applicazione di un modello di simulazione dinamica …
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APPLICAZIONE DI UN MODELLO DI SIMULAZIONE DINAMICA PER LA VERIFICA DI UN IMPIANTO DI DEPURAZIONE
G. Andreottola, P. Foladori, A. Gelmini, G. Guglielmi, S. Romani
Dipartimento di Ingegneria Civile ed Ambientale, Università degli Studi di Trento,
Via Mesiano, 77, 38050 Trento.
tel. 0461/882669 - fax 0461/882672 - e-mail: [email protected]
Sommario – Nel presente lavoro è stato utilizzato un modello di simulazione dinamica per descrivere il comportamento di un impianto di depurazione a scala reale sito in provincia di Trento. Il modello (CarbonNitrogen2) si basa sul modello ASM 1 sviluppato dall’IAWPRC (Henze et al., 1987) ed è implementato su un apposito software (GPS-X®). La valutazione del comportamento idrodinamico del comparto a fanghi attivi mediante tracciante conservativo (LiCl) ha permesso la definizione del layout dell’impianto utilizzando al meglio gli oggetti offerti dal software GPS-X®. La valutazione dei parametri cinetici e la successiva fase di taratura del modello sono state condotte mediante tecniche respirometriche. La validazione del modello è stata eseguita monitorando in continuo il processo di nitrificazione, grazie ad un analizzatore on-line per la misura della concentrazione di nitrati (NITRATAX®) nell’effluente dalla vasca di ossidazione. Il modello è stato infine utilizzato per simulare e confrontare varie soluzioni impiantistiche per la rimozione dei composti azotati, quali ad esempio la nitrificazione e denitrificazione in simultanea, al variare della concentrazione di ossigeno in vasca, e lo schema di pre-denitrificazione convenzionale. Summary – A dynamic model has been used for describing the behaviour of a full-scale MWWTP in the province of Trento. The model (CarbonNitrogen2) is based on the ASM 1 of IAWPRC (Henze et al., 1987) and it is implemented by a specific software (GPS-X®). The hydrodynamic behaviour of the activated sludge reactor was determined using lithium chloride (LiCl). The plant layout was drawn through the instruments provided by GPS-X. The model calibration has been carried out by evaluating kinetic and stoichiometric parameters with respirometric techniques. The validation has been performed using an on-line analyser for nitrate concentration (NITRATAX®). Finally, the model has been used to compare some schemes for nitrogen removal, i.e. Simultaneous Nitrification and Denitrification at different dissolved oxygen concentrations, and conventional pre-denitrification. 1. INTRODUZIONE L'adozione di limiti normativi sempre più restrittivi sulla qualità dell'effluente dagli impianti di depurazione civili, in ottemperanza al recente D.Lgs. 258/00, richiede l’impiego di sistemi di progettazione e di verifica sempre più accurati finalizzati a garantire una migliore consapevolezza nella gestione delle diverse unità di trattamento. A partire dagli anni ottanta sono stati proposti modelli matematici in grado di descrivere la rimozione della sostanza organica, la nitrificazione e la denitrificazione delle acque reflue, i più diffusi dei quali sono quelli elaborati dall’IWA, Activated Sludge Model no.1 (Henze et al., 1987), ASM no.2 (Gujer et al., 1995), ASM no.3 (Gujer et al., 1999) e dall’Università di Cape Town (UCT Model, Ekama et al., 1984). Questi modelli hanno riscontrato un modesto impiego, nonostante siano attualmente disponibili vari software capaci di implementarli e semplificarne notevolmente l’utilizzo. La limitata diffusione dei modelli è dovuta alla notevole complessità per le comuni applicazioni ed alla carente letteratura riguardante i parametri da utilizzarsi (Malpei, 1992). A ciò si aggiunge il fatto che la qualità delle simulazioni è legata alla precisione con cui si determinano sperimentalmente i parametri caratteristici di input e questo può comportare una fase onerosa di calibrazione. Emerge quindi l'esigenza di disporre di nuove tecniche rapide ed al tempo stesso affidabili, per la stima dei parametri cinetici da introdurre nei modelli di calcolo. Il presente lavoro è stato finalizzato al monitoraggio di un impianto di depurazione per reflui civili ed alla conseguente valutazione di possibili soluzioni di ottimizzazione del processo mediante l’impiego di un modello matematico. La ricerca si è articolata nelle seguenti fasi:
1
• analisi dello stato attuale di funzionamento dell’impianto: studio del comportamento idrodinamico, definizione del layout dell’impianto, caratterizzazione del refluo influente e delle cinetiche biologiche mediante tecniche respirometriche; • calibrazione del modello sulla base dei dati sperimentali acquisiti; • validazione dei risultati del modello verificati con una campagna di monitoraggio mediante utilizzo di una sonda on-line all’uscita del comparto biologico. Successivamente, validato il modello per l’impianto in esame, sono state proposte possibili modifiche ai criteri di gestione e valutati alcuni scenari di ottimizzazione. Tali configurazioni, tra le quali lo schema SND (Simultaneous Nitrification Denitrification) e di pre-denitrificazione, sono state verificate mediante simulazione dinamica assumendo condizioni operative e di carico influente variabili. 2. L'IMPIANTO DI DEPURAZIONE Il depuratore in esame è di media potenzialità ed ha già subito nel 1993 un potenziamento con raddoppio delle linee di trattamento (progettato per 30.000 AE, portata media influente pari a 3173 m3 d-1). L’impianto, schematizzato in Fig. 1, è caratterizzato da una sequenza di fasi di pretrattamento (sghiaiatura, grigliatura grossolana, stacciatura, dissabbiatura e rimozione degli oli) seguita da uno stadio a fanghi attivi a schema compatto (vasca di ossidazione e sedimentatore secondario con volume pari rispettivamente a 2000 m3 e 1276 m3 per ciascuna linea) per la rimozione del substrato organico e la nitrificazione. A valle dello stadio biologico si trova la vasca di contatto per la clorazione. Le due linee sono identiche dal punto di vista dimensionale e operano in parallelo. La linea di trattamento fanghi è composta da un'unità di preispessimento, un comparto di digestione aerobica, un post-ispessitore e un'unità di disidratazione meccanica con nastropressa. I fanghi disidratati vengono successivamente smaltiti nel vicino impianto di essiccamento. A quest’ultimo, vengono inoltre conferiti i fanghi disidratati provenienti da altri depuratori della provincia. L’interesse per l’impianto in questione scaturisce principalmente dalla presenza di un impianto di essiccamento dei fanghi disidratati, in quanto le acque di condensa prodotte, convogliate all’impianto di depurazione, sono caratterizzate da elevato contenuto di azoto ammoniacale (Tonetta, 1996), comportando un sovraccarico per la nitrificazione.
LINEA FANGHI
LINEA ACQUE
dalla linea fanghi
ingresso fanghi di supero
post-ispessitore
nastropressa
acque madrisurnatante
alla linea acque
digestione aerobica
pre-ispessitore
surnatante
ricircolo fanghi
ossidazione
sedimentatore secondariodissabbiatore
disoleatore
griglia grossolana
debatterizzaz.
fanghi di supero alla linea fanghi
stacciaturapozzetto di intercettazione e sghiaiatura
LINEA FANGHI
LINEA ACQUE
dalla linea fanghi
ingresso fanghi di supero
post-ispessitore
nastropressa
acque madrisurnatante
alla linea acque
digestione aerobica
pre-ispessitore
surnatante
ricircolo fanghi
ossidazione
sedimentatore secondariodissabbiatore
disoleatore
griglia grossolana
debatterizzaz.
fanghi di supero alla linea fanghi
stacciaturapozzetto di intercettazione e sghiaiatura
Fig. 1 - Diagramma di flusso dell’impianto di depurazione oggetto dello studio.
2
3. MATERIALI E METODI Il modello matematico applicato E’ stato adottato il modello deterministico ASM 1 elaborato dall'IAWPRC (Henze et al., 1987) ed implementato nel software GPS-X® prodotto dalla Hydromantis Inc. (Canada). Tale programma contiene, all’interno di apposite librerie, una serie di modelli in grado di descrivere i processi di rimozione biologica dei nutrienti e del substrato organico. Tra quelli disponibili è stato scelto il modello CN2 (CarbonNitrogen2), strutturalmente molto simile al tradizionale ASM 1 ma in grado di simulare in modo distinto le due fasi della nitrificazione (nitrosazione e nitratazione). Layout dell’impianto Per la realizzazione del layout dell'impianto di depurazione, il GPS-X® mette a disposizione dell’utente numerosi oggetti (reattori, nodi idraulici, connessioni, ecc.) che possono essere opportunamente combinati tra loro in modo da riprodurre l’esatta configurazione dell’impianto. Un passaggio fondamentale per la creazione del layout è rappresentato dalla conoscenza del comportamento idrodinamico dell’intero sistema. Risulta perciò necessario condurre prove idrodinamiche mediante dosaggio istantaneo di un tracciante conservativo, quale il cloruro di litio (LiCl). Nel caso di studio, dato che le due linee dell’impianto non presentano interconnessioni e la portata si ripartisce uniformemente sulle due, il test idrodinamico ed i successivi monitoraggi sono stati condotti su un’unica linea. Per ottenere una concentrazione di ione Li+ rilevabile nelle analisi di laboratorio (assorbimento atomico) si sono dosati 28 litri di una soluzione a 500 g l-
1 di LiCl. Un corretto layout dell’impianto, simulando la prova idrodinamica, dovrà generare valori di output corrispondenti a quelli rilevati analiticamente direttamente sul campo. Metodiche analitiche e strumentazione on-line Durante il periodo di studio si è effettuato il monitoraggio del liquame in ingresso, in uscita e della biomassa in vasca di ossidazione prelevando campioni medi e puntuali ed effettuando analisi di COD, NH4, NO2, NO3, SST e SSV, secondo le metodiche IRSA (1994).
L’adozione di un analizzatore di nitrati on-line inserito all’uscita dalla vasca di ossidazione ( Fig. 2) ha permesso il monitoraggio in continuo dell’efficienza di nitrificazione con frequenza di acquisizione del dato analitico pari a 5 minuti. L’analizzatore installato (NITRATAX®) è prodotto e commercializzato dalla Dr. Lange GmbH (Germania). Il NITRATAX® misura la concentrazione di azoto nitrico per via spettrofotometrica ed è in grado di effettuare letture a due differenti lunghezze d’onda (220 nm e 250 nm). La lettura a 250 nm consente di quantificare l’interferenza dovuta alla sostanza organica, correggendo la misura di concentrazione dei nitrati. Grazie a questa caratteristica è possibile effettuare letture anche con concentrazioni di fango pari a 8 kgSST/m3 e quindi collocare lo strumento all’interno della vasca di ossidazione. L’accuratezza dei risultati forniti dall’analizzatore è stata confermata mediante verifica con analisi di laboratorio su campioni di liquame effluente e con aggiunte di una soluzione standard a concentrazione nota di nitrati.
3
(a)
(b) Fig. 2 - Analizzatore on-line NITRATAX® utilizzato per la validazione del modello: apparecchiatura di
controllo (a); sonda ad immersione (b). Respirometro I test respirometrici per la valutazione delle cinetiche di rimozione dei substrati carboniosi e di nitrificazione sono stati effettuati mediante la misura automatizzata della velocità di consumo di ossigeno (OUR, Oxygen Utilization Rate). Il respirometro (di tipo chiuso) è costituito da un reattore termostatato ed aerato del volume di 2 litri (Fig. 3). La miscelazione è effettuata mediante un agitatore magnetico impostato su una velocità tale da garantire una buona miscelazione della biomassa ma ridurre lo scambio superficiale di ossigeno (ulteriormente limitato dalla chiusura superiore del reattore). Per la misura in continuo dell’ossigeno è stata adottata una sonda OXI 340 (WTW GmbH, Germania) collegata ad un sistema di acquisizione dati registrati su PC. Tramite un software di controllo, sviluppato dall’Università di Trento, è possibile regolare l’accensione e lo spegnimento del sistema di aerazione per mantenere la concentrazione di ossigeno nel reattore all’interno di due set-point prefissati. Il software fornisce in tempo reale il diagramma dinamico della concentrazione di ossigeno e il relativo respirogramma.
4
ODsonda
Agitatoremagnetico
Criostat
Software
controllo
Oxymeter
Criostato
Ossimetro
Alimentazione
Compress.
diODsonda
Agitatoremagnetico
Criostat
Software
controllo
Oxymeter
Criostato
Ossimetro
Alimentazione
Compress.
di
Fig. 3 - Schema del respirometro chiuso utilizzato nei test cinetici. 4. INDAGINE SULLO STATO ATTUALE DELL’IMPIANTO Test idrodinamico e definizione del layout dell’impianto Per quanto riguarda le modalità di esecuzione della prova, la frequenza e la scelta dei punti di campionamento e le equazioni utilizzate per elaborare i dati sperimentali si è fatto riferimento a quanto suggerito da Collivignarelli et al. (1995). Effettuata l’aggiunta di LiCl ad impulso all’ingresso della vasca di ossidazione, i punti di campionamento sono stati scelti in corrispondenza dell’uscita di tale vasca e sul collettore di ricircolo dei fanghi dal sedimentatore. Per seguire l’evoluzione del tracciante (ione Li+) in modo ottimale si è adottata una frequenza di campionamento di 30’ per la prime 15 ore e di 90’ per le successive 12 ore. I risultati del test idrodinamico modellizzati tramite le equazioni teoriche (Collivignarelli et al., 1995) sono mostrati in Fig. 4 ed hanno permesso di schematizzare la vasca di ossidazione mediante 3 reattori disposti in serie ciascuno del volume pari ad 1/3 di quello complessivo. E’ emersa inoltre la presenza di un volume “morto” pari a circa il 30% del volume complessivo della vasca di ossidazione (cioè 600 m3) e imputabile alle zone d’angolo della vasca e alla zona sottostante la quota di installazione dei diffusori collocati a circa 40 cm dal fondo. Quindi, detratto il volume “morto” (descritto mediante tre reattori in serie di 200 m3 ciascuno), si determina il volume “efficace” della vasca, rappresentato con tre reattori in serie di 467 m3 ciascuno.
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28
Tempo (ore)
Con
cent
razi
one
ione
Li+ (m
g l-1
) Dati sperimentali
Modello idrodinamico
Numero di vasche equivalenti = 3Volume morto = 30 %
Fig. 4 - Risultati del test idrodinamico e relativa simulazione.
Il layout dell’impianto elaborato secondo i risultati delle prove idrodinamiche, inserendo le opportune connessioni (ripartitori e combinatori di portata), è schematizzato in Figura 5.
5
Fig. 5 - Layout del comparto a fanghi attivi come visualizzato dal software GPS-X®.
Caratterizzazione del liquame influente Il monitoraggio dei principali parametri analitici per il liquame influente ha fornito i valori medi riportati in Tab. 1.
Tab. 1 – Concentrazione dei principali parametri sul refluo in ingresso all’impianto
Parametro Unità di misura Concentrazione influente
COD mg l-1 513 SST mg l-1 264 Norganico mg l-1 28.8 NH4-N mg l-1 14.9 NO2-N mg l-1 0.1 NO3-N mg l-1 0.7
L’utilizzo di un modello di simulazione richiede la preventiva caratterizzazione del substrato organico contenuto nel liquame in ingresso, suddividendo il COD nelle frazioni rapidamente biodegradabile (RBCOD, Readily Biodegradable COD), velocemente idrolizzabile (composti organici ad alto peso molecolare, colloidi e sostanze particolate sottoposti a rapida idrolisi), lentamente biodegradabile (SBCOD, Slowly Biodegradable COD) e non biodegradabile sia in forma solubile che particolata (Henze, 1992). La determinazione di queste frazioni è stata effettuata sperimentalmente mediante test respirometrici sulla base dei metodi proposti da Ziglio et al. (2001) per quanto riguarda l’RBCOD e da Kappeler e Gujer (1992) per quanto riguarda il substrato idrolizzabile (ripartito in lentamente e velocemente idrolizzabile). I risultati ottenuti sono sintetizzati in Figura 6.
6
19%
23%
22%
36% COD velocemente biodegradabile
COD velocemente idrolizzabile
COD lentamente biodegradabile
COD non biodegradabile
Fig. 6 - Risultato del frazionamento del COD.
Determinazione dei parametri cinetici mediante test respirometrici e calibrazione del modello La fase preliminare alla taratura di un modello che presenti un elevato numero di parametri, è quella dell’analisi di sensitività, il cui obiettivo è individuare, tra i diversi parametri, quelli che maggiormente influenzano i risultati della simulazione. Convenzionalmente l’analisi è realizzata variando singolarmente alcuni parametri ed osservando le variazioni indotte sulle grandezze di riferimento. Dall’analisi di sensitività è emerso che i parametri cinetici più importanti sono le velocità di crescita specifica (µ) degli eterotrofi e degli autotrofi (distinguendo tra le cinetiche relative a Nitrosomonas e Nitrobacter) e le costanti di semi-saturazione per i vari substrati utilizzati (K). Vista l’alta sensibilità del modello a tali parametri, per la determinazione delle costanti cinetiche sono stati effettuati dei test respirometrici direttamente sulla biomassa prelevata dalla vasca di ossidazione. I dati sperimentali dell’OUR, impostati come valori di output in una routine di simulazione (appositamente elaborata per descrivere il funzionamento del respirometro), sono stati modellizzati al fine di estrarre le velocità di crescita e le costanti di semi-saturazione. Gli altri parametri, tra i quali i più significativi sono il coefficiente di decadimento cellulare (b) e il coefficiente di resa specifico (Y), sono stati desunti dalla letteratura. Per la stima delle costanti cinetiche, i test respirometrici sono stati effettuati sulla biomassa prelevata dalla vasca di ossidazione e mantenuta aerata per alcune ore (in accordo con quanto proposto da Spanjers e Vanrolleghem, 1995), e addizionando i seguenti substrati: • COD rapidamente biodegradabile (acetato di sodio) per valutare la cinetica eterotrofa (si prevede l’aggiunta di ATU per inibire la nitrificazione); • azoto ammoniacale per valutare la cinetica dei nitrificanti (Nitrosomonas + Nitrobacter); • azoto nitroso per valutare la cinetica dei Nitrobacter. I test respirometrici sono stati realizzati con cadenza settimanale durante il periodo di monitoraggio (3 mesi). I risultati ottenuti sono sintetizzati in Tab. 2, mentre la Fig. 7 riporta un esempio dei respirogrammi sperimentali e modellizzati per i tre tipi di substrato addizionati.
Tab. 2 - Valori dei parametri cinetici utilizzati nel modello matematico.
Valori stimati con respirometria Valori di letteratura
µ K Y b (d-1) (mg l-1) (-) (d-1) Eterotrofi 2.57-3.08 0.20 0.67 0.62 Nitrosomonas 0.18-0.22 0.12-0.13 0.21 0.04 Nitrobacter 0.43-0.52 0.20-0.29 0.15 0.04
7
(a)
0
10
20
30
40
50
60
0.00 0.30 1.00 1.30 2.00 2.30 3.00Tempo (ore.min)
OU
R (m
gO2 l-1
h-1)
Dati sperimentaliRisultato della simulazione
(b)
0
10
20
30
40
50
60
0.00 0.30 1.00 1.30 2.00 2.30 3.00Tempo (ore.min)
OU
R (m
gO2 l-1
h-1)
Dati sperimentaliRisultato della simulazione
(c)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0.00 0.30 1.00 1.30 2.00 2.30 3.00Tempo (ore.min)
OU
R (m
gO2 l-1
h-1)
Dati sperimentaliRisultato della simulazione
Fig. 7 – Test respirometrici e relativa modellizzazione, condotti su biomassa aerata con aggiunta di COD rapidamente biodegradabile (a), azoto ammoniacale (b) ed azoto nitroso (c).
Validazione del modello Effettuata la calibrazione, il modello è stato validato per verificarne la corretta risposta in condizioni differenti da quelle di calibrazione. Per eseguire la validazione è necessario disporre di serie di dati molto estese, in modo da determinare lo scostamento dei dati sperimentali da quelli simulati su periodi continui e prolungati. A questo fine, l’utilizzo di sonde per la misura on-line di alcune grandezze caratteristiche dell’impianto rappresenta la soluzione ottimale in grado di fornire dati analitici con frequenza elevata. Durante la fase di monitoraggio si è scelto di adottare la sonda NITRATAX®, per la misura in continuo della
8
concentrazione di nitrati, posizionata sulla sezione d’uscita dalla vasca di ossidazione. L’acquisizione dei dati ogni cinque minuti ha garantito una serie di risultati sperimentali in grado di validare la risposta previsionale del modello per quanto riguarda l’efficienza del processo di nitrificazione (e di un’eventuale denitrificazione in simultanea) in base alla concentrazione di azoto nitrico nell’effluente. In Fig. 8 è riportato il confronto tra l’andamento della concentrazione di nitrati determinata sperimentalmente e quella simulata dal modello. L’errore medio percentuale su N dati analitici è risultato pari al 7.1% ed è stato calcolato con la seguente espressione:
∑
∑
=
=
−= N
is
N
ism
C
CCErrore
1
1%
in cui Cm è la concentrazione simulata dal modello e Cs quella misurata sperimentalmente.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0.00 2.00 4.00 6.00 8.00 10.00 12.00Tempo (ore.min)
NO
3-N
(mg
l-1)
Dati sperimentali
Risultato della simulazione
Fig. 8 - Confronto tra dati sperimentali e i dati simulati durante la validazione del modello.
5. UTILIZZO DEL MODELLO PER L’OTTIMIZZAZIONE DELLA GESTIONE Il modello calibrato e validato è stato utilizzato per verificare diversi scenari di intervento per l’ottimizzazione delle operazioni gestionali. In particolare, sono state simulate le seguenti alternative: 1. ottimizzazione della fornitura di ossigeno nel reattore di nitrificazione secondo la configurazione attuale; 2. implementazione di un comparto di predenitrificazione nella vasca esistente; 3. verifica del funzionamento dell’impianto modificato come al punto 2 ipotizzando un incremento del carico influente. Ottimizzazione della fornitura di ossigeno nella vasca di nitrificazione attuale E’ stato indagato l’andamento delle concentrazioni dei composti azotati nell’effluente, al variare della concentrazione di ossigeno disciolto (OD) all’interno della vasca di nitrificazione. Sono state pertanto effettuate delle prove di simulazione imponendo sei valori di concentrazione compresi tra 0.2 mgO2·l-1 e 1.0 mgO2·l-1 ed una temperatura di 12°C, che rappresenta la situazione più critica per l’impianto indagato. Nelle Fig. 9a, 9b, 9c sono diagrammati i valori effluenti di NH4-N, NO3-N e N totale, rispettivamente per 0.2, 0.5, 0.6 mgO2·l-1. La concentrazione media giornaliera delle forme azotate, in funzione del tenore di OD, è riportata in Fig. 9d. Da quest’ultimo grafico si può osservare come solo imponendo una concentrazione di OD superiore a 0.4 mg·l-1 è possibile ottenere la completa nitrificazione. In corrispondenza di valori di OD compresi tra 0.4 e 1.0 mg·l-1 si verifica contestualmente una parziale denitrificazione in simultanea (SND, Simultaneous Nitrification Denitrification) che può portare ad una sensibile riduzione dei nitrati effluenti; in particolare, i migliori risultati per l’SND si ottengono in corrispondenza di OD = 0.5 mg·l-1, con una diminuzione della concentrazione di nitrati pari a circa il 25% rispetto al caso con OD = 1.0 mg·l-1.
9
(a)
OD =0.2 mg/l
0
2
4
6
8
10
12
14
0 6 12 18 24tempo (h)
conc
entra
zion
i (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
(b)
OD = 0.5 mg/l
0
2
4
6
8
10
12
14
0 6 12 18 24tempo (h)
conc
entra
zion
i (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
(c)
OD = 0.6 mg/l
0
2
4
6
8
10
12
14
0 6 12 18 24tempo (h)
conc
entra
zion
i (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
(d)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2OD (mg/l)
conc
entra
zion
i (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
Fig. 9 - Andamenti della concentrazione di NH4-N, NO3-N e N totale per tre diversi valori di OD in vasca di nitrificazione (a,b,c) e andamento della concentrazione media giornaliera in corrispondenza
dei valori di OD considerati (d). Implementazione di un comparto di predenitrificazione nella vasca esistente
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Essendo attualmente l’impianto mirato alla sola nitrificazione, si è indagata la possibilità di introdurre una fase di denitrificazione finalizzata alla riduzione della concentrazione di azoto totale nell’effluente. In tal senso, si è ritenuto che la soluzione impiantistica più semplice da implementare su una vasca esistente fosse quella di parzializzare il reattore di ossidazione in due comparti di cui il primo adibito a predenitrificazione. La ripartizione dei volumi disponibili può essere eseguita con l’inserimento di un setto divisorio, mentre la miscelazione all’interno del comparto denitrificante è conseguibile mediante l’impiego di un adeguato dispositivo meccanico. Al comparto anossico si è assegnato un volume pari al 40% del volume complessivo della vasca, mantenendo aerato il restante 60%. Facendo riferimento al layout dell’impianto descritto in Fig. 5 si è mantenuta la medesima struttura schematizzando l’impianto con un reattore anossico e due reattori aerobici in serie. Nella fase di ossidazione-nitrificazione la fornitura di ossigeno viene ottimizzata mediante l’impostazione di una prefissata concentrazione di OD, come sintetizzato in Tab. 3.
Tab. 3 – Concentrazione di OD imposta in ciascuno dei tre reattori in cui è suddivisa il comparto biologico, per la configurazione di predenitrificazione.
Concentrazione di OD (mg·l-1)
Alternative Reattore 1 Denitrificazione
Reattore 2 Ossidazione
Reattore 3 Ossidazione
A 0 0.5 0.5 B 0 1.0 1.0 C 0 2.0 2.0
Il rapporto di ricircolo dei fanghi dal sedimentatore secondario è stato assunto pari a 1; con una configurazione di predenitrificazione è necessario introdurre il ricircolo della miscelata aerata dal secondo reattore nitrificante al comparto anossico, assunto pari a quattro volte la portata influente. In Fig. 10 si riportano i risultati della simulazione per i diversi scenari di Tab. 3, impostando l’OD a 0.5, 1.0 e 2.0 mg l-1, confrontati con lo scenario di SND. Rispetto alla configurazione con nitrificazione e denitrificazione in simultanea, la concentrazione media di azoto totale nel liquame effluente si è ridotta sensibilmente, passando da 11.5 mgN l-1 (SND ottimale) a valori compresi tra 6 e 8 mgN l-1 (Fig. 10). Nonostante il volume aerobico sia stato ridotto al 60%, con OD = 0.5 mg l-1 risulta comunque possibile realizzare la completa nitrificazione.
0 2 4 6 8
10 12 14
SND
OD
=0.5
mg
l-1
Pre-denitrificazione
OD
=0.5
mg
l-1
OD
=1.0
mg
l-1
OD
=2.0
mg
l-1
conc
entr
azio
ne (m
g l-1
) NH4-NNO3-NN totale
Fig. 10 - Confronto tra SND per OD =0.5 mg/l e tre configurazioni di predenitrificazione in cui il
comparto aerato è mantenuto con OD pari a 0.5, 1.0, 2.0 mg l-1. Ipotesi di sovraccarico con configurazione SND Sono state esaminate varie situazioni di aumento del carico dovuto ad un incremento pari al 20%, 50%, 70% e 100% della portata influente mantenendo costanti le concentrazioni in ingresso. Per ciascuno di questi casi,
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l'OD è stato fatto variare tra 0.2 mg l-1 e 1.5 mg l-1. Il quadro riassuntivo dei risultati per i diversi incrementi di carico è diagrammato in Fig. 11.
Incremento di carico = 20%
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6OD (mg/l)
conc
entr
azio
ni (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
Incremento di carico = 50%
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6OD (mg/l)
conc
entr
azio
ni (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
Incremento di carico = 70%
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6OD (mg/l)
conc
entr
azio
ni (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
12
Incremento di carico = 100%
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6OD (mg/l)
conc
entr
azio
ni (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
Fig. 11 - Andamento medio sulle 24 ore delle concentrazioni di NH4-N, NO3-N e N totale in funzione dell’OD per quattro diversi incrementi del carico applicato.
All’aumentare del carico applicato cresce inevitabilmente la concentrazione di azoto totale nell’effluente, il cui andamento presenta, nei quattro scenari, un punto di minimo posizionato attorno ad una concentrazione di OD pari a 0.4-0.5 mgO2·l-1, range che rappresenta quindi le condizioni ottimali per l’instaurarsi della nitrificazione e denitrificazione in simultanea. Nel caso si operino incrementi di carico pari a 20%, mantenendo un valore di concentrazione pari a 0.5 mgO2·l-1, si può rispettare il limite normativo sull'azoto totale e al contempo limitare l'azoto ammoniacale in uscita a valori relativamente bassi (< 2.0 mg NH4-N l-1) per tutto l’arco della giornata (Fig. 12).
OD =0.5 mg/l
0
2
4
6
8
10
12
14
0 6 12 18 24tempo (h)
conc
entra
zion
i (m
g/l)
N tot.NO3-NNH4-N
Fig. 12 - Andamento delle diverse forme azotate nell’effluente in corrispondenza di un carico pari a 1.2
volte quello attuale, per una concentrazione di OD pari a 0.5 mg l-1. Simulando le concentrazioni effluenti come nel caso descritto, si può quindi prevedere il comportamento dell’impianto a fronte di un incremento del carico e eventualmente intervenire con una più valida gestione della fornitura di ossigeno, senza ricorrere ad ampliamenti delle volumetrie. Dalla casistica sviluppata, si evince come l’applicazione di modelli di simulazione permetta di valutare rapidamente differenti scenari individuando le condizioni ottimali di funzionamento del processo biologico. Ipotesi di sovraccarico con configurazione di predenitrificazione Assumendo un realistico incremento di carico pari al 20%, sono state eseguite delle prove di simulazione per la configurazione di predenitrificazione già considerata in precedenza. Anche in questo caso sono state valutate tre diverse soluzioni operative con concentrazioni di OD nel comparto aerato di 0.5, 1.0 e 2.0 mg·l-1. In Fig. 13 sono riportati i risultati relativi ai valori medi giornalieri delle forme azotate per queste diverse condizioni.
13
0 2 4 6 8
10 12 14
SND
OD
=0.5
mg
l-1
OD
=0.5
mg
l-1
OD
=1.0
mg
l-1
OD
=2.0
mg
l-1
conc
entr
azio
ne (m
g l-1
) NH4-NNO3-NN totale
Pre-denitrificazione
Fig. 13 - Confronto tra SND per OD = 0.5 mg l-1 e tre configurazioni di predenitrificazione (in cui il comparto aerato è mantenuto con OD pari a 0.5, 1.0, 2.0 mg l-1) per un incremento di carico del 20%.
Si osserva come, anche nel caso di un aumento del carico in ingresso, lo schema di SND sia in grado di garantire il rispetto del limite normativo, pur con un minor margine di sicurezza rispetto alla configurazione convenzionale di predenitrificazione. In realtà, spunti di particolare interesse derivano dai risultati conseguiti con gli schemi di predenitrificazione intermedi (predenitrificazione con OD pari a 0.5, 1.0 mg·l-1 in ossidazione). Le prove di simulazione effettuate hanno infatti dimostrato come in questi casi, a fronte di un leggero incremento della concentrazione di azoto ammoniacale nell’effluente (comunque abbondantemente al di sotto del limite di legge), si possano ottenere concentrazioni di azoto totale in uscita inferiori rispetto alle configurazioni SND o convenzionale (predenitrificazione con OD pari o superiore a 2.0 mg·l-1 in ossidazione). 6. CONCLUSIONI Il modello di simulazione utilizzato, accoppiato alla determinazione dei parametri cinetici per via respirometrica, ha dimostrato di poter descrivere in maniera precisa ed affidabile il comportamento di un impianto a fanghi attivi. Per poter applicare un software di simulazione dinamica alla gestione di un impianto di depurazione, restano comunque di fondamentale importanza la definizione del comportamento idrodinamico e la taratura del modello. Per quanto concerne il caso in esame, il confronto tra gli schemi impiantistici presi in considerazione evidenzia come la configurazione di nitrificazione e denitrificazione in simultanea possa assicurare il rispetto dei limiti di legge sia per un carico pari a quello attualmente applicato, sia per eventuali sovraccarichi, garantendo notevoli semplificazioni gestionali. Migliori risultati si sono ottenuti impostando una configurazione di predenitrificazione con mantenimento dell’OD in vasca aerobica a 0.5 mg l-1. Con tali condizioni, combinando gli effetti della SND e della predenitrificazione, si possono infatti ottimizzare le efficienze di rimozione per l'azoto totale e quello ammoniacale. Ringraziamenti Il laboratorio di Ingegneria Sanitaria Ambientale desidera ringraziare il Servizio Opere Igienico-Sanitarie della Provincia Autonoma di Trento, per la disponibilità dimostrata nel corso della sperimentazione. Un sentito ringraziamento è altresì rivolto al Lange Group nella persona del Sig. Regis per aver messo a disposizione la strumentazione on-line, indispensabile ai fini della validazione del modello. BIBLIOGRAFIA Collivignarelli C., Bertanza G., Bina S. (1995) La verifica idrodinamica nel trattamento delle acque. Basi teoriche, procedure di applicazione, esempi. Collana Ambiente, Vol. 8, 1995.
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