INDICE
1. Introduzione ... 4
2. Inquadramento territoriale ... 5
2.1. Stato di fatto ... 6
2.1.1. Rete di approvvigionamento idrico ... 6
2.1.2. Rete fognaria ... 6
2.1.3. Impianto di depurazione ... 7
2.2. Indagine demografica ... 8
2.3. Lotto nuovo depuratore ... 9
3. Inquadramento legislativo ... 12
3.1. Normativa europea ... 12
3.2. Normativa nazionale ... 12
3.3. Normativa regionale ... 17
3.4. Limiti adottati per lo studio in esame ... 18
4. Scelte progettuali ... 19
4.1. Dimensionamento delle portate e dei carichi inquinanti ... 20
4.2. Pretrattamenti ... 22
4.3. Impianto a fanghi attivi (ludzack-ettinger) ... 23
4.3.1. Dimensionamento (fanghi attivi) ... 23
4.4. Impianto mbbr ... 32
4.4.1. Caratteristiche dei materiali di riempimento ... 33
4.4.2. Caratteristiche del processo ... 35
4.4.3. Dimensionamento (mbbr nitrificazione) ... 38
4.4.4. Dimensionamento (mbbr pre-denitrificazione) ... 47
4.5. Impianto contact-stabilization ... 51
4.5.1. Dimensionamento (contact-stabilization) ... 52
4.6. Impianto a dischi biologici ... 65
4.7. Tabella riassuntiva ... 69
5. Valutazione tramite modello ... 71
5.1. Activeted sludge model no.1 ... 71
5.1.1. Variabili del modello asm1 ... 72
5.1.2. Processi nel modello asm1 ... 74
5.1.3. Parametri di modello ... 76
5.1.4. Equazioni del modello e forma matriciale ... 77
5.2. Condizioni al contorno adottane nelle verifiche ... 80
6. Analisi dei costi ... 82
6.1. Costi di costruzione ... 83
6.2. Costi di gestione ... 91
5.3 Valutazione della miglior soluzione ... 100
5.4 Analisi impianto a portata variabile ... 103
7. Dimensionamento preliminare ... 106
7.1. Sfioratore di piena ... 109
7.2. Misuratore di portata a canale khafagi-venturi ... 110
7.3. Grigliataura grossolana ... 111 7.4. Grigliatura fine ... 112 7.5. Dissabbiatore ... 113 7.6. Comparto biologico... 114 7.7. Disinfezione ... 115 7.8. Linea fanghi ... 116 7.9. Profilo idraulico ... 117
7.9.1. Tubazioni e canali in pressione ... 117
7.9.2. Tubazioni e canali a gravita’ ... 118
7.9.3. Stramazzi ... 118
7.9.4. Grigliatura ... 119
8. Conclusioni ... 120
1.
INTRODUZIONE
La progettazione di un depuratore, o di qualsiasi altra costruzione, ha inizio sempre da un’accurata analisi delle condizioni al contorno dell’opera.
La maggior parte degli impianti esistenti ha la classica configurazione a fanghi attivi. Questa soluzione tranquillizza notevolmente i gestori per quanto riguarda la loro affidabilità, ed è ormai adoperata in tutto il mondo da circa un secolo (i primi studi risalgano infatti al 1914).
Ci sono casi in cui l'utilizzo di questa tecnologia può risultare sconveniente, perché le nuove tecnologie permettono un risparmio notevole in termini di costi di gestione e investimento. A seguito di tutto questo nasce l’idea dello sviluppo di questa tesi.
L’azienda ASA spa ha proposto di sviluppare un progetto preliminare per un piccolo impianto da 1000 abitanti con la metodologia a biomasse adese MBBR, da confrontare successivamente con il classico sistema a fanghi attivi.
La società non ha mai utilizzato questo tipo di tecnologia e quindi necessitava di uno studio per la stima generale dei costi d’investimento e gestione.
Durante lo sviluppo della tesi sono scaturite ulteriori idee per fronteggiare alcune problematiche emerse durante lo studio. Queste riguardano l’utilizzo di processi alternativi come il Contact-stabilization e i dischi biologici.
Purtroppo ognuna di queste proposte è riuscita a risolvere alcune esigenze particolari, tralasciandone altre.
Si sono confrontate queste proposte sotto l’aspetto economico andando così a rilevare quale fra queste fosse la più conveniente.
A conclusione della tesi, è stata presa in considerazione la soluzione che è risultata più idonea al contesto, per vedere se questa potesse essere disposta sul territorio in esame date le ridotte superfici disponibili.
L’azienda ASA, che si occupa della gestione integrata delle acque nell’autorità idrica “Toscana costa”, ha scelto di sviluppare tali proposte per l’agglomerato urbano di Montescudaio (centro abitato capoluogo dell’omonimo comune nella provincia di Pisa). La tesi è stata così sviluppata:
Inizialmente è stata analizzata la conformazione geografica del sito in esame e fatta una ricerca per valutare le richieste di depurazione imposte dalle normative nazionali e regionali.
Successivamente sono state individuate le problematiche del contesto giustificando ogni scelta progettuale sviluppata, per passare poi al vero e proprio dimensionamento.
In questa sono stati effettuati i calcoli di processo, partendo da dimensionamenti di natura semi-empirica, fino alla verifica mediante software di calcolo GPS-X.
Il successivo capitolo confronta le spese di gestione e d’investimento di ogni proposta per ottenere la soluzione più economica.
L’ultimo capitolo illustra le formule adoperate per lo sviluppo del profilo idraulico e per il dimensionamento dei macchinari.
2.
INQUADRAMENTO TERRITORIALE
L’impianto di depurazione gestirà esclusivamente le acque provenienti dall’agglomerato urbano di Montescudaio (PI), paese di 800 abitanti circa, capoluogo di comune, situato ad una decina di chilometri dal mare.
Montescudaio si trova all’interno del bacino imbrifero del “Cecina”. Tale fiume viene utilizzato per lo scarico delle acque depurate attraverso il suo affluente “botro Rio”. Da analisi delle misure condotte a valle del punto di scarico del futuro depuratore (effettuate nei mesi maggio e giugno 2015), è emerso che il suddetto botro è caratterizzato da portate variabili tra 0,8 e 1,0 L/s. Tali portate sono determinate dall’apporto mediante stillicidi e piccole sorgenti presenti nella parte superiore del suo bacino imbrifero, non cartografate a livello di affioramento data la loro scarsa produttività.
2.1.
STATO DI FATTO
Di seguito si riporta una breve descrizione dello stato attuale delle opere idrauliche a servizio del centro abitato (tutte gestite dall’azienda ASA).
2.1.1. RETE DI APPROVVIGIONAMENTO IDRICO
La rete di approvvigionamento idrico è lunga circa 22 km ed è alimentata da tre pozzi che captano l’acqua di falda presente nei sedimenti alluvionali del fiume Cecina e da una sorgente; essa è convogliata in tre serbatoi in quota mediante due impianti di sollevamento.
Lungo la rete, in due postazioni separate, vengono effettuati trattamenti di deferromanganizzazione e disinfezione con ipoclorito.
2.1.2. RETE FOGNARIA
La rete fognaria del paese di Montescudaio è di tipo “misto”, ossia recapita a valle oltre alle acque nere anche quelle di pioggia.
E’ costituita per lo più da tubazioni in gres e pvc con diametri variabili fra i 500 e i 100 mm e scarica le acque reflue per gravità in due punti distinti.
2.1.3. IMPIANTO DI DEPURAZIONE
Ad oggi il centro abitato di Montescudaio non dispone di un vero e proprio impianto di depurazione. La fognatura convoglia le acque nere presso due zone separate chiamate “Orto Ciofi” e “Chiusa Peri” dove sono presenti due trattamenti a fossa Imhoff.
Questi impianti vengono periodicamente svuotati dai fanghi che si depositano sul fondo, i quali sono in seguito trasportati a un impianto centralizzato per essere stabilizzati e disidratati. Le concentrazioni medie in uscita dai trattamenti sono le seguenti (dati da analisi ASA): Parametro Valore [mg/L] BOD5 175 COD 305 N-NH4 41 SST 125
Tali concentrazioni sono accettabili dalla normativa attuale per impianti con meno di 2000 AE.
Fossa imhoff “Chiusa Peri”
2.2.
INDAGINE DEMOGRAFICA
L’indagine demografica necessaria a individuare la potenzialità che dovrà avere l’impianto è basata sugli abitanti equivalenti (A.E.).
Si riportano in seguito le metodologie adoperate e i risultati ottenuti.
Per compiere tale indagine si è seguito quanto prescritto nel “Regolamento comunale
degli scarichi di acque reflue domestiche ed assimilabili non recapitati in pubblica fognatura” del comune di Montescudaio che consiglia di calcolare il numero di A.E. nel
seguente modo:
- 1 A.E. ogni posto letto negli edifici di civile abitazione;
- 1 A.E. ogni due posti letto in edifici alberghieri, turistici-ricettivi, case di riposo, strutture ospedaliere e simili;
- 1 A.E. ogni tre posti mensa in ristoranti e trattorie;
- 1 A.E. ogni tre addetti in edifici destinati ad uffici, esercizi commerciali, industrie o laboratori che producano acque reflue da lavorazione;
- 1 A.E. ogni tre posti alunno in edifici scolastici o istituti di educazione diurna; - 4 A.E. ogni w.c. installato per musei, teatri ed in genere per tutti gli edifici adibiti
ad uso diverso da quelli in precedenza elencati;
- Per gli scarichi delle attività indicate ai precedenti punti, si dovrà inoltre sommare al numero degli abitanti equivalenti come sopra individuati, un abitante equivalente per ogni dipendente o addetto.
Per le abitazioni private, non essendo possibile conoscere i posti letto presenti ci si è basati sul numero di residenti.
Le analisi sono state condotte per ogni via del complesso residenziale che si allaccia alla rete fognaria e i risultati sono stati i seguenti:
A.E. A.E.
Via Fontemaria 32 Via delle Fontanelle 32 Via delle mandriacce 51 Via I. Griselli 35 Località la Villa 43 Viale V. Veneto 53 Via Roma 88 Via Fratelli Rosselli 43 Via dei Tre Comuni 71 Via Sant’Antonio 84 Via del Borgo 52 Via Guerrini 17 Via del Castello 26 Via delle Ripe 7 Via del Poggiarello 39 Via San Sebastiano 13 Via Della Madonna 65 Via Nuova 9 Via della Libertà 53 Via Giovanni Paolo II 30 Piazza Matteotti 14 Via Aiuccia 3
TOTALE 860
È stato deciso in via precauzionale, di effettuare un dimensionamento per 1000 AE; ciò è dovuto all’incremento turistico che è stato riscontrato negli ultimi anni.
2.3.
LOTTO NUOVO DEPURATORE
L’area in esame è ubicata nel territorio comunale di Montescudaio a circa 1 Km dal centro abitato (mappa estratta da regolamento urbanistico).
Tale concessione dispone di una superfice piuttosto ridotta ed è raggiungibile solamente tramite una strada sterrata.
E’ necessario quindi effettuare un dimensionamento che tenga conto di questi aspetti, cercando di ridurre al minimo gli ingombri dei manufatti e la dimensione dei mezzi per raggiungere il sito.
Tale lotto ha un dislivello fra la zona di recapito della nuova fognatura e la zona di scarico dell’acqua depurata di una decina di metri (tra le quote 133 e 123 metri s.l.m.), con una pendenza del 6-8% verso ovest. Tale conformazione permette di ridurre (o eliminare completamente) il sollevamento meccanico e ottenere quindi un notevole risparmio in termini di costi di gestione.
A circa 700 m dal lotto in questione sarà costruito uno sfioratore in grado di recapitare al depuratore una portata massima pari a tre volte quella media.
Il collettamento fra la fognatura esistente e il nuovo impianto sarà fatto con una tubazione da 200 mm di diametro.
Le vecchie postazioni di trattamento saranno modificate nel seguente modo: la fossa Imhoff “Orto Ciofi” (quella più vicina al nuovo impianto) sarà dismessa, mentre la “Chiusa Peri” sarà convertita in un impianto di sollevamento che ricircolerà il liquame in rete, nel punto a minor quota possibile, sufficiente a fare defluire le acque per gravità.
Vista area impianto di depurazione dal fondo-Lato Est
Vista del botro Rio dall’area del depuratore lato Sud
3.
INQUADRAMENTO LEGISLATIVO
In questo capitolo sono riportate indicazioni di riferimento della complessa normativa che disciplina il settore della depurazione delle acque reflue.
3.1.
NORMATIVA EUROPEA
La direttiva 2000/60/CE (Direttiva Quadro sulle Acque) istituisce un quadro per l’azione comunitaria in materia di acque. Ha introdotto un approccio innovativo nella legislazione europea, tanto dal punto di vista ambientale, quanto da quell’amministrativo-gestionale. La direttiva 2000/60/CE si propone di raggiungere i seguenti obiettivi generali:
- Ampliare la protezione delle acque, sia superficiali sia sotterranee;
- Gestire le risorse idriche sulla base di bacini idrografici indipendentemente dalle strutture amministrative;
- Procedere attraverso un’azione che unisca limiti delle emissioni e standard di qualità;
- Riconoscere a tutti i servizi idrici il giusto prezzo che tenga conto del loro costo economico reale;
- Rendere partecipi i cittadini delle scelte adottate in materia.
3.2.
NORMATIVA NAZIONALE
La Direttiva quadro sulle acque è stata formalmente recepita a livello nazionale dal decreto legislativo 152/2006 “Norme in materia ambientale”, nello specifico nella parte terza.
Il Decreto, che costituisce il Testo Unico in materia ambientale, abroga e sostituisce il decreto legislativo 152/99.
Si riportano di seguito le tabelle 1, 2 e 3 dell’Allegato 5 parte 3°, in cui sono indicati i limiti di emissione per gli impianti che trattano acque reflue urbane.
Tabella 1. Limiti di emissione per gli impianti di acque reflue urbane.
Potenzialità impianto in A.E. 2.000 – 10.000 >10.000
Parametri (media giornaliera) concentrazione % di riduzione concentrazione % di riduzione BOD5 (senza nitrificazione) mg/L ⩽ 25 70 – 90 % ⩽ 25 80 %
COD mg/L ⩽ 125 75 % ⩽ 125 75 % Solidi Sospesi mg/L ⩽ 35 (5) 90 % ⩽ 35 90 %
1. Le analisi sugli scarichi provenienti da lagunaggio o fitodepurazione devono essere effettuati su campioni filtrati, la concentrazione di solidi sospesi non deve superare i 150 mg/L.
2. La misurazione deve essere fatta su campione omogeneizzato non filtrato, non decantato. Si esegue la determinazione dell’ossigeno disciolto anteriormente e posteriormente ad un periodo di incubazione di 5 giorni a 20°C±1°C, in completa oscurità, con aggiunta di inibitori di nitrificazione. 3. La misurazione deve essere fatta su campione omogeneizzato non filtrato, non decantato con
bicromato di potassio.
peso, oppure mediante centrifugazione per almeno 5 minuti (accelerazione media di 2800-3200 g), essiccazione a 105°C e calcolo del peso.
5. Ai sensi dell’articolo 31 comma 6, la percentuale di riduzione del BOD5 non deve essere inferiore a 40. Per i solidi sospesi la concentrazione non deve superare i 70 mg/L e la percentuale di abbattimento non deve essere inferiore al 70%.
Tabella 2. Limiti di emissione per gli impianti di acque reflue urbane recapitanti in aree sensibili.
Parametri (media annua) Potenzialità impianto in A.E. 10.000 – 100.000 > 100.000
concentrazione % di riduzione concentrazione % di riduzione Fosforo totale (P mg/L) ⩽ 2 80 % ⩽ 1 80 % Azoto totale (N mg/L) ⩽ 15 70 – 80 % ⩽ 10 70 - 80 %
1. Il metodo di riferimento per la misurazione è la spettrofotometria di assorbimento molecolare. 2. Per azoto totale si intende la somma dell’azoto Kjeldahl (N. organico+NH3) + azoto nitrico + azoto
nitroso. Il metodo di riferimento per la misurazione è la spettrofotometria di assorbimento molecolare.
3. Per l’azoto totale, in alternativa al riferimento alla concentrazione media annua di 10 mg/L, purché si ottenga un analogo livello di protezione ambientale, può essere preso come limite da non superare la concentrazione media giornaliera di azoto totale pari a 20 mg/L per tutti i campioni con una temperatura dell’effluente nel reagente biologico pari o superiore a 12° gradi centigradi. In sostituzione della condizione concernete la temperatura è possibile applicare un tempo operativo limitato, che tenga conto delle condizioni climatiche.
Tabella 3. Valori limiti di emissione in acque superficiali e in fognatura. Numero parametro SOSTANZE Unità di misura Scarico in acque superficiali Scarico in pubblica fognatura 1 Ph - 5,5 – 9,5 5,5 -9,5 2 Temperatura °C (1) (1)
3 Colore - Non percettibile per diluizione 1:20
Non percettibile per diluizione 1:40 4 Odore - Non deve essere causa
di molestie
Non deve essere causa di molestie 5 Materiali grossolani - assenti assenti 6 Solidi sospesi totali mg/L ⩽ 80 ⩽ 200 7 BOD5 (come O2) mg/L ⩽ 40 ⩽ 250 8 COD (come O2) mg/L ⩽ 160 ⩽ 500 9 Alluminio mg/L ⩽ 1 ⩽ 2,0 10 Arsenico mg/L ⩽ 0,5 ⩽ 0,5 11 Bario mg/L ⩽ 20 -12 Boro mg/L ⩽ 2 ⩽ 4 13 Cadmio mg/L ⩽ 0,02 ⩽ 0,02 14 Cromo totale mg/L ⩽ 2 ⩽ 4 15 Cromo VI mg/L ⩽ 0,2 ⩽ 0,20 16 Ferro mg/L ⩽ 2 ⩽ 4 17 Manganese mg/L ⩽ 2 ⩽ 4 18 Mercurio mg/L ⩽ 0,005 ⩽ 0,005 19 Nichel mg/L ⩽ 2 ⩽ 4 20 Piombo mg/L ⩽ 0,2 ⩽ 0,3 21 Rame mg/L ⩽ 0,1 ⩽ 0,4 22 Selenio mg/L ⩽ 0,03 ⩽ 0,03 23 Stagno mg/L ⩽ 10 -24 Zinco mg/L ⩽ 0,5 ⩽ 1,0
25 Cianuri totali (come CN) mg/L ⩽ 0,5 ⩽ 1,0 26 Cloro attivo libero mg/L ⩽ 0,2 ⩽ 0,3 27 Solfuri (come S) mg/L ⩽ 1 ⩽ 2 28 Solfiti (come SO2) mg/L ⩽ 1 ⩽ 2
29 Solfati (come SO3) mg/L ⩽ 1000 ⩽ 1000
30 Cloruri mg/L ⩽ 1200 ⩽ 1200
31 Fluoruri mg/L ⩽ 6 ⩽ 12
32 Fosforo totale (come P) mg/L ⩽ 10 ⩽ 10 33 Azoto ammoniacale (come
NH4)
mg/L ⩽ 15 ⩽ 30
34 Azoto nitroso (come N) mg/L ⩽ 0,6 ⩽ 0,6 35 Azoto nitrico (come N) mg/L ⩽ 20 ⩽ 30 36 Grassi e olii animali/vegetali mg/L ⩽ 20 ⩽ 40 37 Idrocarburi totali mg/L ⩽ 5 ⩽ 10
38 Fenoli mg/L ⩽ 0,5 ⩽ 1
39 Aldeidi mg/L ⩽ 1 ⩽ 2
40 Solventi organici aromatici mg/L ⩽ 0,2 ⩽ 0,4 41 Solventi organici azotati mg/L ⩽ 0,1 ⩽ 0,2 ⩽ 4
43 Pesticidi fosforati mg/L ⩽ 0,10 ⩽ 0,10 44 Pesticidi totali (esclusi i
fosforati), tra cui:
mg/L ⩽ 0,05 ⩽ 0,05 45 -alderin mg/L ⩽ 0,01 ⩽ 0,01 46 -dieldrin mg/L ⩽ 0,01 ⩽ 0,01 47 -Endrin mg/L ⩽ 0,002 ⩽ 0,002 48 -Isodrin mg/L ⩽ 0,002 ⩽ 0,002 49 Solventi clorurati mg/L ⩽ 1 ⩽ 2 50 Escherichia coli mg/L Nota
51 Saggio tossicità acuta Il campione non è accettabile quando dopo 24 ore il numero degli organismi immobili è uguale o maggiore del 50% del totale
Il campione non è accettabile quando dopo 24 ore il numero degli organismi immobili è uguale o maggiore del 80% del totale
1. Per i corsi d’acqua la variazione massima tra temperature medie di qualsiasi sezione del corso d’acqua a monte e a valle del punto di immissione non deve superare i 3°C. Su almeno metà di qualsiasi sezione a valle tale variazione non deve superare 1°C. Per i laghi la temperatura dello scarico non deve superare i 30°C e l’incremento di temperatura del corpo recipiente non deve in nessun caso superare i 3°C oltre 50 metri di distanza dal punto di immissione. Per i canali artificiali, il massimo valore medio della temperatura dell’acqua di qualsiasi sezione non deve superare i 35°C, la condizione suddetta è subordinata all’assenso del soggetto che gestisce il canale. Per il mare e per le zone di foce di corsi d’acqua non significativi, la temperatura dello scarico non deve superare i 35°C e l’incremento di temperatura del corpo recipiente non deve in nessun caso superare i 3°C oltre i 1000 metri di distanza dal punto di immissione. Deve inoltre essere assicurata la compatibilità ambientale dello scarico con il corpo recipiente ed evitata la formazione di barriere termiche alla foce dei fiumi.
2. Per quanto riguarda gli scarichi di acque reflue urbane valgono il limiti indicati in tabella 1 e, per le zone sensibili anche quelli di tabella 2. Per quanto riguarda gli scarichi di acque reflue industriali recapitanti in zone sensibili la concentrazione di fosforo totale e di azoto totale deve essere rispettivamente di 1 e 10 mg/L.
3. Tali limiti non valgono per lo scarico in mare, in tal senso le zone di foce sono equiparate alle acque marine costiere, purché almeno sulla metà di una qualsiasi sezione a valle dello scarico non vengano disturbate le naturali variazioni della concentrazione di solfati o di cloruri.
4. Sono inclusi in questo parametro PCB e PCT.
5. Esclusi i composti come i pesticidi clorurati rientranti sotto i parametro 44, 45, 46,47 e 48.
6. All’atto dell’approvazione dell’impianto per il trattamento di acque reflue urbane, da parte dell’autorità competente andrà fissato il limite più opportuno in relazione alla situazione ambientale e igienico sanitaria del corpo idrico recettore e agli usi esistenti. Si consiglia un limite non superiore ai 5000 UFC/100mL.
7. Il saggio di tossicità è obbligatorio. Oltre al saggio su Daphnia magna, possono essere eseguiti saggi di tossicità acuta su Ceriodaphnia dubia, Selenastrum capricornutum, batteri bioluminescenti o organismi quali Artemia salina, per scarichi di acqua salata o altri organismi tra quelli che saranno indicati dall’ANPA in appositi documenti tecnici predisposti al fine dell’aggiornamento delle metodiche di campionamento ed analisi. In caso di esecuzione di più test di tossicità si consideri il risultato peggiore. Il risultato positivo della prova di tossicità non determina l’applicazione diretta delle sanzioni di cui al Titolo V, determina altresì l’obbligo di approfondimento delle indagini analitiche, la ricerca delle cause di tossicità e la loro rimozione.
Un articolo del testo unico di notevole interesse per il caso in esame è il 152, Capo 3 (Tutela qualitativa della risorsa: disciplina degli scarichi), Titolo 3 (Tutela dei corpi idrici e disciplina degli scarichi). Questo, al comma 2 specifica le seguenti parole:
“Gli scarichi di acque reflue urbane che confluiscono nelle reti fognarie, provenienti da agglomerati con meno di 2.000 abitanti equivalenti e recapitanti in acque dolci ed in acque di transizione, e gli scarichi provenienti da agglomerati con meno di 10.000 abitanti equivalenti, recapitanti in acque marino-costiere, sono sottoposti ad un trattamento appropriato, in conformità con le indicazioni dell'Allegato 5 alla parte terza del presente decreto.”
L’allegato 5, al paragrafo 3 evidenzia quanto segue:
“I trattamenti appropriati devono essere individuati con l'obiettivo di: a) rendere semplice la manutenzione e la gestione
b) essere in grado di sopportare adeguatamente forti variazioni orarie del carico idraulico e organico
c) minimizzare i costi gestionali.
Questa tipologia di trattamento può equivalere ad un trattamento primario o ad un trattamento secondario a seconda della soluzione tecnica adottata e dei risultati depurativi raggiunti.
Per tutti gli agglomerati con popolazione equivalente compresa tra 50 e 2000 AE, si ritiene auspicabile il ricorso a tecnologie di depurazione naturale quali il lagunaggio o la fitodepurazione, o tecnologie come i filtri percolatori o impianti ad ossidazione totale.
Peraltro tali trattamenti possono essere considerati adatti se opportunamente dimensionati, al fine del raggiungimento dei limiti della tabella 1, anche per tutti gli agglomerati in cui la popolazione equivalente fluttuante sia superiore al 30% della popolazione residente e laddove le caratteristiche territoriali e climatiche lo consentano.
ali trattamenti si prestano, per gli agglomerati di maggiori dimensioni con popolazione equivalente compresa tra i 2000 e i 25000 AE, anche a soluzioni integrate con impianti a fanghi attivi o a biomassa adesa, a valle del trattamento, con funzione di affinamento”.
Inoltre sempre l’allegato 5, ma al paragrafo 1, evidenzia:
“Gli scarichi provenienti da impianti di trattamento delle acque reflue urbane devono conformarsi, secondo le cadenze temporali indicate, ai valori limiti definiti dalle Regioni in funzione degli obiettivi di qualità e, nelle more della suddetta disciplina, alle leggi regionali vigenti alla data di entrata in vigore del presente decreto.”
In definitiva, la depurazione di tutte le acque provenienti da insediamenti, istallazioni o edifici isolati che scarichino acque reflue domestiche e acque reflue urbane provenienti da agglomerati con meno di 2000 abitanti che scarichino in acque superficiali (o con meno di 10000 abitanti recapitanti in acque marino-costiere) è di competenza delle regioni.
3.3.
NORMATIVA REGIONALE
La norma di riferimento per la ragione Toscana è il D.P.G.R. 76/R/2012, la quale va a modificare parte della D.P.G.R. 46/R/2008 (Regolamento di attuazione della legge
regionale 31 maggio 2006, n.20 “Norme per la tutela delle acque dall’inquinamento”).
Essa all’articolo 19, comma 2 evidenzia quanto segue:
“Sono ritenuti trattamenti appropriati per lo scarico in acque superficiali interne i trattamenti elencati all'allegato 3, tabella 2 del presente regolamento nel rispetto delle condizioni del presente articolo e dell'articolo 21-bis della legge regionale.”
Tabella 2. Sistemi impiantistici adottabili come trattamenti appropriati per le acque superficiali interne
DIMENSIONI DELL’INSEDIMANETO OD AGGLOMERATO ⩽200 200<AE⩽ 500 500<AE⩽2000 Sistemi impiantistici note A B C 1 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e
subirrigazione e drenaggio
(b) x x
2 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e trincea drenante
x
3 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e fitodepurazione sub superficiale HF (flusso orizzontale)
x x x
4 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff con fitodepurazione sub superficiale VF (flusso verticale)
x x x
5 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e stagno o stagni in serie
(a) x x x
6 Stagno facoltativo e fitodepurazione a flusso superficiale (FWS –free water surface)
(a) x x x
7 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e fitodepurazione combinata (combinazione di HF/HV/FWS)
(a) x x x
8 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff fitodepurazione combinata e filtro a sabbia
(a) x x
9 Stagno anaerobico e fitodepurazione combinata (a) x x 10 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e filtro a
sabbia intermittente
x x
11 Fossa tricamerale e stagno (a) x x 12 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e filtro
percolatore aerobio o anaerobio
x x x
13 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff fanghi attivi, o a biodischi
x x x
14 Fossa bicamerali, tricamerali o imhoff e impianto ad areazione prolungata
x
15 Chiariflocculazione x
(a) L'utilizzo di stagni o lagunaggi è; da ritenersi possibile solo a seguito del parere positivo dell'ASL in merito alle questioni di disturbo del vicinato, di salute ed igiene pubblica e purché rispettino le disposizioni urbanistiche del comune;
(b) La subirrigazione (realizzata e effettuata nel rispetto delle buona norma tecnica negli strati superficiali del suolo) costituisce parte del trattamento di affinamento del refluo per mezzo dell'ossidazione e digestione garantita dal suolo stesso, e non si configura quindi come organo di scarico sul suolo
3.4.
LIMITI ADOTTATI PER LO STUDIO IN ESAME
Come si può vedere dagli stralci di legge riportati nei paragrafi precedenti, per agglomerati urbani con meno di 1000 A.E. non esistono dei veri e propri limiti allo scarico. La normativa nazionale impone solamente l’utilizzo di “trattamenti appropriati”, specificati in maniera dettagliata nella normativa regionale.
Tutti i trattamenti presi in considerazione nello sviluppo della tesi rientrano nella categoria 13 della tabella 2 del D.P.G.R. 76/2012.
La zona in questione non rientra nella mappatura regionale delle aree sensibili.
Poiché ai fini di un dimensionamento è necessario comunque individuare dei limiti massimi per le concentrazioni, si è deciso di rifarsi ai valori della tabella 3 del testo unico 152/2006 riferiti allo scarico in acque superficiali.
Le concentrazioni prese in considerazione sono:
Parametro u.m. Valore
BOD5 mg/L 40
COD mg/L 160
SST mg/L 80
N-NH4 mg/L 15
P mg/L 10
Tali valori possono essere considerati più che sufficienti dato che sono gli stessi imposti dalla normativa regionale dell’Emilia Romagna.
4.
SCELTE PROGETTUALI
Gli aspetti di cui tenere conto nel contesto di Montescudaio sono: - Poca superficie disponibile per la costruzione di manufatti; - Impossibilità di mantenere personale in loco;
- Per scelta aziendale, i fanghi saranno trasportati in impianti centralizzati tramite autobotti, quindi, non sarà necessario eseguire la stabilizzazione e disidratazione di questi in sito.
La tesi nasce per confrontare un classico impianto a fanghi attivi con la soluzione e biomasse adese MBBR.
La soluzione a biomasse adese (MBBR) è stata proposta dall’azienda ASA poiché permette una notevole riduzione degli ingombri delle vasche biologiche, garantendo allo stesso tempo uno standard elevato di depurazione.
Per quanto riguarda la configurazione impiantistica del comparto biologico MBBR sono state proposte due soluzioni: una prima composta di due reattori areati, e un’altra costituita da una vasca anossica ed una areata in serie, in maniera da ottenere un processo di denitrificazione.
Riguardo alla linea fanghi, per ognuna di queste proposte, sono state considerate due opzioni, una capace di ridurre gli ingombri ed i consumi energetici, l’altra capace di evitare la formazione di cattivi odori.
La prima consiste nella costruzione di una fossa Imhoff invece che un classico sedimentatore secondario; con tale manufatto l’accumulo dei fanghi avviene nel comparto di digestione anaerobico inferiore, evitando in tal modo l’insufflazione d’aria. Ciò permette un notevole risparmio energetico, ma allo stesso tempo si ha la probabilità di formazione di cattivi odori a causa della fermentazione dei fanghi (ciò può essere in parte tollerato data la sufficiente distanza dal centro abitato).
La seconda soluzione proposta consiste invece nell’utilizzo di un ispessitore areato. Questo attua sia la funzione di digestione sia di accumulo dei fanghi; insufflando aria al suo interno si otterrà uno strato di fango aerobico capace di evitare la formazione di cattivi odori.
Poiché le due soluzioni per la gestione dei fanghi MBBR precludevano almeno un effetto negativo (o formazione di odori molesti o spese di gestione elevate a causa dell’insufflazione d’aria), si è pensato di mettere in atto un impianto
Contact-Stabilization. Questo processo, che sarà meglio illustrato in seguito, permette di
eliminare qualsiasi manufatto per la gestione dei fanghi, lasciando ricircolare questi all’interno delle vasche biologiche.
L’ultima soluzione presa in considerazione riguarda l’utilizzo di dischi biologici; l’idea nasce dal bassissimo consumo energetico e dalla ridotta superficie necessaria che tale tecnologia richiede.
4.1.
DIMENSIONAMENTO
DELLE
PORTATE
E
DEI
CARICHI
INQUINANTI
I dimensionamenti vengo effettuati tutti per una popolazione di 1000 abitanti equivalenti. Per definizione di abitante equivalente, la portata media q è pari 250 L/(AE d).
Tenendo conto di un coefficiente di afflusso pari a 0,8 si ha una portata media giornaliera per abitante pari a:
, = ∙ = 250 ∙ 0,8 = 200 ∙
Che corrisponde ad una portata media in arrivo al depuratore pari a:
= , ∙ = 200 !
La fognatura è stata dimensionata garantendo una portata massima QMax pari a 3 volte quella media Qm.
"#$ = ∙ 3 = 600 !
Per la caratterizzazione del refluo ci si riferisce a dati presenti in letteratura. Quelli presi in considerazione sono i tipici di un piccolo agglomerato urbano:
Parametro Valore [g/AE d]
COD 130
TKN 10
P 2
SST 70
Con le portate considerate, le concentrazioni medie dell’affluente risultano:
Parametro Valore [mg/L]
COD 650
TKN 50
P 10
Che corrispondano ad un carico giornaliero di: Parametro Valore [Kg/d] COD 130 TKN 10 P 2 SST 70
Come si può notare, il parametro riferito al fosforo è già garantito rispetto ai limiti che ci siamo imposti inizialmente, per cui non sarà presa in considerazione la defosfatazione in nessun processo.
Per ottenere una caratterizzazione del liquame più particolareggiata, necessaria per la simulazione di processo con il software GPS-X, i parametri sono stati ripartiti in solubili e particolati. La suddivisione è stata effettuata con i parametri di default proposti dal software, dato che essi sono quelli caratteristici delle acque reflue.
Tale frazionamento è necessario ai fini di fare la simulazione su modello, poiché in esso entrano in gioco variabili che nella comune pratica progettuale non vengono considerate.
Simbolo Parametro Concentrazione [mg/L]
X Solidi sospesi totali 333,3
VSS Solidi sospesi volatili 250,0 XISS Solidi sospesi inorganici 83,3
COD COD totale 600,0
SCOD COD solubile 150,0
XCOD COD particolato 450,0
BOD BOD5 totale 324,7
SBOD BOD5 solubile 79,2
XBOD BOD5 particolato 245,5
TKN TKN totale 50,0
STKN TKN solubile 33,3
XTKN TKN particolato 16,7
TN Azoto totale 50,0
4.2.
PRETRATTAMENTI
In questo paragrafo si espongono i pretrattamenti da inserire a monte dei comparti biologici. Tali processi sono inseriti in tutte le soluzioni proposte (a parte alcuni casi in cui sarà specificato).
Tali trattamenti consistono in una grigliatura grossolana e una stacciatura.
La scelta specifica dei macchinari da utilizzare sarà effettuata in base al contesto in esame, ossia solamente dopo aver scelto la soluzione più vantaggiosa e aver individuato le superfici disponibili.
Per il momento si può considerare come stima di rimozione dei due macchinari combinati i seguenti valori:
Parametro Abbattimento Concentrazione OUT [mg/L]
COD 15% 552,5
SST 25% 262,5
TKN 0% 50
P 0% 10
A valle dei trattamenti di grigliatura è inserita una vasca di equalizzazione, tale manufatto è necessario ai fini di compensare le oscillazioni di portata nei periodi di pioggia e di minor afflusso idrico, riuscendo in tal modo a inviare al processo biologico una portata costante pari a Qm. Ciò avviene tramite l’utilizzo di una pompa sommergibile.
Il volume della vasca di equalizzazione viene posto pari a 80 m3, ossia pari a poco più di 3 ore di portata massima. In caso di una durata di pioggia maggiore, le acque in eccesso saranno sfiorate e recapitate tramite canale di by-pass direttamente nel botro Rio.
I processi MBBR necessitano, oltre ai trattamenti elencati, anche di un dissabbiatore, mentre i dischi biologici riescono a fare a meno sia della stacciatura sia della vasca di equalizzazione richiedendo invece a monte del comparto biologico la presenza di un sedimentatore primario.
4.3.
IMPIANTO A FANGHI ATTIVI (LUDZACK-ETTINGER)
Questa tipologia d’impianto è utilizzata molto nel trattamento delle acque reflue civili data la sua estrema semplicità, ed è quindi indicata per un impianto di piccole dimensioni senza personale come questo.
Lo schema d’impianto è il seguente:
La fase di denitrificazione è posta a monte della fase di nitrificazione, in maniera che i batteri nitrificanti possono adoperare come composto organico quello presente nei reflui in ingresso.
I nitrati da denitrificare in uscita dal comparto di aereazione sono riportati in testa, in parte minore con il fango estratto dal sedimentatore, e in parte maggiore ricircolando a monte della fase di denitrificazione una quota parte della miscela areata spillata direttamente dal comparto di aereazione.
4.3.1. DIMENSIONAMENTO (FANGHI ATTIVI)
Si considera che tutto l’azoto sia presente solamente in forma solubile. Il carico giornaliero di TKN in arrivo all’impianto è pari a 10 KgTKN/d.
Allo scarico è ammessa una concentrazione di 15 mg/L, pari ad un apporto giornaliero di 3 KgN-NH4/d, mentre, per quanto riguarda lo scarico per l’azoto nitrico, si prende in
considerazione il valore presente nella tabella 3, pari a 20 mg/L, pari ad un apporto giornaliero di 4 KgN-NO3/d.
Il carico giornaliero da nitrificare risulta pari a:
La portata da denitrificare risulta invece pari a:
45% %&' + *,*6 7 + 4 = 3 01 203
Per il liquame grezzo si assume una velocità di denitrificazione alla temperatura di 20°C pari a:
745%820°:; = 3 01 ==> ∙ ℎ1 3 + 3<
Poiché le temperature invernali della zona in esame hanno valori medi attorno ai 15°C, si calcola la velocità di denitrificazione a tale temperatura con la seguente formula:
745%815°:; = 745%820°:; ∙ 1,068@A,BC;= 2,24 01==> ∙ ℎ13 + 3<
Che risulta pari a 0,04 KgTKN/(KgSST d), considerando che i solidi sospesi volatili siano pari al
75% dei solidi sospesi totali.
Di conseguenza, per denitrificare un apporto giornaliero di 3 KgTKN/d sono necessari:
DEE( 745% 45%
3
0,04 = 75 [01 ==2]
Assumendo una concentrazione media del fango pari a 4 KgSST/m3, si ottiene una
volumetria pari a:
>45% D:EE( 754 = 18,75 [ ]
Per quanto riguarda il comparto di nitrificazione, essendo necessaria una rimozione dell’azoto ammoniacale non troppo spinta, si opera a carico del fango:
:H 0,4 01==2 01I<JA
Il carico giornaliero di BOD5 è pari a 59,8 KgBOD5/d, per cui:
DEE( :K6L H
59,8
Considerando una concentrazione pari a 4 KgSST/m3 si ottiene una volumetria pari a:
>%&' D:EE( 149,54 = 37,4 [ ]
I ricircoli necessari nell’impianto sono due:
- Ricircolo fango dal sedimentatore secondario; - Ricircolo interno miscela areata.
Per quanto riguarda il ricircolo del fango si è deciso di operare con un fattore di ricircolo R pari ad 1, per non indurre disturbi nella fase di sedimentazione.
Per ottenere una percentuale di denitrificazione attorno al 67%, è necessario che la somma della portata di ricircolo QR e della miscela areata QA ricircolata dalla nitrificazione sia pari a 2,5 volte la porta media.
Pertanto, il rapporto di ricircolo interno IR della miscela areata è pari a 1,5. Le portate risultano quindi pari a:
- Portata media Q = 200 m3/d - Portata di ricircolo QR = 200 m3/d - Portata ricircolo areata QA = 300 m3/d
La concentrazione d’ossigeno all’interno della vasca di nitrificazione è mantenuta pari a 2 mg/L.
Per valutare la superficie del sedimentatore si è proceduto assumendo un carico idraulico superficiale pari a 0,6 m/h. Si ricava una superfice pari a:
N54 :O 8,330,6 = 13,9 [ B] 8P 2,1 [ ])
Assumendo un altezza media di 2,7 m otteniamo un volume totale pari a 37,5 m3, quindi un tempo di residenza idraulico (HRT) pari a 4,5 ore, valore sufficiente secondo la letteratura tecnica.
Attraverso un bilancio di massa è possibile valutare la concentrazione di SST all’interno del fango ricircolato in testa e dei fanghi di supero.
QR 8 + R)Q + QTU'
R 7960
1 ==2
Dove:
- XR è la concentrazione dei fanghi ricircolati; - Q è la portata media;
- QR è la portata ricircolata;
- XOUT è la concentrazione di SST ammessi allo scarico (40 mg/L);
Per valutare la quantità di fanghi da estrarre giornalmente dall’impianto si adopera la seguente formula:
ΔQ 8W X + Y D) + Z ='T'
Dove:
- a : è il coefficiente di sintesi del fango, ovvero la frazione di F trasformata per
sintesi in massa biologica vivente, cioè semplicemente catturata con processi fisici di adsorbimento. Normalmente per acque che non hanno subito una sedimentazione primaria si assume pari a 1 KgSST/KgBOD5;
- F : è il BOD5 entrante nel sistema, in KgBOD5/d;
- b : è il coefficiente di respirazione endogena del fango, ovvero il coefficiente di
autossidazione. Normalmente per le acque prive di un processo di sedimentazione primaria si assume pari a 0,07 ,@;
- x : è la frazione di solidi sospesi totali che sfugge nell’effluente ammessa per legge;
- Stot : è la massa complessiva di solidi entranti nel sistema, in Kg/d.
Inserendo i valori in esame:
ΔQ 81 ∙ 59,8 + 0,07 ∙ 149,5; + 0,13 ∙ 61,38 = 41,35 01 ==2
Assumendo un tenore di secco dei fanghi di supero pari a 0,8% (valutato precedentemente), si ricava una portata di supero da estrarre giornalmente pari a:
[\] %∆Q
N5``T
41,35
Andando ad inserire all’interno del Software di simulazione i risultati del dimensionamento, si ottengono i seguenti valori in uscita dal sedimentatore (la simulazione viene effettuata considerando portata costante e concentrazioni di inquinanti costanti):
Le concentrazioni una volta raggiunto il funzionamento a regime valgono: - BOD5 = 6,6 mg/L
- COD = 41,6 mg/L - N-NH4 = 12,5 mg/L
Per la stima dell’ossigeno necessario ci rifacciamo alla seguente formula: < WbX#+ YbD4 + 4,6 83 + 3<c)
Dove:
- O : è la richiesta complessiva di ossigeno in KgO2/d;
- a’ : è il coefficiente di respirazione per sintesi KgO2/(KgBOD5 abbattuto) considerato
pari a 0,65;
- Fa : è il BOD5 abbattuto nel sistema, in KgBOD5/d;
- b’ : è il coefficiente di assorbimento dell’ossigeno per respirazione endogena
KgO2/(KgSST d) considerato pari a 0,06;
- Md : è la massa complessiva di microrganismi presenti nel sistema in KgSST;
- N-NOX : è l’azoto sotto forma di azoto ammoniacale nitrificato.
Naturalmente l’ossigeno è necessario solamente nella vasca di ossidazione, dato che la vasca di denitrificazione è anossica.
< 0,65 ∙ 56,44 + 0,06 ∙ 149,5 + 4,6 ∙ 7 = 77,85 01 <B
Tale valore è la richiesta di ossigeno nelle condizioni reali (anche noto come OTR), da cui è necessario ricavarsi il tasso di trasferimento di ossigeno nelle condizioni standard (SOTR) per la progettazione del sistema di aerazione:
=<2P d : <
Ne∗ + :5
:N,BC ∙ 1,024(,BCg
Dove:
- SOTR : è la capacità di ossigenazione che il sistema di aereazione deve essere in
grado di fornire in condizioni standard, per poter garantire, nelle condizioni di effettivo esercizio la richiesta di ossigeno O;
- C*sl : è la concentrazione di ossigeno a saturazione in acqua pulita alla temperatura e alla pressione d’esercizio, esso può essere ricavato dal successivo grafico;
- β : è il rapporto fra la concentrazione di ossigeno a saturazione nella miscela areata e la concentrazione di ossigeno a saturazione nell’acqua pulita, alla temperatura e alla pressione d’esercizio. Si assume un valore pari a 0,97;
- Ce : è la concentrazione del ossigeno nelle condizioni d’esercizio;
- Cs,20 : è la concentrazione di ossigeno a saturazione in acqua pulita alla temperatura di riferimento di 20°C, pari a 9,2 mg/L;
- T : è la temperatura d’esercizio
- α : è il fattore di trasferimento dell’ossigeno, definito dal rapporto fra la capacità
di ossigenazione relativa alla miscela areata e la capacità di ossigenazione relativa all’acqua pulita, nelle stesse condizioni, esso dipende dalla concentrazione della miscela areata e dalla tipologia di bolle che si insufflano nelle vasche. Esso può essere ricavato dal seguente grafico:
La vasca viene alimentata con diffusori a bolle fini, risulta quindi un valore di SOTR pari a:
=<2P 80,97 ∙ 10; + 23,24
9,2 ∙ 1,0248@A,BC;∙ 0,62
7,02 01 <? B
Per quanto riguarda l’ispessimento e l’accumulo dei fanghi si dispone un unico manufatto che assolve entrambe le esigenze.
Dato che lasciare dei fanghi non stabilizzati all’interno di una vasca non areata, causerebbe la formazione di cattivi odori a causa della loro fermentazione, si decide di insufflare al suo interno un certo quantitativo d’aria.
Il funzionamento dell’impianto è il seguente: l’alimentazione dei fanghi avviene in maniera discontinua a una quota intermedia della vasca posta al di sotto dei diffusori d’aria.
Ogni t2 giorni avviene l’estrazione del fango ispessito dal fondo della vasca; dopo aver effettuato l’estrazione si avrà un certo volume della vasca vuoto. Servano t1 giorni per il riempimento:
h@ >
dove:
- t = è il tempo necessario al riempimento della vasca dopo un estrazione tramite
autobotte;
- q = è la portata giornaliera di fanghi in arrivo dal sedimentatore secondario;
- V = è il volume di fanghi estratto pari alla capacità degli autobotti.
Il tempo di riempimento della vasca t1 è inferiore al tempo che intercorre fra due svuotamenti t2, quindi, nei momenti in cui la vasca è piena, si ha una fuoriuscita del liquame tramite uno stramazzo superficiale.
Per consentire il fenomeno dell’ispessimento, 2 ore dopo l’immissione del fango giornaliero, saranno spenti gli aeratori in maniera che questo possa sedimentare meglio. La pendenza (come si può notare dalla figura) è piuttosto elevata ed è pari a 56,3°. Per determinare il volume delle vasche si esegue il seguente procedimento:
Adoperando autobotti con volumetrie di 30 m3, considerando che il fango ispessito possa raggiungere una concentrazione di secco del 3%, si può considerare che a ogni carico delle autobotti vengano estratti MSST kilogrammi di SST:
Prima di essere ispessiti questi corrispondevano ad un volume (concentrazione di secco 0,8%) pari a: >i#N`#830 ; =D:EE( %& = 900 8 = 112,5 [ ]
Per far si che la vasca possa tornare piena dopo l’estrazione dei 30 m3, sono necessari:
h@830 ; =305 = 6 [ ]
Per ottenere invece nuovamente i 900 KgSST all’interno della vasca, sono necessari:
hB830 ; =112,55 = 22,5 [ ]
L’estrazione tramite l’autobotte sarà effettuata ogni 22 giorni.
La portata d’aria da insufflare all’interno della vasca, in maniera da creare uno strato aerato di liquame capace di non far fuoriuscire i cattivi odori, è pari a 0,6 m3/(m3 h), valore consigliato dal testo tecnico “Metcalf and Eddy”.
Considerando che tale strato di fango sia alto 2 metri (l’acqua che si trova al di sopra degli aeratori) e l’alimentazione avvenga per 22 ore al giorno, sarà necessario un quantitativo d’aria pari a:
#j&# 0,6 ∙ 84,6 ∙ 22 = 1116,7 !
Il giorno precedente l’estrazione con autobotti, è conveniente spegnere completamente l’aeratore in maniera che il fango possa sedimentare senza alcuna agitazione.
Considerando un’altezza complessiva della vasca pari a 4 m, sarà necessario un manufatto che in pianta occupi una superficie pari a 5,3 x 10,6 metri.
Gli stessi calcoli possono essere effettuati adoperando autobotti con capacità da 14 m3.
PARAMETRO AUTOBOTTI 30 m3 AUTOBOTTI 14 m3
MSST [Kg] 900 420
Volume fanghi vasca [m3] 112,5 52,5
Tempo di riempimento t1 [d] 6 2,8
Tempo di spurgo t2 [d] 22 10
Numero di viaggi annui 17 37
4.4.
IMPIANTO MBBR
I reattori a letto mobile, indicati con l’acronimo anglosassone MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor) sono impianti a biomasse adese, ossia le colonie di microrganismi (batteri, protozoi, rotiferi e vermi) aderiscono al riempimento mobile formando un biofilm.
Tali reattori (MBBR) sono costituiti da vasche simili a quelle utilizzate per i fanghi attivi, ma a differenza di questi ultimi all’interno sono mantenuti in movimento elementi di forma prismatica sui quali si sviluppa la pellicola biologica.
I supporti sono liberi di muoversi in tutto il reattore, variano quindi continuamente la loro posizione, evitando così la formazione di canali preferenziali dell’acqua.
Sono necessari alcuni accorgimenti in più rispetto alle vasche del classico impianto a fanghi attivi:
- Installazione di griglie di protezione per evitare la fuoriuscita dei supporti mobili dai reattori con lo scarico del liquame. Le griglie vanno messe in corrispondenza dell’uscita finale dell’effluente, nelle sezioni di passaggio tra i vari stadi nelle configurazioni multi-stadio ed anche in corrispondenza del collettore di alimentazione del liquame nel caso sia sotto battente per evitare rigurgiti a monte;
- Le pareti interne della vasca non devono essere in calcestruzzo grezzo poiché il movimento continuo degli elementi mobili può causare un’abrasione della superficie oltre alla perdita del biofilm ancorato al supporto. La protezione si può fare attraverso piastrellatura o mediante rivestimento con membrane sintetiche flessibili ancorate alle pareti e saldate fra loro.
Il movimento degli elementi è garantito dal sistema d’insufflazione d’aria nei reattori aerobici o da miscelatori meccanici nel caso dei reattori anossici e anaerobici.
Questa metodologia d’impianto necessita di un dissabbiatore a monte delle vasche biologiche dato che, una pulizia dei depositi sabbiosi dal fondo di queste sarebbe impossibile a causa dei supporti plastici contenuti al loro interno.
4.4.1. CARATTERISTICHE DEI MATERIALI DI RIEMPIMENTO
I supporti che si presentano per la colonizzazione da parte della biomassa fissa in reattori a letto mobile sono essenzialmente raggruppabili in due categorie, a seconda del meccanismo fisico coinvolto:
- Adesione a una superficie;
- Intrappolamento dentro ad una matrice porosa.
La maggior parte dei riempimenti oggi in commercio si basa sull’adesione superficiale, ma si riporta in seguito un breve elenco anche dei materiali porosi.
Le caratteristiche principali di funzionamento dei riempimenti sono le seguenti:
- La porosità, è il rapporto tra il solo volume dei vuoti e il volume apparente del riempimento (alla rinfusa); essa è adimensionale:
kl∗ > >iUT'& j&5 m& 5%'T #mm#j5%'5 j&5 m& 5%'T
>#mm#j5%'5 j&5 m& 5%'T+ >m&5%& j&5 m& 5%'T
>#mm#j5%'5 j&5 m& 5%'T
- La superficie specifica, è definita come la superficie disponibile per il biofilm per unità di volume apparente di riempimento (alla rinfusa); l’unità di misura è m2/m3. Va detto che non sempre tutta la superficie sviluppata dai corpi di riempimento è effettivamente disponibile per la crescita della biomassa, poiché i supporti nel loro continuo movimento si urtano tra loro e con le pareti del reattore; pertanto la superficie specifica effettiva sarà quella protetta dalle collisioni su cui il biofilm si può sviluppare senza essere continuamente eroso.
- Il grado di riempimento è il rapporto tra il volume apparente (pieni + vuoti) del riempimento alla rinfusa (in assenza di liquame) e il volume totale della vasca in cui il riempimento è utilizzato; è una grandezza adimensionale e si esprime abitualmente in percentuale.
nN >#mm#j5%'5 j&5 m& 5%'T> 'T'#e5 i#N`#
>#mm#j5%'5 j& 5m& 5%'T
>e&oU&4T+ >m&5%& j& 5m& 5%'T
Il grado di riempimento di un reattore varia da 0 (assenza di supporti) a un valore massimo <1 oltre il quale non è possibile mantenere la miscelazione del reattore. Tale valore varia secondo le tipologie di riempimento.
La tabella che segue esprime le caratteristiche appena enunciate per i vari supporti in commercio.
Tipo Materiale Dimensioni [mm] Densità [g/cm3] Porosità Superficie Specifica [m2/m3] Grado di riempimento [%] Elementi rigidi
Natrix C polietilene Lunghez. = 30 Diametro = 30-36 1,02 - 220 65 % Natrix maxi polietilene Lunghez. = 50 Diamtro = 52-64 1,02 - 200 65 % Natrix Optima polietilene Lunghez. = 50 Diamtro = 60 1,02 - 300 65 %
Natrix F3 Polietilene Lunghez. = 37 Diametro = 46
1,02 - 200 65 %
Floccor RMP polipropilene Lunghez. = 20-30 Diametro = 15-20 0,94 0.94 160 90 % KMT-K1 polietilene Lunghez. = 7 Diametro = 10 0,95 0.805 500 66 % KMT-K2 polietilene Lunghez. = 15 Diametro = 15 0,95 - 315 66 % KMT-K3 polietilene Lunghez. = 12 Diametro = 25 0,95 - 500 66 % BiofilmChip P - Lunghez. = 3 Diametro = 45 0,96 - 900 55 % BiofilmChip M - Lunghez. = 2,2 Diametro = 48 0,96 - 1200 55 % Elementi porosi Captor Poliuretano 25 x 25 12,5 mm3 1 0.97 Non Valutabile - Linpor Poliuretano 12 x 12 12 mm3 0.95 15 – 20 [Pori/cm] Non valutabile 15-30 %
I supporti adoperati nei dimensionamenti successivi sono i KTM-K1. Si è deciso di utilizzare questi dati per la loro ampia diffusione e i numerosi studi effettuati a riguardo. Si esegue una descrizione più approfondita di tale supporto.
I supporti KTM-K1 hanno la forma di piccoli cilindri a canale aperto, all’interno dei quali è presente una croce che forma quattro canali separati, mentre la superficie esterna è dotata di alette longitudinali disposte a raggiera.
La densità degli elementi non colonizzati è leggermente inferiore a quella dell’acqua (0,95-0,96 g/cm3); per questo motivo quando gli elementi sono introdotti per la prima volta nel reattore biologico tendono a rimanere a galla presentando difficoltà di miscelazione.
Gli elementi presentano una superficie specifica teorica di 690-700 m2/m3, ma in realtà questi possono essere colonizzati esclusivamente nella parte interna, a causa delle collisioni a cui è sottoposta la superficie esterna. Pertanto essa viene considerata pari a 500 m2/m3.
Il grado di spostamento della fase liquida in funzione del grado di riempimento del reattore può essere espresso con la seguente relazione:
nm 0,179 ∙ nN
Nell’utilizzo di questo supporto, si adoperano in genere grate di contenimento in acciaio inox aventi fessure da 5 x 25 mm.
4.4.2. CARATTERISTICHE DEL PROCESSO
Una delle caratteristiche principali dei sistemi MBBR è la notevole flessibilità nel predisporre lo schema d’impianto per raggiungere risultati differenti.
Sono state sviluppate configurazioni allo scopo della sola rimozione del carbonio, oppure per raggiungere la nitrificazione, ma anche la denitrificazione sia come pre o post denitrificazione.
Si descrivono in dettaglio solamente le configurazioni adoperate, ossia la nitrificazione e la pre-denitrificazione.
La post-denitrificazione non è stata presa in considerazione poiché sarebbe necessario dosare del substrato organico esterno come metanolo, ma ciò comporterebbe una spesa extra in termini di reagenti da dosare.
La nitrificazione può essere raggiunta semplicemente attraverso un reattore aerobico a basso carico (come avviene nei classici impianti a fanghi attivi); tuttavia, disponendo di supporti sul quale aderisce la biomassa, risulta conveniente suddividere questi in più reattori, in maniera da ottenere una specializzazione della biomassa.
I batteri nitrificanti hanno una crescita più lenta rispetto a quelli eterotrofi, per cui se si dovessero venire a trovare nella stessa vasca la loro crescita risulterebbe penalizzata.
Al contrario, se questi venissero lasciati proliferare in una seconda vasca, dove il substrato organico fosse già stato in gran parte rimosso, la loro crescita risulterebbe più semplice e si otterrebbe un processo di nitrificazione più spinto.
I fattori che influenzano la velocità di nitrificazione sono rappresentati da: - Concentrazione di NH4-N
- Concentrazione di ossigeno disciolto - Carico organico applicato
- Temperatura - Alcalinità
- Concentrazione di solfuri
Fra questi, i più significativi sono i primi tre, tra i quali quello che influisce maggiormente sull’aspetto economico è la concentrazione d’ossigeno disciolto.
Nei classici impianti a fanghi attivi la cinetica di nitrificazione in funzione dell’ossigeno disciolto è rappresentabile dall’equazione di Monod, che descrive bene i casi in cui le resistenze diffusive sono trascurabili. Inoltre, per concentrazioni di ossigeno superiori a 2 mgO2/L, la cinetica di nitrificazione diventa di ordine 0 rispetto alla concentrazione di
ossigeno.
Nelle biomasse adese invece la concentrazione di ossigeno rappresenta sempre un fattore limitante, anche per elevate concentrazioni, a causa delle resistenze diffusive presenti nel biofilm e nello strato limite. La cinetica di nitrificazione, per un ampio range di concentrazioni, può essere assunta pari ad 1.
Per non indurre un eccessivo abbassamento della velocità di nitrificazione si cerca di mantenere in vasca una concentrazione di ossigeno superiore almeno a 4 mgO2/L.
Nello studio di Hem et al. (1994), riguardante il trattamento di effluenti secondari, sono state rilevate velocità di nitrificazione su base superficiale di 0,7-1,2 gN/(m2 d) a 15°C in
presenza di 4,5-5 mgO2/L con un carico organico applicato di 1-2 gBOD/(m2 d).
Tali velocità diminuiscono con l’aumentare del carico organico, per carichi di 2-3 gBOD/(m2
d), a parità di altre condizioni, sono state rilevate velocità di nitrificazione di 0,3-0,8 gN/(m2 d). Al di sopra dei 5 gBOD/(m2 d) la velocità di nitrificazione è pressoché nulla.
Come si vede dai dati riportati dallo studio, un aspetto importante della velocità di nitrificazione è la quantità del substrato organico presente. Tale influenza è dovuta, come già detto, dalla competizione che s’instaura tra i batteri eterotrofi e quelli nitrificanti che rimangono confinati negli strati più profondi della pellicola biologica, dove la concentrazione di ossigeno è minore a causa delle resistenze diffusive.
Per effettuare la pre-denitrificazione è necessario effettuare un ricircolo del liquame contenente i nitrati uscenti dalla fase di ossidazione nella vasca anossica
Come substrato organico per operare la denitrificazione si adopera il carbonio rapidamente biodegradabile presente nel refluo in ingresso. Naturalmente questo sistema è meno efficiente di una post-denitrificazione effettuata con l’aggiunta di substrato organico come metanolo o acetato, ma, poiché l’impianto deve avere minor costi di gestione possibile, si preferisce adoperare il carbonio del refluo.
Un ulteriore aspetto che limita una buona denitrificazione in un impianto a schema pre-denitrificazione, è che il liquame ricircolato dalla vasca di ossidazione (operante a concentrazioni pari a circa 5 mgO2/L) contiene un elevato apporto di ossigeno il quale
compete con i nitrati come accettore di elettroni.
Secondo l’approccio teorico, il rendimento di denitrificazione aumenta all’aumentare del ricircolo (r = Qricircolata/Qingresso) della miscela nitrificata. Considerando però il problema appena esposto riguardo alla quantità di ossigeno nel liquame ricircolato, all’aumentare di r oltre ad una certa soglia l’efficienza di denitrificazione diminuisce.
Andreottola et al. consigliano un fattore di ricircolo pari a 2.
Il fattore che limita maggiormente l’efficacia del comparto anossico è il rapporto carbonio-azoto. Dalle esperienze in scala e dalle osservazioni d’impianti reali, è stato osservato che un rapporto C/N pari o maggiore di 3,5 gCOD/gNO3-N è sufficiente per
garantire una rimozione degli NOX-N superiore all’85%.
Ødegaard e Rusten hanno effettuato una serie di esperienze dalle quali son state ricavate velocità medie di rimozione dell’azoto pari a 0,4 gN/(m2 d).
4.4.3. DIMENSIONAMENTO (MBBR NITRIFICAZIONE)
Il dimensionamento dell’impianto MBBR con una configurazione ai fini di ottenere la sola nitrificazione, così come quello successivo per la denitrificazione, è stato effettuato tramite dati empirici ricavati da vari articoli e manuali.
Oltre all’utilizzo dei dati empirici, sono stati effettuati confronti con impianti realmente esistenti dato che, a oggi, la ricerca su questa tipologia di depurazione non è molto sviluppata, e per lo più gli impianti sono dimensionati facendo prima delle verifiche in scala su piccoli impianti pilota.
Si è adottato per la prima vasca di ossidazione un carico organico superficiale di 20 gCOD/(m2 d) (valore consigliato da Andreottola et al. 2002). Il carico organico da trattare è
quello stimato nel capitolo 4.2, per cui sarà necessaria una superficie per l’attecchimento della biomassa pari a:
=i#N`# T$ 552,5 ∙ 0,2 ∙ 100020 = 5525 [ B]
Considerando una percentuale di riempimento pari al 50% e l’utilizzo di supporti con una superficie specifica pari a 500 m2/m3, risulta necessario un volume di almeno:
>i#N`# T$ 500 ∙ 0.5 = 22,1 [5525 ]
È stato deciso di adoperare un grado di riempimento inferiore al massimo consentito (pari a 66%) per due motivi:
- In caso di rimozione del substrato organico inferiore alle attese, si può aumentare la biomassa presente andando a inserire ulteriori supporti, ed eventualmente più aria.
- Riducendo la percentuale di riempimento si hanno volumi delle vasche più grandi; studi hanno evidenziato che la rimozione della sostanza organica, per carichi volumetrici inferiori a 20 gCOD/(m2 d) è influenzata molto dal tempo di ritenzione in
vasca, per l’esattezza i rendimenti massimi sono ottenibili per un HRT minimo di 4,5 ore.
Il tempo di detenzione in vasca nel nostro caso è pari a 2,47 ore, valore inferiore a quello ottimale, ma sufficiente alla rimozione del COD rapidamente biodegradabile.
L’impianto di Mattarello (TN) ha una configurazione del tutto analoga a quella in esame, ossia una vasca di ossidazione per la rimozione del substrato organico e una successiva adibita alla nitrificazione (inoltre si hanno i medesimi trattamenti primari: una stacciatura e una dissabbiatura).
Per la progettazione di questo impianto sono state eseguite prove di laboratorio presso l’università di Trento. Tali prove sono state effettuate con un carico superficiale di dimensionamento pari a 24 gCOD/(m2 d), valore leggermente superiore a quello da noi
adoperato.
Inoltre, considerando il frazionamento del COD effettuato dal software GPS-X, la frazione di COD solubile rapidamente biodegradabile in ingresso al reattore risulta pari a 138,1 mg/L (circa il 25% del COD totale), tutto questo corrisponde a un carico superficiale applicato pari a:
:=q6L NTeUr&e5 138,1 ∙ 0,2 ∙ 1000500 ∙ 0,5 ∙ 22,1 = 4,99 s1q6L,NTeB t
Valore pressoché identico a quello applicato all’impianto di Matterello (5 gCODsol/(m2 d)).
La rimozione del carico organico che ci si attende nella prima vasca non sarà molto elevata a causa del basso tempo di ritenzione, e soprattutto a causa della mancanza di un sedimentatore primario il quale abbatterebbe in maniera considerevole il COD particolato lentamente biodegradabile.
I rendimenti di rimozione del COD totale ottenibili in uscita dalla prima vasca non sono valutabili poiché comprendono al suo interno il contributo delle pellicole di spoglio. È possibile però stimare la rimozione del COD solubile in uscita dal primo stadio; si possono fare delle stime di rimozione in base alle analisi effettuate sull’impianto di Mattarello (dato che come abbiamo già detto ha lo stesso valore di carico organico solubile applicato). I rendimenti medi ottenuti applicando un carico superficiale di 1,4-3,7 gCODsol/(m2 d) sono del 67,3%, valore che tende a diminuire aumentando il carico, fino ad
un valore del 50%. Ai fini del dimensionamento, in via prudenziale, si considera quest’ultimo come valore di rimozione.
A causa delle elevate concentrazioni del sub-strato organico presenti nella prima vasca, non è possibile l’instaurarsi della nitrificazione, ma è presumibile una diminuzione della concentrazione del TKN dovuta alla sintesi eterotrofa.
L’impianto pilota effettuato dall’università di Trento per l’impianto di Mattarello ha registrato una rimozione media del TKN del 21% attribuibile a questa causa.
Il carico di TKN calcolato nel capitolo 4.2 era pari a 10 KgTKN/d, rimuovendo da questo il
21% si ottiene un alimentazione al secondo stadio di 7,9 KgTKN/d.
Considerando che l’azoto ammoniacale sia pari a circa il 66% del TKN, si ha un carico giornaliero di NH4 in ingresso al secondo stadio pari a 5,21 KgNH4/d, che, con una portata
