di azoto da ridurre [N_den] è pari alla concentrazione di azoto ammoniacale che deve essere ossidato [N_nit], diminuita della concentrazione di azoto ossidato che viene allontanato con lo scarico [NO_out].

Inoltre per il compimento di tale processo viene consumato parte del BOD₅ in ingresso, per un’aliquota pari a 4.5 grammi di BOD5 per grammo di azoto da ridurre.

In relazione a quanto detto si ha che:

[Nden] = [Nnit] - [NOout] = [TKNin] - [TKNout] - [TKNbat] - [NOout] [NO_out] = 0.9[N_out]

[BOD5den] = 4.5[Nden]

Nella tabella che segue vengono riportati i valori delle concentrazioni sopra menzionate,espresse in mg/l,relative ai periodi operativi considerati:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

[BOD_5in] 350.0 116.7 350.0 116.7

[BOD_5out] 21.0 7.0 21.0 7.0

[TKN_in] 68.0 22.7 68.0 22.7

[Nout] 15.0 15.0 15.0 15.0

[TKNout] 1.5 1.5 1.5 1.5

[TKN_bat] 16.5 5.5 16.5 5.5

[N_nit] 50.1 15.7 50.1 15.7

[NO_out] 13.5 13.5 13.5 13.5

[Nden] 36.6 2.2 36.6 2.2

[BOD5den] 164.5 9.8 164.5 9.8

(15)

Nitrificazione

La nitrificazione biologica viene attuata da batteri autotrofi che ossidano l’azoto ammoniacale prima sottoforma di nitriti e poi di nitrati.

Per proseguire nel dimensionamento è necessario calcolare sia la frazione di biomassa nitrificante (sulla biomassa totale, cioè eterotrofa e autotrofa presente nel bacino) , sia la velocità di

nitrificazione, definite per i liquami urbani dalle seguenti formule:

6 = 1

71 + 89: ;<^{= !}> − : ;<=?@(> − : ;<=&'!>

:ABC !> − :ABC?@(> − :ABCD (> E ∙F'

F!GH Dove:

F'= fattore di crescita eterotrofa assunto in ogni condizione pari a 0.5 F!= fattore di crescita autotrofa assunto in ogni condizione pari a 0.16

! ( =IJ'55× K × 6 F!

In cui:

K=concentrazione di solidi sospesi volatili IJ'55= velocità effettiva di nitrificazione

La velocità effettiva di nitrificazione è esprimibile attraverso l’espressione seguente:

IJ'55 = I! ( × 9 :ABC?@(>

L!(× :ABC?@(>E × 9 :<;>

L?(× :<;>E Dove:

I! ( = 0.321 × M ^NOPQ° = velocità specifica di nitrificazione

L!(= 1 × M ^NOPQ° = costante di semivelocità relativa all’ammoniaca M = 1.123 = coefficiente correttivo della temperatura

L?(= costante di semivelocità relativa all’ossigeno disciolto assunto in ogni condizione pari a 1 g/mc

:<;>= concentrazione di ossigeno disciolto assunto in ogni condizione pari a 2.0 g/mc Il volume del bacino di nitrificazione è calcolato come sotto riportato:

$_{! (}= × :C! (>

! (

Nella tabella sottostante vengono mostrati i valori dei parametri calcolati per ciascun periodo dell’anno:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm) X 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc

T 14° 14° 22° 22°

(16)

f 0.092 0.050 0.092 0.050

I! ( 0.160 0.160 0.405 0.405

L_!( 0.5 0.5 1.3 1.3

IJ'55 0.080 0.080 0.147 0.147

! ( :S⁄ -TU > 132.75 71.731 243.061 131.334

$_{! (} : -> 754 1312 1235 2149

Pre-denitrificazione

La denitrificazione biologica trasforma l'azoto presente sotto forma di nitrati in azoto gassoso ed è realizzata prima della nitrificazione, sfruttando l'elevato contenuto di sostanze organiche

biodegradabili.

I nitrati vengono alimentati in denitrificazione dal ricircolo dei fanghi e dal ricircolo della miscela aerata.

Per il dimensionamento si procede definendo la velocità di denitrificazione come segue:

&'! = IW'55× K × 1 − 6 × M ^NOPQ°

Dove:

IW'55= velocità effettiva di denitrificazione a 20° in assenza di fattori limitanti, assunta in ogni condizione pari a 0.072 g/(gSSVxd)

K=concentrazione di solidi sospesi volatili 1 − 6 = frazione di biomassa denitrificante

M = 1.123 = coefficiente correttivo della temperatura

Il volume del bacino di denitrificazione si calcolato invece come sotto riportato:

$&'!= × :C&'!>

&'!

Nella tabella che segue sono resi noti i valori riscontrati:

Inverno Portata media

(Qm)

Inverno Portata max

(3Qm)

Estate Portata media

(Qm)

Estate Portata max

(3Qm) X 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc 3000 g_SSV/mc

T 14° 14° 22° 22°

&'! :S⁄ -TU > 97.811 102.352 247.416 258.902

$&'! : -> 747 128 886 152

(17)

Configurazione geometrica adottata

Per la pre-denitrificazione si adottano le dimensioni necessarie ad ottenere le rese depurative richieste in corrispondenza della Qm nel periodo estivo in quanto tale volumetria risulta la più onerosa e garantisce pertanto il corretto funzionamento per tutte le situazioni di progetto.

Si prevede la realizzazione di due vasche con i seguenti dati geometrici (per ciascuna):

• Altezza battente idrico: 5.00 m

• Larghezza netta della vasca: 12.00 m

• Lunghezza netta della vasca: 7.50 m per un volume complessivo pari a 900 mc.

Per la nitrificazione si adottano le dimensioni necessarie ad ottenere le rese depurative richieste in corrispondenza della 3Qm nel periodo estivo in quanto tale volumetria risulta la più onerosa e garantisce pertanto il corretto funzionamento per tutte le situazioni di progetto.

Si prevede la realizzazione di due vasche con i seguenti dati geometrici (per ciascuna):

• Lunghezza netta della vasca: 18.00 m per un volume complessivo pari a 2160 mc.

Dimensionamento miscelatori meccanici

Al fine di consentire il mantenimento in sospensione dei solidi sospesi nella vasca di

denitrificazione è opportuno considerare l’installazione di particolari miscelatori meccanici, che consentono tra l’altro di evitare il crearsi di vie preferenziali di correnti dei liquami e dei ricircoli che alimentano le vasche.

Essi sono previsti in numero di 1 per vasca; tali apparecchi vengono disposti con installazione sommersa, con motore incapsulato a tenuta stagna, con elica autopulente e supporto di installazione in monofusione per l’accoppiamento al tubo quadro di guida.

Per ottenere un corretto dimensionamento si considera una potenza specifica di miscelazione pari a circa 6.0 W/mc .

Pertanto, per ciascuna vasca, si perviene ad una richiesta di potenza di resa all’asse pari a:

X =X_/× $_&'!

1000 = 2.66 LZ

Ricircolo fanghi e portate di supero

Per determinare la portata di ricircolo dei fanghi si effettua un bilancio dei solidi sospesi totali nel sedimentatore, uguagliando il flusso di fanghi entrante e il flusso di fanghi uscente secondo l’espressione sotto riportata:

(18)

[ = 9 K\\N

K[\\NOK\\NE × Dove:

]_^ ^{^}^__`

a__`O^_{__`}b = rappresenta il rapporto di ricircolo

K\\N=_Q.c^{^} = concentrazione dei solidi sospesi totali entranti

K[\\N = concentrazione dei solidi sospesi totali nei fanghi di ricircolo

Per determinare la produzione di fanghi di supero si procede determinando in primis il carico del fango:

.5 = × : ;<= !>

$! (+ $&'! × K

Si esprime in funzione di questo il rendimento del reattore:

d = 1

e1 + 0.2 × f.⁵g

e infine si calcola la produzione di fanghi di supero attraverso la seguente espressione:

∆33 = i × jF − k

ed + .5glm × × d × : ;<= !>

Dove:

i = 1.2 − 0.28 × .5

= 0.05 F = 1.00

Dividendo la produzione di fanghi di supero per la concentrazione dei solidi sospesi totali contenuti nei fanghi di ricircolo si può evincere la portata dei fanghi di supero:

/= ∆33

K[\\N

Per valutare invece la portata di ricircolo della miscela aerata si procede secondo l’espressione riportata:

n = :C&'!>

:C;?@(> × − ^[

In tabella sotto vengo resi noti i valori di calcolo trovati per ogni condizione analizzata:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

K_\\N :LS33A/ -> 4.286 4.286 4.286 4.286

K[\\N :LS33A/ -> 8.000 8.000 8.000 8.000

9 K\\N

K_[\\N− K_\\NE 1.15 1.15 1.15 1.15

(19)

.5 oSpqW_r⁄ S\\s× U t 0.109 0.113 0.231 0.213

d 93.8% 93.7% 91.2% 91.6%

∆33 :LS33A U⁄ > 391.743 405.714 1658.938 1630.106

/ : - U⁄ > 49 51 207 204

[ : - U⁄ > 2308 6923 6923 20769

n : - U⁄ > 3107 0 9321 0

Fabbisogno di ossigeno

Si passa a esporre il procedimento utilizzato per calcolare il fabbisogno di ossigeno da fornire in vasca di nitrificazione.

Per poter procedere occorre prima stimare sia la concentrazione di BOD₅rimosso sia la concentrazione di azoto ossidato:

: ;<=?0> = : ;<= !> − : ;<=&'!> − : ;<=?@(>

:C! (> = :ABC !> − :ABC?@(> − :ABCD (>

A questo punto è possibile procedere con la stima delle quantità di ossigeno richiesta nella vasca di ossidazione-nitrificazione, attraverso la relazione:

u<; = .v∙ w ∙ ∙ : ;<=?0> + x ∙ :C! (> + y ∙ K ∙ $! ( ∙ M ^NOPQ°

Dove:

w = coefficiente di respirazione assimilativa assunto uguale in ogni condizione pari a 0.5 kgO2/kgBOD5

x = coefficiente relativo all’ossidazione dei composti azotati assunto uguale in ogni condizione pari a 4.57 kgO₂/kgN_nit

y = coefficiente di respirazione endogena assunto uguale in ogni condizione pari a 0.5 kgO2/(kgSSV x d)

.v= coefficiente di punta assunto pari a 1.7 in condizioni di portata media e 1.3 in condizioni di portata massima

M = coefficienta correttivo della temperatura assunto uguale in ogni condizione pari a 1.084 A = valore della temperatura media di esercizio

Il fabbisogno di ossigeno in condizioni standard è dato da:

u.3 = 1.6 ∙ u<;

Supponendo l’utilizzo di diffusori tubolari AFT 94x1000 OTE performance della SSI con le caratteristiche sotto elencate:

• densità dei diffusori del 20%

• sommergenza di 4.50 m

• portata specifica d’aria z=15 Nmc/h

• rendimento di trasferimento di ossigeno pari a η_diff= 27%

(20)

è possibile definire sia la portata d’aria necessaria per soddisfare l’apporto di ossigeno richiesto

[ = u.3

0.28 ∙ d& 55

sia il numero di diffusori per vasca C& 55 = ∙ z^[

Dove:

= numero delle vasche di ossidazione-nitrificazione Nella tabella seguente sono riportati i risultati trovati:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

: ;<=?0> :S/ -> 165 100 165 100

:C! (> :S/ -> 50 16 50 16

u<; :LS;P ⁄U> 1196.79 1191.00 3607.64 3603.02 u.3 :LS;P ⁄U> 1914.87 1905.59 5772.22 5764.83

[ :C - ℎ⁄ > 1055.4 1050.3 3181.3 3177.3

C_{& 55} 106 106 106 106

Età del fango e verifica del processo di nitrificazione Si procede di seguito al calcolo dell’età del fango:

M =K\\N∙ $! (+ $&'!

/∙ K[\\N

Tale parametro risulta utile sia per il futuro dimensionamento del comparto di digestione aerobica sia per la verifica del processo di nitrificazione che deve soddisfare due condizioni.

Prima condizione:

M ≥ M !

Dove:

M != età minima del fango in relazione alle temperature medie di esercizio L’età minima del fango può essere così calcolata:

M != k 1

0.321 ∙ M ^NOPQ° l ∙ 9 :<;>

L?(× :<;>E In cui:

L?(= costante di semivelocità relativa all’ossigeno disciolto assunto in ogni condizione pari a 1 g/mc

:<;>= concentrazione di ossigeno disciolto assunto in ogni condizione pari a 2.0 g/mc M =età del fango in relazione alle temperature medie di esercizio

(21)

A = valore della temperatura media di esercizio

Dai risultati sotto riportati si riscontra che la prima condizione appare verificata nelle diverse condizioni operative.

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

M ! :U> 9.4 9.4 3.7 3.7

M :U> 16.4 15.2 5.5 6.1

Seconda condizione:

$&'!

$&'!+$! ( ≤ 1 −35∙ ] !+ 1M b I! (

Dove:

35 =fattore di sicurezza assunto in uguale in ogni condizione di esercizio pari a 0.2

!= 0.04 ∙ 1.029^NOPQ° = coefficiente di decadimento endogeno espresso in relazione alla temperatura di esercizio

I_{! (} = 0.321 × M ^NOPQ° = velocità specifica di nitrificazione espressa in funzione della temperatura di esercizio

Detta I la quantità espressa al primo termine della disuguaglianza e B la quantità espressa al secondo termine, si verifica dai valori riportati in tabella che anche la secondo condizione risulta soddisfatta per tutte le condizioni di esercizio.

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

! 0.034 0.034 0.042 0.042

~ 0.50 0.09 0.42 0.07

0.88 0.88 0.89 0.90

6.4.5. Sedimentazione Secondaria

La sedimentazione secondaria ha una funzione di chiarificazione e di ispessimento, affinché il fango attivo da ricircolare sia il più possibile concentrato.

Si analizzano pertanto i parametri che consentono il regolare funzionamento di tale comparto ai fini del dimensionamento.

(22)

Carico superficiale di solidi sospesi

Il valore del carico superficiale di solidi sospesi gestionalmente adottato in un sedimentatore incide pesantemente sulle potenzialità di ispessimento del fango raccolto sul fondo della vasca.

In altri termini un elevato carico per unità di superficie rischia di limitare i fenomeni di

addensamento del fango, seppur sedimentato, rendendo meno efficace la chiarificazione e più oneroso il ricircolo.

Il valore consigliato nella letteratura tecnica è pari a:

u/n= + [

/'& ∙ K\\N= 3 ÷ 6 :LS33⁄ ∙ ℎ> €*6)€*%• +‚‚+ ƒ•€%+%+ )U*+

Dove:

= portata di progetto

[ = portata di ricircolo dei fanghi

K\\N= concentrazione dei solidi sospesi totali in vasca di ossidazione-nitrificazione

/'&= superficie complessiva del sedimentatore

Si assumono le seguenti caratteristiche funzionali/geometriche

Carico superficiale di solidi per portata media estiva pari a u/n = 3.0 :LS33⁄ ∙ ℎ>

In base ai valori fin qui calcolati è possibile ricavare l’area totale per la sedimentazione secondaria riferita alla portata media estiva:

/'&=K\\N∙ + [

u/n = 770

Con la superficie così calcolata si intendono verificare gli altri parametri che garantiscono un corretto funzionamento del sedimentatore anche nelle condizioni più gravose di portata influente ed individuare il corretto dimensionamento del volume.

Ovviamente alla 3Qm estiva il valore del carico superficiale di solidi sarà pari al triplo di quello assunto, ovvero pari a 9 kgSS/(mq h).

Carico idraulico superficiale

La necessità di adottare, nei calcoli di verifica, i valori massimi per la velocità ascensionale del liquame è operata al fine di evitare nel corpo del sedimentatore velocità di risalita del liquame superiori alla velocità di caduta delle particelle di fango.

In tale circostanza, infatti, si instaurerebbe un progressivo deflusso di agglomerati fioccosi nella canaletta di stramazzo con rapido scadimento delle caratteristiche dell’effluente, sia in termini di solidi sospesi sia di BOD.

Il valore consigliato nella letteratura tecnica è pari a:

. / = 0.6 ÷ 1.2 ⁄ €*6)€*%• +‚‚+ ƒ•€%+%+ )U*+ℎ . / = 1.7 ÷ 2.7 ⁄ €*6)€*%• +‚‚+ ƒ•€%+%+ + * +ℎ

(23)

La formula esprimente il carico idraulico può essere così scritta . / =

/'&

Per cui nell’impianto in esame si ha:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

. / : /ℎ> 0.22 0.6 0.6 1.2

Occorre qui notare come la 3Qm non sia una classica condizione di massimo, ma piuttosto una condizione che potrebbe verificarsi comunque per un certo numero di giorni consecutivi, essendo legata alla portata in tempo di pioggia.

Pertanto si è ritenuto opportuno ottenere un valore inferiore dei limiti ammessi per le portate massime classiche e i parametri risultano quindi rispettati.

Tempo di detenzione

Il rendimento di un sedimentatore è condizionato anche dal tempo medio di permanenza del liquame, in quanto per ridotti tempi di residenza l’impianto risulta estremamente sensibile alle punte di carico idraulico.

Il valore suggerito dalla letteratura consiglia tempi minimi di detenzione di 2h, in corrispondenza ovviamente delle portate medie.

Nell’impianto in esame si è assunto cautelativamente un tempo di detenzione di 3 h per portata media estiva per cui risulta:

$_/'&= %_&'(∙ = 808 -

Quindi per la portata massima risulta un tempo di detenzione di:

%/'&=$_/'&

= 1ℎ

Configurazione geometrica adottata per il Sedimentatore

Si adottano le dimensioni necessarie ad ottenere le rese depurative richieste in corrispondenza della Qm nel periodo estivo.

In ogni caso sono garantiti i parametri minimi sia di carico idraulico superficiale assunto pari a 1,2 nel caso di arrivo della portata massima estiva che di tempo di detenzione minimo che risulta sempre per la stessa pari a circa 1 ora e 20 minuti.

Si prevede la realizzazione di due vasche con un volume totale pari a 1925 mc, e una superficie pari a 770 mq, con i seguenti dati geometrici (per ciascuna):

(24)

• Diametro del sedimentatore: 22.20 m

• Superficie del sedimentatore: 385 mq

6.4.6. Digestione aerobica

La stabilizzazione del fango consente di ottenere un fango in parte non più putrescibile (cioè quasi inattivo biologicamente), più facilmente manipolabile e disidratabile, con un contenuto di carica batterica molto ridotto.

La digestione aerobica mira all'abbattimento di una certa percentuale dei solidi sospesi volatili (almeno il 40%) e per mantenere il processo in ambiente aerobico, sarà necessario fornire ossigeno al sistema.

Il calcolo del digestore viene effettuato sulla base del carico del fango.

Definita l’età del fango in uscita dal comparto di ossidazione e fissata un età complessiva da ottenere tramite i processi biologici, è possibile calcolare l’età del fango nel digestore aerobico come differenza tra le due; quest’ultima corrisponde al tempo di detenzione dei solidi all’interno del digestore.

M_{& „}= M_(?(− M

Moltiplicando la produzione specifica di fango per il quantitativo di BOD₅ fornito quotidianamente si ricava la quantità di solidi sospesi che vengono inviati ogni giorno al digestore.

∆33

∆% =∆33

∆C ∙∆C

∆%

Dove:

∆\\

∆J = i × kF − 9_e…†‡^D

ˆgEl = produzione specifica di fango

∆J

∆( = × d × : ;<= !> = quantitativo di BOD₅ fornito quotidianamente i = 1.2 − 0.28 × .5

= 0.05 F = 1.00

Fissata la frazione dei solidi sospesi volatili sulla quantità di secco in entrata al digestore, è

possibile individuare la frazione di solidi sospesi non volatili e per differenza quella relativa ai solidi volatili.

∆3C$

∆% =∆33

∆% ∙ 91 −∆3$

∆33E

∆3$∆% =∆33

∆% −∆3C$

∆%

Dove:

∆\s

∆\\= frazione dei solidi sospesi volatili sul secco assunta in ogni condizione pari a 0.7

∆\Js

∆( = frazione dei solidi sospesi non volatili

(25)

∆\s

∆( = frazione dei solidi sospesi volatili

Imposta la percentuale di abbattimento dei solidi sospesi volatili, si calcola la quantità di solidi estratti quotidianamente con il fango digerito; moltiplicando tale parametro per l’età del fango nel digestore si ottiene la quantità di sostanza secca mediamente presente nello stesso.

33& „= M& „∙∆33& „

∆%

In cui:

∆33& „

∆% =∆3C$

∆% +∆3$

∆% ∙ 1 + € Dove:

∆\\_‰Š‹

∆( = quantità di solidi estratti giornalmente con il fango digerito

€ = percentuale di solidi sospesi volatili distrutti per effetto della digestione assunta in ogni condizione pari a 40%

A questo punto, supposto il contenuto medio d’acqua dei fanghi, si ricava, attraverso le espressioni sotto riportate, sia il volume del digestore sia la portata di fango digerito:

$& „= 33& „

x5∙ 1 − Œ

5 !„=

∆33∆%

x₅∙ 1 − Œ Dove:

x5 = peso specifico dell’acqua pari a 1000 kg/mc Œ = contenuto medio d’acqua nei fanghi

Nella tabella che segue vengono riportati i valori di calcolo per ogni condizione analizzata

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

M :U> 16.4 15.2 5.5 6.1

M(?( :U> 35 35 25 25

M& „ :U> 18.6 19.8 19.5 18.9

∆33

∆C :LS33 LS ;<⁄ ^?0> 0.597 0.619 0.866 0.848

∆C∆% :LS ;<^!⁄ > U 656.7 655.8 1915.9 1922.6

∆33

∆% :LS33 U⁄ > 391.7 405.7 1658.9 1630.1

∆3C$

∆% :LS3C$ U⁄ > 117.5 121.7 497.7 489.0

(26)

∆3$

∆% :LS3$ U⁄ > 274.2 284.0 1161.3 1141.1

∆33& „

∆% :LS33 U⁄ > 282.1 292.1 1194.4 1173.7

33& „ :LS33> 5239.1 5781.1 23313.4 22240.8

Œ 98% 98% 98% 98%

5 !„ : - U⁄ > 19.6 20.3 82.9 81.5

$_{& „} : -> 262 289 1166 1112

Configurazione geometrica adottata per il digestore

Si adottano le dimensioni necessarie ad ottenere le rese depurative richieste in corrispondenza della Qm nel periodo estivo; tale configurazione rappresenta la condizione più onerosa.

Si prevede la realizzazione di una vasca con un volume totale pari a 1166 mc, e una superficie pari a 233.1 mq, con i seguenti dati geometrici:

• Lunghezza netta della vasca: 17.90 m

Fabbisogno di ossigeno

Per poter valutare la portata d’aria da insufflare nel digestore, occorre calcolare il quantitativo di ossigeno consumato per decadimento endogeno della biomassa come segue:

u<; = y ∙ K ∙ $& „ Dove:

y = coefficiente di respirazione endogena assunto uguale in ogni condizione pari a 0.5 kgO2/(kgSSV x d)

K = concentrazione di SSV nel comparto di digestione assunta in ogni condizione pari a 5 kgSSV/mc

Il fabbisogno di ossigeno in condizioni standard sarà dato da u.3 = 1.6 ∙ u<;

Supponendo l’utilizzo di diffusori tubolari AFT 94x1000 OTE performance della SSI con le caratteristiche sotto elencate:

• densità dei diffusori del 20%

• sommergenza di 4.50 m

• portata specifica d’aria z=15 Nmc/h

• rendimento di trasferimento di ossigeno pari a ηdiff= 27%

è possibile definire sia la portata d’aria necessaria per soddisfare l’apporto di ossigeno richiesto

(27)

[ = u.3 0.28 ∙ d& 55

sia il numero di diffusori per vasca C_{& 55} = z^[

Nella tabella che segue sono mostrati i valori di calcolo trovati per le diverse condizioni operative:

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm) u<; :LS;P ⁄U> 144.07 158.98 641.12 611.62

u.3 :LS;P ⁄U> 230.52 254.37 1025.79 978.60

[ :C - ℎ⁄ > 127.1 140.2 565.4 539.4

C& 55 38 38 38 38

6.4.7. Post- ispessimento

La portata di fango assunta per il progetto è pari a quella considerata nel caso di maggiore produzione, relativo alla portata media del periodo estivo:

5 !„= 82.9 -/U

Fissato un tempo di detenzione di 1.5 giorni, il volume minimo richiesto è:

$ /v = ∙ %&'(= 124.4 -

Occorre inoltre garantire un carico superficiale dei solidi sospesi al di sotto di 40 KgSS/(mq x d), da cui deriva una superficie minima pari a :

3_/v =∆33& „

∆% ∙ 1 .\\ = 30

Si assume pertanto la seguente configurazione geometrica:

• Diametro del sedimentatore: 6.20 m

Fissando poi il contenuto medio d’acqua nel fango ispessito pari a 96%, si ricava, attraverso le espressioni sotto riportate, sia la portata di fango ispessito che la portata di surnatante reinviata in testa all’impianto:

/v =

∆33∆%

x5∙ 1 − Œ

/@[= 5 !„− /v

Dove:

x5 = peso specifico dell’acqua pari a 1000 kg/mc

(28)

Œ = contenuto medio d’acqua nei fanghi

Di seguito si riportano i valori di calcolo trovati per ogni condizione analizzata

(Qm)

(3Qm)

(Qm)

(3Qm)

Œ 96% 96% 96% 96%

/v : - U⁄ > 7.1 7.3 29.9 29.3

/@[ : - U⁄ > 13 13 53 52

6.4.8. Fitomineralizzazione

Per la disidratazione dei fanghi si è optato per la fitomineralizzazione atta a garantire:

• Elevati rendimenti

• Bassi costi di realizzazione e gestione

• Basso impatto ambientale.

Attraverso questo sistema i fanghi con un contenuto di solidi variabile tra 0.5-3% possono raggiungere un contenuto di solidi del 30-40%; inoltre, la mineralizzazione rimuove fino al 25%

della sostanza organica presente.

Il prodotto finale risulta perciò pronto per essere riciclato in agricoltura grazie alla mineralizzazione dei composti organici pericolosi a patto che siano rispettati i limiti riguardanti le concentrazione di metalli pesanti.

La vita utile di tale sistema è di circa 25-30 anni con 2 o 3 cicli di funzionamento della durata di 8- 12 anni.

Ogni ciclo prevede le seguenti fasi:

• Messa in servizio

• Caricamento

• Disidratazione

• Rigenerazione.

Il dimensionamento di tale sistema è basato sulla produzione di fango, quindi si è ipotizzato una produzione specifica di sostanza secca per abitante equivalente, in accordo con i dati riportati in letteratura,posta pari a :

./ = 60.0 S33 • ∙ U⁄

La stessa è stato moltiplicata per gli abitanti equivalenti di entrambe le località, serviti mediamente nel mese di riferimento,ottenendo così la produzione di fango mensile.

(29)

Mesi

Abitanti equivalenti mediamente serviti in termini

di Q

Produzione specifica di sostanza secca

per A.E.

n° di giorni per mese

Produzione mensile di sostanza secca

(SSm)

mag-37 7116 60,0 gSS/AExd 31 d 13235,25

giu-37 14186 60,0 gSS/AExd 30 d 25534,84

lug-37 25081 60,0 gSS/AExd 31 d 46650,88

ago-37 28220 60,0 gSS/AExd 31 d 52489,28

set-37 11565 60,0 gSS/AExd 30 d 20817,26

ott-37 6757 60,0 gSS/AExd 31 d 12567,31

nov-37 4443 60,0 gSS/AExd 30 d 7996,77

dic-37 5050 60,0 gSS/AExd 31 d 9393,69

gen-38 5091 60,0 gSS/AExd 31 d 9469,62

feb-38 6398 60,0 gSS/AExd 28 d 10747,93

mar-38 7103 60,0 gSS/AExd 31 d 13211,94

apr-38 6699 60,0 gSS/AExd 31 d 12459,60

La quantità di fango prodotto annualmente è stato ricavato sommando i valori della produzione di fango mensile.

33 !!@ n'= Ž 33 = 234574 LS33/+ •

Si precisa che cautelativamente il calcolo è stato riferito all’anno per cui è calcolata la curva di crescita, perché quest’ultimo risulta il più oneroso per quanto riguarda il numero delle utenze da servire.

A questo punto, ipotizzato il carico superficiale applicato, in accordo con i dati in letteratura, è stato calcolata la superficie minima richiesta per il corretto funzionamento del sistema in progetto.

3 !=33 !!@ n'

._/ = 4265 Dove:

./ =carico superficiale applicato assunto pari a 55 kgSS/mq x anno

Configurazione geometrica adottata per il comparto fi fitomineralizzazione dei fanghi

Si prevede la realizzazione di 8 bacini in modo da garantire l’alternanza di periodi di carico e riposo, ciascuno con una superficie di 533 mq.

(30)

A causa della disposizione planimetrica dell’area 5 degli 8 bacini adottano le seguente configurazione:

• Larghezza netta del letto: 16.60 m

• Lunghezza netta del letto: 32.15 m Mentre i restanti 3 presentano:

• Larghezza netta del letto: 13.50 m

• Lunghezza netta del letto: 39.55 m

L’altezza dello strato drenante è stata fissata a 0.60 m, mentre l’altezza del bordo libero è di 1.40 m per un’altezza totale del letto di 2.00 m.

Per ogni letto, si prevede un ciclo di carico costituito da n.2 alimentazioni giornaliere per un periodo di carico di 7 giorni a cui segue un periodo di riposo di 45-47 giorni.

L’applicazione del fango nei letti deve avvenire per strati non troppo spessi al fine di non creare degli strati inferiori teccessivamente umidi che richiederebbero tempi lunghi per l’asciugatura, per questo si prevede l’istallazione di tubazioni con bocche di alimentazione destinate a servire un’area non superiore a 25 mq.

Ogni letto è stato dotato di un sistema di drenaggio simile a quello utilizzato in agricoltura, con tubi flessibili forati con diametro 80-100 mm posti ad una distanza interfila di 2-3 metri.

Questi tubi devono essere da un lato uniti ad un tubo drenante trasversale che raccoglie il refluo drenato e dall’altro lato devono fuoriuscire.

Questo permette al sistema drenante di poter essere ispezionabile e favorire inoltre la penetrazione dell’aria nel letto supportando i fenomeni di mineralizzazione.

Il sistema di drenaggio dovrà avere una leggera pendenza per favorire il deflusso delle acque nel sistema di scarico.

6.4.9. Disinfezione con acido peracetico

Per il trattamento dei reflui in uscita dall’impianto si prevede la realizzazione di un comparto di disinfezione mediante dosaggio di acido peracetico.

Il dimensionamento del comparto viene riportato di seguito.

Il calcolo della volumetria utile è stato effettuato considerando un tempo di residenza idraulica, alla portata media Qm in estate, almeno pari a 30 min.

E’ stata fatta inoltre la verifica considerando la portata massima transitabile pari a 3Qm sempre riferita al periodo estivo.

I parametri di progettazione sono i seguenti:

Portata di progetto = ) %* + = 250 -/ℎ

Portata massima ammessa ₀ = 3 ) %* + = 750 -/ℎ

Distanza utile fra i setti U = 2.00

(31)

Profondità della vasca ℎ₄= 2.00

Tempo di residenza %[ = 30 *

Tempo di contatto minimo per portata massima % != 30 )- Concentrazione di dosaggio di acido per acetico :X > = 6.0 S/ - Da questi deriva che:

Volume minimo della vasca

$₄= ∙ %_[= 250 - Lunghezza del canale

= $4

U ∙ ℎ4 = 62.50

Considerando un numero dispari di tratti, in questo caso 5, affinché l’entrata e l’uscita del refluo si trovino da parti opposte, uno spessore dei setti di 0,2 m e delle pareti esterne di 0,3 m risulta complessivamente una vasca di disinfezione con le seguenti dimensioni planimetriche:

• Larghezza della vasca secondo l’andamento del flusso: 11.40 m

• Lunghezza della vasca secondo l’andamento del flusso: 14.80 m

Per il pozzetto di carico, considerando il tempo di contatto minimo per la portata massima, risulta un volume pari a :

$v = 0∙ % != 6.25 -

Supponendo un altezza di 2.00 m, lo stesso deve avere un area minima di 3.125 mq.

Si è previsto perciò un pozzetto rettangolare di dimensioni 2.00x1.60 m.

Il tempo di residenza minimo per portata massima risulta pari a:

%[ != $4

0 = 20 *

tale valore è perciò accettabile.

La quantità di acido peracetico quotidianamente necessaria in riferimento alla portata massima è data da:

X „ ?[!? = 0∙ :X > = 108 LS/U

Assumendo poi un titolo della soluzione pari al 15% in peso e una autonomia di 15 giorni, si può calcolare la quantità di reagente richiesta:

X[' „ =X „ ?[!? ∙

-/?n = 10800 LS Dove:

= autonomia per portata massima estiva -_/?n= titolo della soluzione

Lo stoccaggio del reagente è previsto in serbatoi di vetroresina il cui volume dovrà essere di:

$/(? =X_{[' „}

x = 9.50 -