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UniversitadiRoma

‘LaSapienza’

FACOLTA’DIINGEGNERIA

TesidiDottoratodiRicercainEnergeticaXXIVciclo

‘Analisi degli impianti di digestione anaerobica alimentati

a biomasse ed effetti dell’ozono sulla digestione

anaerobica di fanghi e reflui zootecnici’

Candidato

Enrico Giovanni Facci

Coordinatore Relatore

Prof. Maurizio Cumo Prof. Vincenzo Naso

Luglio 2012

3

Ai miei genitori

5

INDICE

Introduzione ................................................................................................................... 11

Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico .................................................... 13 1.

1.1. Introduzione ........................................................................................ 13

1.2. Tipologie di biomassa .......................................................................... 15

1.3. Potenzialità delle biomasse ................................................................. 17

1.3.1. Barriere alla diffusione dello sfruttamento energetico delle

biomasse......................................................................................................... 18

1.3.2. Potenziali energetici dei sottoprodotti delle biomasse ................... 19

1.3.3. Potenziali energetici dei sottoprodotti delle biomasse ................... 36

1.4. Processi e tecnologie per lo sfruttamento energetico delle biomasse 37

1.4.1. Processi termochimici ...................................................................... 37

1.4.1.1. Combustione diretta .................................................................... 38

1.4.1.2. Carbonizzazione ........................................................................... 39

1.4.1.3. Pirolisi ........................................................................................... 41

1.4.1.4. Gassificazione ............................................................................... 43

1.4.1.5. Steam explosion ........................................................................... 45

1.4.2. Il controllo dell’aria di combustione: i forni per la combustione

diretta 46

1.4.2.1. Forni a tamburo rotante............................................................... 46

1.4.2.2. Forni ad aria controllata ............................................................... 47

1.4.2.3. Forni a griglia ................................................................................ 48

1.4.2.4. Forni a letto fluido ........................................................................ 50

1.4.3. I forni per la gassificazione ............................................................... 52

1.4.3.1. Gassificatori a letto fisso .............................................................. 52

6

1.4.3.2. Gassificatori a letto fluido ............................................................ 55

1.4.3.3. Recupero di energia termica dai reattori e sistemi di pulizia del

syngas 56

1.4.4. Applicazioni per la produzione di energia elettrica e/o termica ..... 59

1.4.4.1. Produzione combinata di elettricità e calore ............................... 59

1.4.4.2. Produzione di energia termica per il riscaldamento .................... 60

1.4.5. Processi biochimici ........................................................................... 65

1.4.5.1. Biodiesel ....................................................................................... 65

1.4.5.1.1. Processi produttivi del biodiesel .............................................. 66

1.4.5.1.2. Costi di produzione ................................................................... 67

1.4.5.1.3. Proprietà chimico-fisiche .......................................................... 69

1.4.5.1.4. Emissioni della combustione del biodiesel ............................... 71

1.4.5.2. Bioetanolo .................................................................................... 74

1.4.5.2.1. Colture e processi produttivi .................................................... 75

1.4.5.2.2. Costi di produzione ................................................................... 78

1.4.5.2.3. Proprietà chimico-fisiche .......................................................... 81

1.4.5.2.4. Emissioni della combustione dell’etanolo ................................ 83

1.4.5.3. Digestione aerobica ...................................................................... 85

La digestione anaerobica ........................................................................................ 86 2.

2.1 Processo di digestione anaerobica: descrizione generale .................. 88

2.2 Analisi dettagliata delle fasi del processo di digestione anaerobica ... 91

2.2.1 Idrolisi ed acidificazione ................................................................... 91

2.2.2 Acetogenesi ...................................................................................... 92

2.2.3 Metanogenesi .................................................................................. 92

2.2.4 Condizioni favorevoli per i microrganismi della digestione

anaerobica ...................................................................................................... 94

2.2.4.1 Condizioni ottimali di avvio del processo di digestione anaerobica

96

7

2.3 Parametri chimico-fisici di controllo delle condizioni di processo ...... 97

2.3.1 Il pH e l’alcalinità .............................................................................. 98

2.3.2 Gli acidi grassi volatili (AGV) e il rapporto AGV/alcalinità ............. 101

2.3.3 Concentrazione di ammoniaca ...................................................... 102

2.3.4 Potenziale redox ............................................................................ 102

2.3.5 Produzione e composizione del biogas .......................................... 102

2.3.6 La temperatura .............................................................................. 103

2.4 Parametri per la caratterizzazione della biomassa ........................... 105

2.4.1 Velocità di degradazione del substrato ......................................... 107

2.4.2 Resa e composizione di biogas in funzione del substrato ............. 108

2.4.3 Metabolismo e fasi della degradazione ......................................... 109

2.5 Parametri di gestione del reattore .................................................... 110

2.5.1 Tempo di ritenzione ....................................................................... 110

2.5.2 Carico Organico Volumetrico (OLR) ............................................... 112

2.5.3 Carico organico di biomassa o di solidi volatili nel reattore (CF)... 113

2.5.4 Produzione specifica di gas (SGP) .................................................. 113

2.5.5 Velocità di produzione del biogas (GPR) ........................................ 114

2.5.6 Efficienza di rimozione del substrato ............................................. 114

2.5.7 Tossicità dell’ambiente di reazione ............................................... 115

2.6 Fenomeni di natura chimico fisica del biogas prodotto .................... 116

2.6.1 Cinetiche di reazione ...................................................................... 117

2.6.1.1 Effetto della temperatura sulle cinetiche di reazione................ 120

2.7 Le matrici utilizzabili per la digestione anaerobica ........................... 121

2.7.1 Biomasse agroindustriali ................................................................ 122

2.7.2 Reflui Zootecnici ............................................................................. 125

2.7.3 Fanghi di depurazione .................................................................... 127

2.7.4 Frazione organica da raccolta differenziata – Forsu ...................... 129

8

2.7.5 Frazione organica da selezione meccanica – Fo ............................ 130

2.8 La Codigestione.................................................................................. 133

2.9 Rese di produzione di Biogas ............................................................. 134

2.10 Tecnologie per la digestione anaerobica ....................................... 143

2.10.1 Processi di digestione a fase unica ................................................ 145

2.10.1.1 Digestione ad umido (wet) ......................................................... 145

2.10.1.2 Digestione semi-dry ................................................................... 152

2.10.1.3 Digestione a secco (dry) ............................................................. 155

2.10.2 Processi di digestione a due fasi .................................................... 161

2.10.2.1 Sistemi senza ritenzione della biomassa .................................... 162

2.10.2.2 Sistemi con ritenzione della biomassa ....................................... 164

2.10.3 I processi batch .............................................................................. 169

2.11 I post trattamenti ........................................................................... 169

2.11.1 Depurazione del biogas .................................................................. 170

2.11.2 Disidratazione dei fanghi ............................................................... 173

2.11.3 Stabilizzazione aerobica e raffinazione del fango digerito ............ 174

2.12 Utilizzo del biogas .......................................................................... 174

2.13 Sistemi di accumulo del biogas ...................................................... 179

2.14 Torcia di sicurezza .......................................................................... 179

Pretrattamento della Biomassa ............................................................................ 181 3.

3.1. Pretrattamenti fisici o meccanici ....................................................... 182

3.2. Pretrattamenti Termici ...................................................................... 187

3.3. Pretrattamento della biomassa con ultrasuoni ................................. 193

3.4. Controllo del pH ................................................................................. 204

Pretrattamento della Biomassa con O3 ................................................................ 206 4.

4.1. Formazione dell’ozono in natura ....................................................... 207

4.2. Produzione dell’ozono nel settore industriale .................................. 209

9

4.2.1. Possibili applicazioni industriali ..................................................... 212

4.3. Il pretrattamento della biomassa con ozono .................................... 216

4.3.1. Effetti dell’ozono sulle proprietà dei fanghi .................................. 221

4.3.2. Effetti sull’attività biologica e meccanismi di diffusione ............... 222

4.3.3. Effetti sulla biodegradabilità di fanghi e acque di scarico industriali:

industria del lievito ....................................................................................... 225

4.3.4. Effetti sui materiali legnosi ............................................................ 230

4.4. Confronto fra pretrattamenti di natura termica, meccanica e chimica

233

4.5. Confronto tra ozono e microonde – acque di scarico industria

alimentare .................................................................................................... 233

4.6. Confronto tra ozono, ultrasuoni e alte temperature – fanghi attivi . 239

Laboratorio e risultati sperimentali ...................................................................... 244 5.

5.1. Descrizione dei componenti acquistati ............................................. 244

5.2. Materiali parametri e strumenti di misura ........................................ 251

5.3. Metodologia di preparazione della biomassa alla digestione

anaerobica .................................................................................................... 254

5.3.1. Prova di tenuta ............................................................................... 254

5.3.2. Caratteristiche della biomassa inserita nei reattori ...................... 254

5.3.3. Preparazione della biomassa ......................................................... 255

5.3.3.1. Ozonizzazione biomassa ............................................................. 255

5.3.3.2. La preparazione della ‘ricetta’ .................................................... 257

5.3.3.3. Misura del pH e del potenziale redox ........................................ 260

5.3.3.4. Flussaggio di azoto ..................................................................... 260

5.4. I risultati del primo ciclo sperimentale .............................................. 262

5.5. Il secondo ciclo di digestione ............................................................. 271

5.6. La ripresa delle sperimentazioni ........................................................ 272

Conclusioni e sviluppi ........................................................................................... 276 6.

10

Bibliografia.................................................................................................................... 278

11

Introduzione

E’ ormai da diversi anni che si registra una forte crescita di interesse del

comparto industriale sullo sfruttamento energetico delle biomasse, visti gli

innumerevoli vantaggi ambientali legati al loro utilizzo e al recente

raggiungimento di traguardi economici di competitività con altre fonti

tradizionali.

Lo scopo della presente ricerca è, oltre ad effettuare una dettagliata analisi del

potenziale energetico delle biomasse, individuare e studiare alcune migliorie

nei pretrattamenti di digestione anaerobica che possano aumentare sia la

quantità che la “qualità energetica” della miscela di gas prodotti: tra i vari

pretrattamenti possibili, l’attenzione è stata poi concentrata sull’ozonolisi,

ovvero sull’effetto ossidante di un flusso di ozono sulla struttura molecolare

della biomassa da digerire. Il processo di ozonizzazione è una tecnologia che sta

conoscendo un certo sviluppo nel trattamento delle acque grigie e,

recentemente, anche nel trattamento dei fanghi dei depuratori urbani in

processi di digestione aerobici.

L’obiettivo è quello di valutare l’applicazione dello stesso pretrattamento in un

processo di digestione anaerobica, al posto dei consueti pretrattamenti

impiegati nei moderni impianti di produzione di biogas.

Nel primo capitolo inizialmente sono stati valutati i potenziali energetici dei

diversi tipi di biomasse residuali disponibili sul territorio nazionale per poi

descrivere brevemente le varie tecnologie utilizzate per la conversione

energetica delle biomasse.

Nel secondo capitolo viene approfondito il tema della digestione anaerobica,

vengono descritte nel dettaglio le fasi del processo biologico, si individuano i

parametri funzionali e di controllo e infine viene descritto lo stato dell’arte

della tecnologia applicata agli impianti di digestione.

12

Il terzo capitolo affronta il tema dei possibili pretrattamenti a cui si può

sottoporre le biomasse prima della digestione.

Nel quarto capitolo ci si concentra sullo studio bibliografico degli effetti che

l’ozono ha sull’attività biologica e sul confronto dei risultati ottenuti con i

differenti tipi di pretrattamento sulla digestione aerobica.

Nell’ultimo capitolo si descrive il laboratorio e le attrezzature sperimentali

utilizzate, si illustrano le tecniche di misura utilizzate ed infine si analizzano i

risultati sperimentali ottenuti.

Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico

Pagina 13

Lebiomasseedilloro1.

sfruttamentoenergetico

1.1. Introduzione

Con il termine biomassa si intende qualsiasi sostanza organica residuale

derivante, in forma diretta o indiretta, dalla fotosintesi clorofilliana. Rientra

perciò in questa categoria una grande quantità di residui, vegetali o animali,

destinabili a fini energetici o alla produzione di concimi ed ammendanti

agricoli, come gli scarti delle lavorazioni forestali (ramaglie, potature, etc.) e

agricole, dei mercati, i reflui zootecnici, le piante oleaginose o quelle

zuccherine etc [3].

Tra le risorse disponibili all’uomo fin dall’antichità, la biomassa è ha

certamente svolto un ruolo determinante ai fini energetici e non solo.

Sfruttando il processo di fotosintesi clorofilliana, infatti, i vegetali utilizzano

l’apporto energetico della radiazione solare per convertire l’anidride carbonica

contenuta nell’atmosfera nelle più disparate molecole organiche complesse

quali carboidrati, proteine, vitamine, lipidi, ecc.; l’uomo ha da sempre sfruttato

queste strutture molecolari per ricavarne non solo, come ovvio, del cibo ma

anche materiali ed energia.

L’uso della legna come combustibile, in particolare, ha rappresentato fino

in tempi recenti fa fonte energetica predominante; nei Paesi industrializzati il

suo utilizzo ha subito un rapido declino in seguito al passaggio ad un sistema

energetico basato essenzialmente sui combustibili fossili (carbone ed

idrocarburi) mentre in molti Paesi in via di sviluppo l’uso delle risorse

agroforestali, almeno per fini termici, è ancora preponderante.

La biomassa presenta, a differenza di qualunque combustibile fossile,

l’innegabile vantaggio di essere una risorsa rinnovabile; essa è tuttavia

inesauribile nel tempo solo a condizione che venga impiegata ad un ritmo

inferiore alla sua capacità di rinnovamento biologico, tenendo anche conto di


Pagina 14

alcuni fattori che ne limitano la disponibilità effettiva quali: la superficie ad essa

destinata, le condizioni climatiche ed ambientali, la stagionalità della raccolta,

ecc.

Possono essere utilizzate a fini energetici tutte le biomasse di scarto

provenienti, ad esempio, dai residui agricoli e forestali, i sottoprodotti della

lavorazione del legno, gli scarti delle industrie agroalimentari, i residui degli

allevamenti animali, i fanghi di depurazione, e parte dei rifiuti solidi urbani ma

anche specifiche colture cosiddette ‘energetiche’, in grado di fornire alcune

sostanze facilmente convertibili in biocombustibili e biocarburanti.

Lo sfruttamento energetico della biomassa, quindi, pone subito il

problema della competizione tra usi alternativi che di essa si possono fare. E’

evidente infatti che il valore economico attribuito ai vegetali è più alto quando

essi vengono consumati come alimenti piuttosto che come fonte di energia. E’

importante perciò valutare con attenzione la quantità di biomassa che si può

destinare ad uso energetico senza sottrarre risorse ad usi più nobili come

quello alimentare.

Con riferimento al preoccupante fenomeno noto come ‘effetto serra’ si

dice spesso che le biomasse sono fonti ad emissione zero non perché

effettivamente la loro combustione non produca anidride carbonica (CO2),

bensì perché la quantità di CO2 liberata è pari a quella assorbita durante le fasi

di crescita dei vegetali. E’ tuttavia importante notare che i materiali di origine

organica che sono generalmente abbandonati in grandi quantità si degradano,

in parte informa anaerobica, rilasciando metano (CH4), un gas che dà un

contributo all’effetto serra 21 volte maggiore rispetto all’anidride carbonica.

Se, dunque, si brucia direttamente la biomassa o la si tratta per ottenere

combustibili più pregiati in sostituzione di quelli fossili non solo si evita

l’immissione in atmosfera di un certo quantitativo di anidride carbonica ma si

ottiene un ulteriore beneficio in termini di effetto serra dal mancato rilascio di

metano.


Pagina 15

1.2. Tipologie di biomassa

Le biomasse possono essere distinte in due principali gruppi (fig. 1.1). Il

primo comprende le colture energetiche cioè, quelle particolari specie vegetali

appositamente coltivate direttamente per il loro sfruttamento energetico e

non per scopo alimentare. Fra questi si possono citare la colza, il girasole etc. Il

secondo gruppo comprende, invece, i prodotti residuali derivanti da altre

attività come quelle agroalimentari e industriale, scarti di pulizia giardini e

boschi[6].

Figura 1.1 – Classificazione delle biomasse

Si può affermare che tutte le biomasse possono essere trattate per la

conversione energetica con diverse tecnologie; questo almeno in via teorica. In

pratica infatti solo in alcuni casi si avranno rese sufficienti e costi limitati tali da

rendere il processo globalmente redditizio. Ciascuna biomassa avrà, come

ovvio, una forma di conversione ottimale dal punto di vista tecnico ed

economico; le tecnologie utilizzate verranno analizzate e descritte nel prossimo

paragrafo 1.4.

L’esistenza di diverse modalità per lo sfruttamento energetico delle

biomasse fa si che esse non vengano classificate solo in base alla loro origine


Pagina 16

ma anche in base alle loro caratteristiche chimico-fisiche. I parametri che

indirizzano la scelta verso un tipo di tecnologia piuttosto che un altro sono

essenzialmente due: il rapporto carbonio su azoto (C/N) ed il contenuto di

umidità (U):

a) il rapporto C/N mette in relazione le quantità della biomassa come

combustibile con le capacità come fertilizzante. Il carbonio infatti è

uno degli elementi che meglio si prestano all’ossidazione, la

reazione esotermica alla base di ogni combustione; l’azoto, d’altra

parte, è un elemento noto per le sue fondamentali caratteristiche

fertilizzanti. Un basso valore di C/N in una biomassa può, ad

esempio, voler dire che si presta poco al suo utilizzo come

combustibile (sia in forma diretta sia, dopo opportuni trattamenti,

una volta trasformata in un altro combustibile solido, liquido o

gassoso) e al contempo che può non convenire sottrarlo al terreno

per motivi agronomici. Se utilizziamo la biomassa per la

combustione diretta bisogna tenere in conto anche che si va a

liberare un certo quantitativo di azoto in forma atomica in ambienti

ad alta temperatura con i conseguenti effetti dal punto di vista della

produzione di inquinanti. Unitamente al contenuto di umidità

definisce l’attitudine ad un processo di tipo termochimico (C/N alto)

piuttosto che biochimico (C/N basso);

b) il contenuto di umidità(alla raccolta) fornisce un indice della

quantità di energia che va sottratto alla potenzialità energetica

della biomassa solo per espellere l’acqua facendola evaporare

passaggio di stato endotermico) nel caso la volessimo utilizzare

direttamente come combustibile. L’umidità in eccesso può, inoltre,

creare seri fastidi ad alcune apparecchiature di processo. Il

contenuto di umidità fornisce anche una misura della difficoltà di

conservazione del prodotto tal quale, in assenza di trattamenti, e

dell’attitudine all’idrolisi e alla fermentazione. Nei residui vegetali

tale contenuto può variare dal 10 al 90 % in peso.


Pagina 17

1.3. Potenzialità delle biomasse

Il potenziale energetico delle biomasse è apparentemente enorme. Ogni

anno sulla terra l’attività fotosintetica fornisce una quantità di materia vegetale

secca stimata, in termini di energia equivalente, in 72 miliardi di tonnellate di

petrolio (72 Gtep), ovvero svariate volte gli attuali consumi mondiali di energia

[5].

Si ritiene che, della quantità totale di biomassa prodotta (di cui meno

dell’1% viene utilizzato a fini alimentari), solo il 4÷5% possa essere

ragionevolmente sfruttata per scopi energetici a causa di limitazioni

pedologiche (ad esempio l’inaccessibilità di molte terre): nei prossimi anni ci si

può aspettare un contributo massimo di energia di 3÷4000 Mtep su un totale di

consumi mondiali di circa 12.000 Mtep (http://www.iea.org/stats/index.asp).

La caratteristica di essere un prodotto totalmente naturale e facilmente

ottenibile in tempi ristretti, se da un lato ne ha permesso l’impiego anche nelle

zone più remote del globo, sotto forma di legna da ardere e concimi agricoli,

dall’altro ha reso difficoltosa la redazione di una stima accurata del suo uso. I

dati più precisi, infatti, riportano solamente la cosiddetta frazione

“commerciale” della risorsa, cioè quella che comporta una transazione

economica rintracciabile, mentre non si tiene conto della quantità, nel

complesso consistente, utilizzata nelle realtà minori per scopi domestici. Per

questo motivo ai dati disponibili viene generalmente aggiunta una percentuale,

correttiva intorno al 15%, che comprenda anche le fonti non censibili. Rispetto

alla media europea l’Italia manifesta una scarsa propensione all’utilizzo di

questa risorsa: l’incidenza delle biomasse nel nostro Paese è pari a circa il 4%,

nonostante si disponga di un patrimonio boschivo invidiabile e di enormi

potenzialità.

Nei successivi sottoparagrafi verranno illustrati una serie di possibili limiti

allo sfruttamento completo delle biomasse prima di passare a calcolare il

potenziale energetico di alcuni tipi di sottoprodotti specifici.


Pagina 18

1.3.1. Barriere alla diffusione dello sfruttamento

energetico delle biomasse

Secondo uno studio effettuato dall’ANPA (Agenzia Nazionale per la

Protezione dell’Ambiente oggi APAT Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e

per i Servizi Tecnici), le cause della mancata diffusione dell’utilizzo energetico

delle biomasse, nel contesto economico italiano, è riconducibile ad una

complessa serie di fattori e barriere, che ne rallentano tuttora lo sviluppo. In

particolare, sono state evidenziate:

• barriere di natura tecnologica: malgrado la maggior parte delle

tecnologie siano state ampiamente sviluppate, alcune di queste

rimangono a livello pre-commerciale. In assenza di un vero mercato,

non si è ancora assistito allo scaling up delle principali tecnologie.

Inoltre, le applicazioni disponibili non sono sufficientemente

conosciute.

• barriere di natura economica: il limite principale all’utilizzo energetico

delle biomasse è il prezzo di mercato dei combustibili fossili che,

nonostante continui a crescere, attualmente rende poco competitiva

qualsiasi altra fonte di energia. In realtà questa mancanza di

competitività è legata anche all’attuale sistema dei prezzi, che non tiene

conto delle esternalità e dei costi sociali connessi allo sfruttamento

delle risorse fossili (danni alla salute pubblica, degrado dei monumenti,

cambiamento climatico, fuoriuscite di greggio, etc.). Inoltre, i costi

iniziali di investimento per impianti a biomasse sono, in genere,

piuttosto elevati. Tali tecnologie, infatti, data il loro carattere innovativo

e l’attuale limitata diffusione, non sono ancora in grado di beneficiare di

economie di scala. Va tuttavia sottolineato che il maggior costo di

produzione delle bioenergie è spesso legato anche ad un maggior

numero di posti di lavoro creati a parità di investimento. Nel caso della

biomassa, ad esempio, il costo della manodopera è estremamente

rilevante (per la coltivazione, la raccolta, lo stoccaggio, il trasporto,

etc.).


Pagina 19

• barriere di natura istituzionale e politica: la diffusione e l’utilizzo delle

biomasse ha sofferto della mancanza di informazione e consapevolezza

sull’argomento, sia a livello di classe politica, sia a livello di opinione

pubblica. L’assenza di un chiaro messaggio da parte delle Istituzioni

sull’importanza da attribuire al settore bioenergetico nel quadro della

politica energetica nazionale, in termini di obiettivi, strategie e misure

attuative, costituisce un altro importante freno allo sviluppo della

produzione di energia da biomasse in Italia [7].

Ai precedenti aspetti vanno aggiunti ostacoli di carattere organizzativo

della filiera delle biomasse legati alla difficoltà di mettere in piedi consorzi o

associazioni di impresa tra produttori agricoli, industriali e imprese di servizi

per la fornitura e prima lavorazione delle biomasse, la gestione e la

manutenzione degli impianti, la distribuzione dell’energia, etc.

Altro aspetto fondamentale è legato all’accettabilità sociale: il consenso

sociale manca, fondamentalmente per l’insufficienza delle strategie

d’informazione sia a livello nazionale, sia locale.

1.3.2. Potenziali energetici dei sottoprodotti delle

biomasse

Lo sfruttamento non energetico delle biomasse da origine ad una serie di

scarti di lavorazione, detti sottoprodotti, utilizzabili per fini energetici.

L’insieme di tali sottoprodotti è caratterizzato da un elevato

contenutoenergetico il cui calcolo, in prima approssimazione, è stato riportato

di seguito. In questa fase volutamente non sono stati presi in considerazione i

rifiuti solidi urbani.

Per prima cosa le biomasse disponibili sono state suddivise in quattro

gruppi principali:

� Biomasse forestali;


Pagina 20

� Biomasse agro-alimentari;

� Biomasse agricole;

� Residui zootecnici.

Per ognuno dei gruppi suddetti possono essere calcolati i quantitativi di

sottoprodotti associati alla loro produzione e, di questi ultimi, si può calcolare

il potenziale energetico [8].

I dati ed i risultati riportati non pretendono, ovviamente, di indagare il

potenziale energetico della totalità di tipi di biomasse quanto piuttosto di

evidenziare le grandi possibilità di sfruttamento di alcuni sottoprodotti e

meglio individuare il potenziale complessivo.

1.3.2.1. Biomasse forestali

I dati presi in considerazione per il calcolo del potenziale energetico dei

sottoprodotti delle biomasse forestali sono dati ISTAT dell’ultimo censimento

dell’agricoltura [9]. Si è considerata la disponibilità di legna per combustibili e il

potenziale energetico ad esso associato, mentre per il calcolo degli scarti

forestali oltre alla legna per combustibile si è considerato anche il legname da

lavoro, ed in entrambi i casi sono stati valutati gli scarti prodotti e i potenziali

ad essi associati.


Pagina 21

Utilizzazioni legnose totali per assortimento e Regione

REGIONI Legname da lavoro Legna per

combustibili

Tondame

grezzo(1)

Legname

per pasta

e pannelli

Altri

assorti-

menti

(2)

Totale TOTALE

Piemonte 100.442 46.311 43.191 189.944 183.432 373.376

Valle

d'Aosta 3.603 81 1.285 4.969 12.630 17.599

Lombardia 629.799 247.865 30.481 908.145 503.627 1.411.772

Trentino-

Alto Adige 370.893 11.071 188.921 570.885 320.472 891.357

Bolzano- 191.875 10.518 128.954 331.347 166.485 497.832

Trento 179.018 553 59.967 239.538 153.987 393.525

Veneto 131.588 9.273 4.528 145.389 226.203 371.592

Friuli-

Venezia G. 71.566 14.881 3.813 90.260 89.631 179.891

Liguria 12.756 5.564 18.839 37.159 46.860 84.019

Emilia-

Romagna 94.929 52.386 4.137 151.452 335.374 486.826

Toscana 43.896 46.853 122.402 213.151 962.968 1.176.119

Umbria 26.885 2.931 10.560 40.376 329.457 369.833

Marche 4.303 1.215 107 5.625 175.023 180.648

Lazio 21.654 2.054 60.965 84.673 797.905 882.578

Abruzzo 9.758 1.230 2.380 13.368 148.423 161.791

Molise 4.502 220 3.350 8.072 143.798 151.870

Campania 46.285 18.782 108.893 173.960 395.296 569.256


Pagina 22

Puglia 3.334 1.780 - 5.114 80.142 85.256

Basilicata 343 250 2.689 3.282 31.455 34.737

Calabria 107.152 123.172 160.882 391.206 203.894 595.100

Sicilia 2.270 410 23.300 25.980 37.148 63.128

Sardegna 1.674 2.706 6.406 10.786 127.024 137.810

Italia 1.687.632 589.035 797.129 3.073.796 5.150.762 8.224.558

(1) da sega, trancia, compensati, per travame asciato e traverse ferroviarie

(2) inclusa paleria grossa e minuta

Tabella 1 - Produzione di legname in Italia [9]

Assumendo la densità media del legno pari a 0,75 t/m3 e ipotizzando un

coefficiente di riempimento pari a 0,80 si ottengono i valori seguenti.

Legname da

lavoro (t/anno)

Legna per combustibile

(t/anno)

Totale

(m3/anno)

Italia 1.844.277 309.0457 4.934.734

Si assume che la biomassa disponibile come sottoprodotti forestali è pari

al 20% del totale (legname da lavoro e legna per combustibile), prodotto

nell’arco di un anno.

Sottoprodotti forestali (t/anno)

Italia 986.946

Il potere energetico (energia estraibile dall’unità di massa) dei

sottoprodotti forestali, ipotizzando un valore di umidità del 15%, è pari a 0,35

tep/t. Noto il potere energetico e la quantità di sottoprodotti disponibili, è

immediato calcolare il potenziale energetico dei residui forestali.


Pagina 23

Potenziale energetico dei sottoprodotti forestali (tep/anno)

Italia 345.431

Per tener conto dei costi energetici necessari per la raccolta, trattamento

e trasporto, si moltiplicano i potenziali energetici ottenuti per un fattore

correttivo pari a 0,94 [8].

Potenziale energetico dei sottoprodotti forestali al netto dei costi

energetici di raccolta, trattamenti e trasporto (tep/anno)

Italia 324.705

Alla legna per combustibile (esclusi i sottoprodotti) può essere associato

un potere energetico pari a 0,35 tep/t, e procedendo in modo analogo al caso

precedente, si può calcolare il potenziale energetico ad essa associato.

Legna per combustibile

(t/anno)

Potenziale energetico della legna per

combustibile (tep/anno)

Italia 5.150.762 1.802.766

Come in precedenza, per tener conto dei costi energetici necessari per la

raccolta, trattamento e trasporto, si moltiplicano i potenziali energetici ottenuti

per un fattore correttivo pari a 0,94 [8].

Potenziale energetico della legna per combustibile al netto dei costi

energetici di raccolta, trattamenti e trasporto (tep/anno)

Italia 1.694.600


Pagina 24

1.3.2.2. Biomasse agro-alimentari

Sono state analizzati due tipi di biomasse gro-alimentari: le vinacce e la

sansa. Nel farlo sono stati utilizzati dati ISTAT [9]. anche in questo caso la

disponibilità del residuo è stata calcolata partendo dalla quantità di materia

prima disponibile (uva, olive).

Uva (t/anno) Olive (t/anno)

Italia 7.483.786 2.879.146

Vinacce:

Le vinacce prodotte possono essere assunte pari allo 13% della materia

prima considerata (uva). Una parte del sottoprodotto non può essere utilizzata

per lo sfruttamento energetico; infatti, il 20% delle vinacce prodotte vengono

inviate in discarica per problemi legati al ciclo di produzione, ed un altro 20%

viene utilizzato per recuperare dei componenti più nobili. Perciò, le vinacce

disponibili per fini energetici sono pari al 60% delle vinacce esauste prodotte.

Vinacce (t/anno)

Italia 972.892

Vinacce utilizzabili per fini energetici (t/anno)

Italia 583.753

Assunto il potere calorifico delle vinacce utilizzabili per fini energetici pari

a 0,35 tep/t, si è calcolato il potenziale energetico delle vinacce esauste.

Potenziale energetico delle vinacce

utilizzabili per fini energetici (tep/anno)

Italia 204.307


Pagina 25


e trasporto si moltiplicano i potenziali energetici ottenuti per un fattore

correttivo pari, in questo caso, a 0,98.

Potenziale energetico delle vinacce utilizzabili per fini energetici al netto

dei costi energetici di raccolta, trattamenti e trasporto (tep/anno)

Italia 200.221

Sansa:

La sansa prodotta può essere assunta pari al 33% della materia prima

considerata (olive). Una parte del sottoprodotto non può essere utilizzata per

lo sfruttamento energetico; infatti, il 50% della sansa prodotta è utilizzata per

scopi energetici negli stessi oleifici. Perciò la sansa disponibile per fini

energetici è pari a non più del 50% della sansa esausta prodotta.

Sansa esausta(t/anno)

Italia 950.118

Sansautilizzabile per fini energetici (t/anno)

Italia 475.059

Il potere calorifico della sansa utilizzabile per fini energetici si assume pari

a 0,39 tep/t, e al solito, si calcola il potenzia le energetico associato alla sansa

esausta disponibile per fini energetici.

Potenziale energetico della sansa

utilizzabile per fini energetici (tep/anno)

Italia 185.273

Per tener conto dei costi energetici necessari per la raccolta, trattamentii


correttivo pari a 0,98.


Pagina 26

Potenziale energetico della sansa utilizzabile per fini energetici al netto

dei costi energetici di raccolta, trattamenti e trasporto (tep/anno)

Italia 181.587

1.3.2.3. Biomasse agricole

Il V censimento generale dell’agricoltura dell’ISTAT suddivide le biomasse

agricole in due sottogruppi:

� Erbacee

� Arboree

Erbacee:

Superficie Produzione Produzione Produzione

Totale per ha Totale Raccolta

(ha) (q/anno) (q/anno) (q/anno)

Cereali 3.924.612 43,4 170.277.153 167.483.085

Frumento (complessivo) 2.266.758 28,1 63.597.359 62.433.884

Frumento tenero 577.114 43,8 25.253.376 25.164.751

Frumento duro 1.689.644 22,7 38.343.983 37.269.133

Segale 2.934 26,1 76.699 76.118

Orzo 309.306 33,5 10.368.583 10.257.856

Avena 148.451 21,1 3.126.680 3.080.947


Pagina 27

Mais 1.159.366 78,7 91.249.214 89.781.810

Sorgo 30.543 51,9 1.586.564 1.582.060

Altri cereali 7.254 37,5 272.054 270.410

Legumi secchi 70.330 16,7 1.171.294 1.089.360

Fava da granella 44.098 15,2 671.852 595.904

Fagiolo 9.008 14,0 125.706 124.678

Pisello in complesso 9.770 30,6 298.572 296.243

Pisello proteico 7.208 33,2 239.511 237.660

Pisello dagrana 2.562 23,1 59.061 58.583

Ceci 5.694 11,0 62.705 60.339

Lenticchia 1.760 7,1 12.459 12.196

Piante da tubero 74.537 224,1 16.701.618 16.245.836

Patata in complesso 73.172 225,2 16.477.848 16.039.403

Patata primaticcia 19.806 207,2 4.104.581 3.943.667

Patata comune 53.366 231,9 12.373.267 12.095.736

Batata o patata

dolce 1.365 163,9 223.770 206.433

Ortaggi in piena aria 446.857 276,6 123.613.912 119.815.892

Legumi freschi 44.217 68,5 3.029.304 2.936.169

Fava fresca 9.727 59,2 575.950 548.685

Fagiuolo efagiolino 23.041 79,4 1.829.106 1.778.416

Pisello 11.449 54,5 624.248 609.068

Radici e bulbi 31.001 322,9 10.010.733 9.836.056

Aglio e scalogno 3.064 83,9 257.112 253.344

Barbabietola daorto 401 184,8 74.085 73.053

Carota epastinaca 12.776 453,5 5.794.088 5.694.032


Pagina 28

Cipolla 13.334 269,6 3.594.715 3.549.200

Porro 652 253,7 165.406 160.346

Ravanello 774 161,9 125.327 106.081

Fusti foglie e

infiorescenze 170.901 165,5 28.285.410 27.274.027

Asparago 5.187 55,8 289.314 283.517

Broccoletto dirapa 10.891 163,1 1.775.883 1.750.584

Carciofo 49.898 84,1 4.198.231 3.916.799

Cavoli 13.312 215,3 2.865.766 2.812.462

Cavolo

cappuccio 4.721 231,0 1.090.347 1.069.313

Cavolo verza 5.711 224,9 1.284.456 1.258.095

Cavolo di Bruxelles 434 167,9 72.875 71.737

Altre varietà dicavoli 2.446 170,9 418.088 413.317

Cavolfiore e cavolo

broccolo 24.053 216,8 5.215.189 5.037.046

Finocchio 22.863 249,1 5.694.459 5.342.660

Insalata 43.723 185,0 8.087.895 7.986.584

Indivia (riccia e scarola) 10.965 201,3 2.207.442 2.177.483

Lattuga 18.333 205,1 3.760.911 3.700.907

Radicchio ocicoria 14.425 146,9 2.119.542 2.108.194

Prezzemolo 974 162,9 158.673 144.375

Frutti 200.738 409,9 82.288.465 79.769.640

Cetriolo damensa 1.375 220,4 302.999 291.119

Cetriolo dasottaceti 338 142,5 48.175 47.982

Cocomero 13.577 362,5 4.922.264 4.617.078


Pagina 29

Fragola 3.089 191,5 591.634 570.792

Melanzana 11.043 262,3 2.897.061 2.806.032

Peperone 11.520 220,3 2.537.615 2.447.075

Pomodoro 22.755 345,3 7.856.307 7.651.009

Pomodoro daindustria 99.904 550,6 55.004.294 53.470.103

Popone o melone 23.708 209,1 4.956.369 4.804.324

Zucchina 13.429 236,2 3.171.747 3.064.126

Coltivazioni industriali 308.316 22,2 6.849.496 6.752.075

Semi oleosi 307.377 22,2 6.816.345 6.718.924

Colza 4.185 17,1 71.739 69.192

Girasole 150.791 16,2 2.448.613 2.388.124

Ravizzone 8 18,8 150 130

Soia 152.223 28,1 4.277.993 4.244.521

Sesamo 170 105,0 17.850 16.957

Piante tessili 939 35,3 33.151 33.151

Canapa 873 34,7 30.336 30.336

Lino 66 42,7 2.815 2.815

Tabella 2- Coltivazioni erbacee in Italia [9]

Riassumendo in un unico dato la produzione italiana di biomasse di

origine erbacea:

Coltivazioni erbacee(t/anno)

Italia 31.138.624

La biomassa disponibile come sottoprodotti erbacei può essere assunta

pari al 64% delle erbacee prodotte [8].


Pagina 30

Sottoprodotti da erbacee (t/anno)

Italia 19.928.719

Per il calcolo del potenziale energetico si assume, per le erbacee

utilizzabili per fini energetici, un potere calorifico pari a 0,35 tep/t.

Potenziale energetico dei sottoprodotti da

erbacee utilizzabili per fini energetici

(tep/anno)

Italia 6.975.051



correttivo pari a 0,98


erbacee al netto dei costi energetici di raccolta,

trattamento e trasporto (tep/anno)

Italia 6.835.550

Arboree:

Anche per le biomasse agroalimentari arboree si è fatto riferimento al

consueto censimento ISTAT.

Superficie Superficie Produzione Produzione Produzione

Totale in

produz.

per ha Totale Raccolta

(ha) (ha) (q) (q) (q)


Pagina 31

Frutta fresca 454.475 428.012 120,8 51.684.335 50.779.095

Melo 60.856 56.416 347,9 19.625.075 19.449.502

Pero 44.798 40.527 206,4 8.366.648 8.216.753

Anocciuolo 159.154 146.126 119,4 17.443.940 17.024.973

Albicocca 17.222 15.633 71,3 1.115.026 1.085.388

Ciliegio 30.229 28.425 39,8 1.131.637 1.095.180

Pesco 64.647 60.391 153,5 9.269.473 9.034.916

Nettarina 32.850 28.930 159,9 4.625.333 4.538.602

Susino 14.206 12.747 102,2 1.302.471 1.270.887

In guscio 155.434 153.268 12,2 1.867.027 1.782.098

Nocciole 69.292 68.123 13,2 897.131 868.283

Mandorle 86.142 85.145 11,4 969.896 913.815

Altrafrutta

legnosa

3.071 2.944 171,9 505.971 474.772

Cotogno 69 69 81,3 5.610 5.147

Loto 2.969 2.842 175,3 498.236 467.520

Melograno 33 33 64,4 2.125 2.105

Altrafrutta 31.162 28.731 134,9 3.875.674 3.830.997

Actinidiao kiwi 22.323 19.942 184,5 3.680.011 3.644.611

Carrubo 8.839 8.789 22,3 195.663 186.386

Agrumi 175.430 172.352 183,2 31.569.732 30.731.778

Arancio 108.177 106.575 189,7 20.216.854 19.620.024

Mandarino 10.806 10.690 148,2 1.584.356 1.565.335

Clementina 23.455 22.241 188,8 4.198.229 4.058.336

Limone 32.992 32.846 169,6 5.570.293 5.488.083

Vite 868.265 836.114 92,8 77.612.813 74.837.863


Pagina 32

Uva da tavola 73.418 72.151 187,9 13.557.372 13.274.241

Uva davino 794.847 763.963 83,8 64.055.441 61.563.622

Ulivo 1.166.583 1.139.733 26,1 29.761.629 28.791.461

Tabella 3-Produzione da coltivazioni arboree [9]

Coltivazioni arboree(t/anno)

Italia 18.514.019

La biomassa disponibile come sottoprodotti erbacei può essere assunta

pari al 64% delle erbacee prodotte [8].

Sottoprodotti arborei (t/anno)

Italia 7.405.607

Il potere energetico dei sottoprodotti legnosi utilizzabiliper fini energetici

è stato calcolato assumendo un potere calorifico pari a 0,35 tep/t.


erbacee utilizzabili per fini energetici

(tep/anno)

Italia 2.591.962



correttivo pari a 0,98.


erbacee al netto dei costi energetici di raccolta,

trattamento e trasporto (tep/anno)

Italia 2.540.123


Pagina 33

1.3.2.4. Residui zootecnici

Per calcolare il potenziale energetico dei residui zootecnici si è fatto

riferimento ai dati contenuti nel consueto censimento ISTAT. Sono state

considerate le seguenti specie animali: bufalini, bovini, suini, ovini, caprini ed

avicoli.

Regioni /

Province

autonome

CAPI DI BESTIAME (valori assoluti):

Bovini Bufalini Suini Ovini Caprini Avicoli

Piemonte 818.538 598 924.162 88.162 46.176 13.966.635

Valle d'Aosta 38.888 - 1.072 2.216 3.399 14.515

Lombardia 1.604.620 4.393 3.809.192 91.223 50.627 27.285.623

Trentino-Alto

Adige

189.343 24 22.158 60.381 21.177 1.362.251

Bolzano 144.196 22 15.804 39.739 15.714 250.863

Trento 45.147 2 6.354 20.642 5.463 1.111.388

Veneto 931.337 1.364 701.685 30.910 12.647 47.983.231

Friuli-Venezia

Giulia

100.766 569 191.663 6.270 6.128 8.638.393

Liguria 16.468 20 1.477 17.717 7.672 277.338

Emilia-Romagna 621.399 1.179 1.552.437 78.673 10.483 29.036.967

Toscana 103.008 521 171.641 554.679 17.158 3.484.039

Umbria 62.994 126 250.492 149.814 6.302 8.170.282

Marche 78.329 493 147.750 162.774 6.929 7.693.313

Lazio 239.457 33.518 89.206 636.499 38.849 3.322.691

Abruzzo 82.862 58 115.120 281.613 15.403 3.601.858


Pagina 34

Molise 56.594 489 47.447 113.160 10.322 4.034.421

Campania 212.267 130.732 141.772 227.232 49.455 5.765.546

Puglia 152.723 5.604 27.145 217.963 52.135 1.981.935

Basilicata 77.711 547 82.906 335.757 97.545 496.363

Calabria 101.976 169 101.095 236.962 139.358 1.410.145

Sicilia 307.876 563 41.649 708.182 122.150 1.678.455

Sardegna 249.350 984 193.947 2.808.713 209.487 1.139.323

Totale 6.046.506 181.951 8.614.016 6.808.900 923.402 171.343.324

Tabella 4 - Produzione zootecnica italiana

Per ciascuna specie presa in esame, la produzione di letame è stata

valutata sulla base di dati forniti in letteratura e riportati nella tabella seguente:

Specie Quantità Deiezioni

[kg/100 kg p.v. giorno]

Bufalini 7,93

Bovini 7,93

Suini 5,75

Ovi-caprini 4,0

Avicoli 6,2

Tabella 5 -Deiezioni animali

L'unità di misura delle deiezioni (D) è il kg/(100kg p.v. giorno) ovvero le

deiezioni giornaliere sono espresse in kg e normalizzate ai 100 kg di peso vivo

(p.v.) dell'animale. Alla luce dei dati precedenti, tenuto presente il peso medio

dei capi di ciascuna specie, si può ipotizzare la seguente produzione media

annua di letame:


Pagina 35

Specie Produzione media di letame per capo (q/anno)

Bufalini 130

Bovini 130

Caprini 25,8

Ovini 7,7

Suini 7,7

Avicoli 0,5

Tabella 6 -Produzione di deiezioni annue per tipologia di animale

Considerando il numero ed il tipo di animali allevati in Italia si arriva infine

alla seguente tabella che riassume le quantità di deiezioni prodotte.

Specie n° capi Produzione

totale (q/anno)

Bufalini 181.951 23.653.630

Bovini 6.046.506 786.045.780

Caprini 923.402 23.823.772

Ovini 6.808.900 52.428.530

Suini 8.614.016 66.327.923

Avicoli 171.343.324 85.671.662

Totale 193.918.099 10.37.951.297

Tabella 7- Poduzione annua di deiezioni animali

I residui zootecnici sono facilmente utilizzabili per la produzione di biogas

mediante il processo di digestione anaerobica. Assunta la produzione media di

biogas pari a circa 10 Nm3/q si ottengono 146.093.180 m3/anno [24].

Il potere calorifico del biogas si assume pari a 0,0005 tep/m3 (circa 23.000

kJ/m3) e, al solito, si calcola il potenziale energetico associato ai residui

zootecnici disponibile per fini energetici.


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Potenziale dei reflui zootecnici utilizzabili per fini

energetici (tep/anno)

Italia 2.540.123

1.3.3. Potenziali energetici dei sottoprodotti delle

biomasse

Di seguito è riportata una tabella sinottica dei potenziali energetici al

netto dei costi energetici di raccolta, trattamento e trasporto (tep/anno)

precedentemente calcolati.

Tipo di biomassa Producibilità (tep/anno)

Biomasse forestali

sottoprodotti forestali

324.705

legname da energia

1.694.600

Biomasse agroalimentari

vinacce 200.221

sansa 181.567

Biomasse agricole

erbacee 6.835.550

arboree 2.540.123

Reflui zootecnici 5.189.756

Totale 16.966.522

Tabella 8- Potenziale energetico delle biomasse in Italia

Come si può vedere dalla tabella il potenziale energetico in Italia delle

sole biomasse prese in considerazione ammonta a circa 17 Mtep all’anno.


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1.4. Processi e tecnologie per lo sfruttamento

energetico delle biomasse

Attualmente, sono disponibili un gran numero di tecniche per la

produzione energetica da biomassa. In funzione delle caratteristiche base di

quest’ultima si possono quindi individuare due grandi categorie di processo:

� I processi di conversione termochimica, basati sull’azione del calore

per attivare reazioni chimiche (che, poi, a loro volta, sostentano il

processo essendo per lo più esotermiche) capaci di trasformare la

materia organica in sostanze combustibili più facilmente utilizzabili o

di rendere direttamente disponibile all’uso l’energia termica.

� I processi di conversione biochimica, nei quali le reazioni chimiche

sono attivate e procedono grazie all’azione di enzimi, funghi o

microorganismi (batteri) in ambiente umido. In questo tipo di processi

la degradazione la degradazione del materiale è piuttosto lenta e solo

parziale; il residuo del processo (o effluente) può quindi prestarsi ad

ulteriori utilizzazioni (fertilizzanti, alimentazione zootecnica, ecc.).

In particolare si va notato che l’attitudine della biomassa alla combustione

diretta può essere valutata attraverso il potere calorifico inferiore (PCI) che a

sua volta è funzione del grado di umidità e del rapporto C/N. Per tale motivo le

biomasse con elevato contenuto di umidità (>30%) e basso rapporto

carbonio/azoto (<30) non sono adatte all’uso diretto in processi termochimici

come la combustione diretta e sono in genere sfruttati per in quelli biochimici

per la produzione di alcoli o metano.

1.4.1. Processi termochimici

I processi di conversione termochimica sono basati sull'azione del calore

che permette le reazioni chimiche necessarie a trasformare la materia in

energia e sono utilizzabili per i prodotti ed i residui cellulosici e legnosi in cui il

rapporto C/N abbia valori superiori a 30 ed il contenuto di umidità non superi il

30%.

Le biomasse più adatte a subire processi di conversione termochimica tal

quale sono:


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- la legna e tutti i suoi derivati (segatura, trucioli, ecc.);

- sottoprodotti colturali di tipo ligno-cellulosico (paglia di cereali,

residui di potatura della vite e dei fruttiferi, ecc.);

- scarti di lavorazione (lolla, pula, gusci, noccioli, etc.).

I principali processi termochimici possono essere:

• combustione diretta;

• carbonizzazione;

• pirolisi;

• gassificazione;

• steam explosion.

1.4.1.1. Combustione diretta

È il più semplice dei processi termochimici e consiste nell’ossidazione

completa del combustibile in H2O e CO2 con sviluppo di calore (reazione

esotermica).La combustione è generalmente attuata in apparecchiature (forni)

in cui avviene anche lo scambio di calore tra i gas di combustione ed i fluidi di

processo (acqua, olio diatermico, etc.).

La combustione delle biomassa avviene in quattro distinte fasi:

- riscaldamento ed essiccazione (fino a 200°C);

- pirolisi (225°C÷500°C): conduce alla formazione di gas, composti

catramosi e carbonio allo stato quasi puro;

- fase gassosa (500°C÷750°C): brucia i gas precedentemente formatisi;

- reazione di ossidazione del carbonio.

La combustione di prodotti e residui agricoli si attua con buoni

rendimenti, se si utilizzano come combustibili sostanze ricche di glucidi

strutturati (cellulosa e lignina) e con contenuti di acqua inferiori al 35%.

I prodotti utilizzabili a tale scopo sono i seguenti:

- legname in tutte le sue forme (cippato, pellet);

- paglie di cereali;

- residui di raccolta di legumi secchi;

- residui di piante oleaginose (ricino, catramo, etc.);

- residui di piante da fibra tessile (cotone, canapa, etc.);


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- residui legnosi di potatura di piante da frutto e di piante

forestali;

- residui dell’industria agro-alimentare.

Altra possibilità è quella correlata alle “colture dedicate”: quest’ultime

sono costituite in genere da legname che viene raccolto in cicli di 5 – 10 anni e

sottoposto ad una processo di essiccazione naturale o artificiale. Questo è

composto da cellulosa (40 – 50% in peso, potere calorifico 4200 kcal/kg), da

emicellulosa (10 – 20% in peso, potere calorifico 4200 kcal/kg) e da lignina per

il restante 30 – 40% in peso, avente un potere calorifico pari a 3700-4000

kcal/kg. Si può rappresentare l’intera reazione di combustione della biomassa

tramite la combustione della cellulosa, che è una macromolecola composta da

un numero n di molecole semplici :

(C6H10O5) n + 6 n O2 → 6 n CO2 + 5 n H2O + 4200 kcal/kg.

Un parametro di notevole importanza è la granulometria della biomassa,

che deve essere molto ridotta al fine di ottenere un rapporto

superficie/volume quanto più elevato ed ottenere così una buone stabilità della

combustione.

Il calore generato dalla combustione delle biomasse viene generalmente

sfruttato in impianti cogenerativi, ossia impianti che prevedono la

contemporanea produzione di energia elettrica ed energia termica. Ciò può

avvenire in due diverse tipologie d’impianto : l’impianto termoelettrico

tradizionale e l’impianto ibrido gas-vapore.

1.4.1.2. Carbonizzazione

La carbonizzazione è un processo di pretrattamento del materiale

vegetale che consiste nell’alterazione termochimica della biomassa, mirato a

conferirle migliori caratteristiche attraverso la trasformazione delle molecole

strutturate dei prodotti legnosi e cellulosici in carbone (carbone di legna o

carbone vegetale), mediante somministrazione di calore in presenza di poco

ossigeno e la conseguente eliminazione dell’acqua e delle sostanze volatili non

combustibili dalla materia vegetale. La carbonizzazione è la causa delle

alterazioni che portano alla formazione di combustibili solidi naturali, che si


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distinguono (in ordine crescente di alterazione subita, cioè di contenuto in

carbonio) in:

• Torba:Contiene molta acqua (70 – 90 %) e ha un alto contenuto di

ceneri. Viene usata soprattutto in agricoltura, per arricchire il suolo con

sostanze ricche di humus. Ottenerla artificialmente non è conveniente

perché si consumano più di 4850 kcal/kg per produrre torba secca,

ottenendo un prodotto con potere calorifero non superiore a 5000

kcal/kg. È poco usata come combustibile, se non in loco; il principale

utilizzo è come fertilizzante.

• Lignite: ha un potere calorifico pari a 5.600 kcal/kg, considerando la

sostanza senza ceneri. Il tenore di umidità è quello che si stabilisce ad

una temperatura di 30 °C per un'umidità relativa dell'aria di 96 °C. E’

stata ampiamente utilizzato in tutta Italia fino agli anni cinquanta e

sessanta, soprattutto per la produzione dell'energia elettrica necessaria

alla nascente industria italiana. Si classifica in base al tenore di umidità

e al contenuto in ceneri.

• Litantrace:Ha un contenuto di carbonio tra il 75% e il 90% e un potere

calorifico di 7000-8500 kcal/kg. È il carbone più diffuso in natura e il più

utilizzato a livello industriale e per la produzione di energia elettrica. Da

esso si ottiene anche un carbone artificiale compatto e resistente

impiegato negli altiforni. Duro e compatto, presenta in genere una

percentuale molto bassa di umidità dell'ordine del 2- 3 % con un tenore

di ceneri abbastanza piccolo, che di solito e sul 3-7% e solo raramente

raggiunge valori più elevati. Le litantracee sono classificate, secondo

Gruner, in cinque grandi categorie in base a due proprietà

fondamentali: il tenore di sostanze volatili e il potere cokificante.

• Antracite: contiene una percentuale di carbonio pari al 90% ed ha un

potere calorifico di 8500 kcal/kg, è il carbone di qualità superiore, usato

principalmente per il riscaldamento domestico. Contiene un'alta

percentuale di carbonio fissato e una bassa percentuale di materia


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volatile, l'umidità contenuta al momento dell’estrazione è in genere

inferiore al 15%.

Se la carbonizzazione risulta molto spinta, si avrà un’eliminazione

completa delle sostanze aggiuntive, con la formazione di grafite che è carbonio

allo stato puro (ma non trova alcun impiego come combustibile). La

trasformazione del legno in carbone si ottiene portando la legna dapprima a

165 °C in assenza d’aria con conseguente emissione di vapore acqueo, anidride

carbonica e calore; poi a 250°C con processi di trasformazione che coinvolgono

la cellulosa e la lignina. Il processo di trasformazione nel suo complesso è

accompagnato anche dall’emissione di gas, tra cui il metano, oltre ad essere

presente una produzione di acido acetico, catrame e acetone.

1.4.1.3. Pirolisi

La pirolisi si ottiene tramite l’applicazione di calore a temperature

comprese tra i 400°C e gli 800°C in condizioni di totale assenza di ossigeno (o

comunque in situazioni con una sua concentrazione molto bassa). Il materiale

subisce la scissione dei legami chimici originari con formazione di molecole più

semplici: in genere i prodotti di reazione consistono in gas ad alto potere

calorifico (per via della presenza di composti organici ossigenati allo stato di

vapore), liquidi (Bio-oil), solidi (‘char’, un agglomerato complesso di carbonio,

ceneri, composti sulfurei e idrocarburi volatili) in una proporzione che è

funzione del diverso metodo di reazione nonché dai parametri di reazione. In

particolare la pirolisi è compresa tra i 300°C e i 500°C e conta tra i prodotti il

Char, Bio-oil e gas avente potere calorifico poco maggiore di 15 MJ/Nm3; la

Pirolisi veloce si ha a circa 500°C ed ha come prodotti il Bio-oil e il gas, con

potere calorifico di circa 17 MJ/Nm3; la pirolisi/gassificazione si svolge

anch’essa a 500°C ma ha come prodotto il solo gas, avente potere calorifico di

circa 18 MJ/Nm3. Nello specifico, la pirolisi implica una serie di

reazioniradicaliche a catena.

L’ampia casistica dei processi di pirolisi può essere suddivisa in tre diverse

classi:

• Omolisi, il calore provoca una scissione omolitica con formazione di

due radicali:


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CH3-CH2-CH2-CH2-CH3 → CH3-CH2-CH2· + CH3-CH2

• Propagazione: un radicale estrae un idrogeno da una molecola di

pentano non scissa producendo un nuovo radicale:

CH3CH2 + CH3-CH2-CH2-CH2-CH3 → CH3-CH3 + CH3-CH2-ĊH-CH2-CH3

• Terminazione: i prodotti finali vengono ottenuti quando due radicali

reagiscono tra loro (trascurando le reazioni che producono

nuovamente pentano o composti che subiscono successivamente

nuova pirolisi). Si può avere:

- Terminazione mediante accoppiamento (produzione di butano):

CH3-CH2 + CH3-CH2 → CH3-CH2-CH2-CH3

- Terminazione mediante dismutazione (produzione di etano e di

etilene):

CH3-CH2 + CH3-CH2 → CH3-CH3 + CH2=CH2

La pirolisi dei rifiuti, utilizzando temperature comprese tra 400 e 800 °C,

converte il materiale dallo stato solido in prodotti liquidi (cosiddetto tar o olio

di pirolisi) e/o gassosi (syngas), utilizzabili quali combustibili o quali materie

prime destinate a successivi processi chimici. Il residuo carbonioso solido

ottenuto può venire ulteriormente raffinato fornendo prodotti, quali ad

esempio il carbone attivo. I prodotti della pirolisi sono sia gassosi, sia liquidi, sia

solidi, in proporzioni che dipendono dai metodi di pirolisi (pirolisi veloce, lenta,

o convenzionale) e dai parametri di reazione. Un pirolizzatore si differenzia da

un gassificatore in quanto lavorando in assenza di ossigeno (spesso si sfrutta un

flusso caldo di un gas inerte quale l'azoto) attua la pirolisi propriamente detta,

mentre un gassificatore in realtà lavorando in presenza di piccole quantità di

ossigeno realizza anche una parziale ossidazione e come tecnologia

rappresenta una via di mezzo tra l'inceneritore e il pirolizzatore. Uno dei

maggiori problemi legati alla produzione di energia basata sui prodotti della

pirolisi è la qualità di detti prodotti, che non ha ancora raggiunto un livello

sufficientemente adeguato con riferimento alle applicazioni, sia con turbine a

gas sia con motori diesel.


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In prospettiva, anche con riferimento alle taglie degli impianti, i cicli

combinati ad olio pirolitico appaiono i più promettenti, soprattutto in impianti

di grande taglia, mentre motori a ciclo diesel, utilizzanti prodotti di pirolisi,

sembrano più adatti ad impianti di piccola potenzialità. In particolare poi le

caldaie a letto fluido rappresentano una tra le tecnologie più sofisticate e

costose, ma permette il conseguimento di numerosi vantaggi quali la riduzione

degli inquinanti e l’elevato rendimento di combustione (anche maggiore del

90%).

1.4.1.4. Gassificazione

Il processo consiste nella trasformazione in combustibile gassoso di un

combustibile solido o liquido, nel caso specifico della biomassa, attraverso una

decomposizione termica (ossidazione parziale) ad alta temperatura

(900÷1.000°C). Il gas prodotto è una miscela di H2, CO, CH4, CO2, H2O (vapore

acqueo) e N2, accompagnati da ceneri in sospensione e tracce di idrocarburi

(C2H6). La proporzione tra i vari componenti del gas varia notevolmente in

funzione dei diversi tipi di gassificatori, dei combustibili e del loro contenuto di

umidità. Questo gas, detto syngas, è di basso potere calorifico inferiore: il

valore di quest’ultimo oscilla tra i 4.000 kJ/Nm³ dei gassificatori ad aria, i

10.000 kJ/Nm³ dei gassificatori a vapor d’acqua ed i 14.000 kJ/Nm³ di quelli ad

ossigeno.

In un gassificatore il materiale carbonioso subisce diversi differenti

processi:

• nella prima fase si ha l’essiccazione della biomassa a temperature poco

superiori a 100°C, seguita dal processo di pirolisi, tra 300 e 500°C in

assenza di ossigeno, e vengono liberati composti gassosi quali idrogeno

e metano ottenendo una carbonizzazione, con il risultato di una perdita

in peso superiore al 70% per il carbone. Viene prodotto anche catrame.

Il processo dipende dalle caratteristiche del materiale carbonioso e

determina la struttura e composizione del carbone, che subirà

successivamente le reazioni di gassificazione:

C + 2H2→ CH4

CH4 + H2O → CO + 3H2


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• nella fase successiva, con temperature comprese tra i 700 e i 1000°C, i

prodotti volatili e parte del carbone reagiscono con l'ossigeno

formando diossido e monossido di carbonio (ossidazione parziale),

liberando calore necessario per le successive reazioni di gassificazione:

C + O2 → CO2

C + ½ O2 → CO

• infine, a temperature comprese tra gli 800 e i 1100°C, si hanno reazioni

fortemente endotermiche: il processo di gassificazione avviene quando

il carbone reagisce col diossido di carbonio e col vapor d'acqua

producendo monossido di carbonio e idrogeno:

C + CO2 → 2 CO

C + H2O → CO + H2

• inoltre, il monossido di carbonio prodotto reagisce col vapore acqueo

producendo una reazione d'equilibrio detta reazione di spostamento

del gas d'acqua:

CO + H2O→ CO2 + H2

La gassificazione in ossigeno o in aria è un processo di natura esotermica,

mentre l’ossidazione in vapor d’acqua è fortemente endotermica, per cui nella

pratica tecnica i gassificatori utilizzano miscele di ossigeno e vapore per

controllare la temperatura di reazione, oltre che per aumentare la resa di

idrogeno. Maggiore sarà la temperatura e il tempo di permanenza del

materiale nel reattore, maggiore sarà il potere calorifico PC del gas finale:

PC = XH2 · 10,80 + XCO · 12,63 + XCH4 · 35,80 + XC2H4 · 57,50 [MJ]

in cui X rappresenta la frazione molare di ogni componente, i coefficienti

rappresentano i vari poteri calorifici espressi in MJ/Nm3. In ogni caso il

potenziale energetico dei gas ottenuti è molto inferiore a quello del gas

naturale (nel migliore dei casi, è pari alla metà). Trascurando la tipologia di

combustibile finale prodotto, la gassificazione stessa e i successivi processi

correlati non emettono né sequestrano gas serra quali il diossido di carbonio,


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non influenzando in tal modo il bilancio del carbonio. Ovviamente i processi di

combustione del syngas o dei combustibili prodotti portano alla formazione di

anidride carbonica.

Questa tecnologia presenta ancora alcuni problemi principalmente per il

basso potere calorifico dei gas ottenuti e per le impurità in loro presenti

(polveri, catrami e metalli pesanti). Inoltre l’utilizzo del syngas quale vettore

energetico è limitato per i problemi connessi ai costi dello stoccaggio e del

trasporto, causa il basso contenuto energetico per unità di volume rispetto ad

altri gas.

Si può pertanto avere:

• gassificazione in aria: se il combustibile è bruciato con una quantità di

aria sottostechiometrica produce un syngas a basso potere

calorificocontenente principalmente H2 e CO, ma diluito con una gran

quantità di azoto inerte e, per tale motivo, a modesto contenuto

energetico. Un gas di questo tipo è utilizzabile per caldaie e motori, ma,

per il basso potere energetico, non può essere trasportato a grandi

distanze;

• gassificazione con vapore: in tal caso il gas prodotto non è diluito con

l’azoto contenuto nell’aria per cui il potere calorifico risulta maggiore

rispetto al caso precedente;

• gassificazione in ossigeno: se il combustibile è bruciato con piccole

quantità (sottostechiometriche) di ossigeno puro, il syngas che si

ottiene ha il più elevato potere calorifico ottenibile con questa

tecnologia ed è utilizzabile anche a distanze limitate, sia in processi

termici industriali sia per la sintesi di metanolo, ammoniaca, benzina,

metano e idrogeno;

1.4.1.5. Steam explosion

È un trattamento innovativo, a basso impatto ambientale, mediante il

quale si può ottenere una vasta gamma di prodotti, utilizzando come materia

prima le biomasse vegetali. Rispetto agli altri processi di pretrattamento, lo SE

presenta il vantaggio fondamentale di separare in tre differenti correnti le

frazioni costituenti i comuni substrati vegetali (emicellulosa, cellulosa, lignina)


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rendendo possibile l’utilizzazione totale delle biomasse. Il processo consiste

nell’uso di vapore saturo ad alta pressione per riscaldare rapidamente legno, o

qualsiasi altro materiale lignocellulosico in un reattore che può essere ad

alimentazione continua o discontinua.

1.4.2. Il controllo dell’aria di combustione: i forni per la

combustione diretta

Sono quattro le tipologie di forni industrialmente diffuse:

- a tamburo rotante;

- ad aria controllata;

- a griglia;

- a letto fluido.

1.4.2.1. Forni a tamburo rotante

Sono costituiti da un cilindro rotante attorno al proprio asse dotato di

opportuna inclinazione (in genere 1÷3% rispetto all’orizzontale) per favorire il

movimento del materiale quando sono alimentati con solidi.

La combustione del letto avviene direttamente a contatto con la parete

del forno, spesso rivestita di refrattario; la carica del materiale e lo scarico delle

scorie e dei residui avvengono alle due estremità opposte del tamburo. In

questi forni il contatto tra combustibile e comburente non è molto efficace e

per questo si utilizzano dispositivi di movimentazione del letto (ad es.

palettature che trascinano il materiale), strutture a valle del forno che

permettono di raggiungere il completamento delle reazioni di ossidazione

(camere di postcombustione), ed eccessi d’aria anche maggiori del 150% .

I forni rotanti non sono adatti per il trattamento di quantità di

combustibile maggiori di qualche tonnellata per ora (fino a 4÷5 t/h).


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Figura 1.2 – Schema di forno a tamburo rotante

1.4.2.2. Forni ad aria controllata

Sono unità di piccole dimensioni, in genere con potenzialità inferiori ad

una tonnellata/ora. Il sistema è costituito da due camere di combustione, una

primaria ed una secondaria. Nella camera primaria viene caricata la biomassa

ed in essa viene inviata aria, con portata controllata, in quantità inferiore a

quella stechiometrica, in molti casi compresa tra il 40 ed il 70% di questa.

Nella camera primaria non si ha il completamento della combustione;

essa pertanto funziona come un gassificatore e produce sostanze volatili

combustibili che passano poi alla seconda camera.

Nella camera di combustione secondaria, viene fornita aria in eccesso

rispetto a quella necessaria per il completamento della combustione

(eccessod’aria pari al 50÷100%) e si ha la completa ossidazione delle sostanze

volatili generate nella prima camera.

1. Tramoggia di carico; 2. Tamburo rotante; 3. Passaggio gas di

combustione; 4. Tramoggia scarico

ceneri.


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Figura 1.3 – Schema di forno ad aria controllata

1.4.2.3. Forni a griglia

I forni a griglia trovano largo impiego nel campo della combustione delle

biomasse. La potenzialità di questatecnologia può variare da 40÷50 t/giorno

fino ad 800÷1.000 t/giorno nel caso di impianti di elevata potenza.

Nel forno a griglia la combustione viene realizzata in tre fasi:

1. la prima fase ha luogo sopra la griglia nella sua parte iniziale dove

avviene l’essiccamento del combustibile, l’accensione e la

combustione in fase solida;

2. la seconda fase di combustione ha la funzione di completare

l’ossidazione delle sostanze volatili combustibili liberatesi per pirolisi

dalle biomasse che avanzano sopra la griglia. Questa fase si verifica

nella parte centrale e nella parte alta della camera di combustione;

3. l’ultima fase ha luogo sopra la griglia nella sua parte terminale, dove

si realizza l’esaurimento della combustione dei residui solidi e la

precipitazione delle scorie nella zona sottostante la griglia.

La griglia può essere fissa o mobile: su di essa il letto di fluidi sottoposto a

successiva combustione, viene formato tramite un cariacamento da tramoggia.

L’aria viene iniettata sottogriglia in quantitativi circa stechiometrici in relazione

alla quantità di rifiuto presente sul letto; sopra la griglia viene invece inviata

l’aria necessaria al completamento della combustione e per il controllo della

temperatura.

1. Camera di combustione primaria;

2. Camera di combustione secondaria;

3. Tramoggia di carico; 4. Ventilatori


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Nei forni a griglia mobile, la griglia a contatto con la biomassa è

sottoposta a movimentazioni di vario tipo, permettendo il rimescolamento del

combustibile, il suo contatto con l’aria comburente ed il suo avanzamento fino

alla fine della griglia, ove viene scaricato il materiale non combusto.

Il letto, formato dalle biomasse, è spesso qualche decina di centimetri e

ciò consente di mantenere condizioni di combustione medie costanti, anche in

presenza di irregolarità dell’alimentazione.

Il tempo di permanenza del combustibile sulla griglia deve essere

sufficiente per permettere la combustione e gassificazione della parte organica

della biomassa (in genere 30÷60 minuti); la parte che giunge alla fine della

griglia senza essere bruciata (perché incombustibile o per altri motivi) viene

scaricata tramite un apposito sistema, raccolta insieme alle scorie fini passate

attraverso la griglia ed avviata ad opportuni trattamenti.

Da un punto di vista costruttivo, le camere di combustione possono

essere realizzate con diverse tecniche; le principali soluzioni adottate sono le

seguenti:

• pareti completamente in refrattario: carburo di silicio o refrattari a base

alluminosa in tutta la camera di combustione. La camera si può

considerare adiabatica, le pareti irraggiate assumono temperature

elevate (800÷1.000°C) ed i fenomeni di irraggiamento sono molto

consistenti; si minimizza la possibilità di formazione di bolle fredde nei

fumi, che possano trasportare all’esterno materiale non ossidato;

• pareti formate da tubi metallici, anche impiegati per la produzione di

acqua calda o vapore. La camera di combustione non è adiabatica e si

può ottenere il controllo della temperatura attraverso lo scambio

termico, senza ricorrere ad elevati eccessi d’aria. La camera di

combustione funziona anche da caldaia e quindi diventa almeno

parzialmente inutile il recuperatore di calore a valle (si possono ridurre

le superfici di scambio del generatore di vapore soggette a

sporcamento, erosione, corrosione);

• soluzioni intermedie, in cui la camera di combustione sovrastante la

griglia è costituta da tubi di acqua, eventualmente protetti dalla fiamma

tramite schermatura in refrattario, mentre il resto della camera è

costruito in refrattario;


Pagina 50

• camera di combustione in refrattario, con pareti raffreddate ad aria

nelle zone più critiche.

Figura 1.4 – Forno a griglia

Le due ultime soluzioni permettono di controllare la temperatura di

parete in vicinanza della griglia e nella zona del letto di combustione; ciò

consente di limitare i problemi di usura dei refrattari e della griglia e di ridurre

la deposizione delle scorie sulle pareti nelle regioni immediatamente

sovrastanti la griglia.

1.4.2.4. Forni a letto fluido

Il combustore a letto fluido è essenzialmente costituito da un cilindro

verticale in cui la biomassa, opportunamente trattata, viene tenuta in

sospensione (fluidificato) da una corrente d’aria, inviata attraverso una griglia

posta alla base del cilindro stesso.

In molti casi, il cilindro contiene un inerte che si mescola al materiale da

bruciare all’atto dell’alimentazione, in modo da favorire i processi di scambio

1. Griglia 5. Ventilatori 2. Tramoggia 7. Scarico ceneri 3. Biomassa in entrata 8. Gas di combustione 4. Biomassa in combustione


Pagina 51

termico, fornire sufficiente inerzia termica al sistema, regolarizzare il processo:

un tipico inerte è la sabbia.

L’utilizzo di forni a letto fluido per la combustione delle biomasse è

subordinato ad un loro pretrattamento, che ne modifichi opportunamente la

pezzatura.

I letti fluidi possono essere realizzati ed operare in condizioni molto

diverse.

Una prima differenziazione è tra letti fluidi in pressione atmosferica e letti

fluidi in pressione; nel campo delle biomasse ci si limita per ora quasi

esclusivamente a letti in pressione atmosferica.

Dal punto di vista delle modalità di fluidificazione ed in particolare della

velocità di fluidificazione, i letti si possono più diffusi sono quelli a letto

bollente, con velocità di fluidificazione medio-bassa, ed a letto ricircolato (o

trascinato) con velocità di fluidificazione elevata. Esistono anche modifiche di

tali sistemi, quali ad esempio sistemi a letto rotante, configurati in modo tale

da conferire al letto un moto rotatorio attorno ad un asse verticale.

I letti fluidi bollenti sono costituiti essenzialmente da una colonna, in cui

l’aria viene insufflata dal basso ed il combustibile iniettato dall’alto o

lateralmente.

I parametri e le caratteristiche di funzionamento sono indicati di seguito:

• tipo di alimentazione: i letti fluidi vengono in genere alimentati con

combustibile ridotto in pezzature opportune (dimensioni fino a

50÷60mm) in modo da promuovere fenomeni di scambio che

concorrono a realizzare una efficiente combustione;

• temperatura di funzionamento: la temperatura del letto è mantenuta

tra i 750°C e gli 850°C; nella parte superiore del letto, in fase

essenzialmente gassosa e dove può essere iniettata aria secondaria, si

raggiungono temperature di 950÷1.000 °C;

• eccesso d’aria: nei letti fluidi si opera in generecon eccessi d’aria globali

abbastanza contenuti, tra il 20 ed il 40% (si può giungere al massimo al

60÷70%), grazie alle elevate turbolenze che si possono raggiungere ed

alla non adiabaticità della zona di combustione;


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• carico del letto: varia in genere tra 1 e 5MWt/m2 con valori inferiori

caratteristici dei letti bollenti e superiori per i letti ricircolati;

• recupero termico: parte del recupero termico viene effettuato nella

zona del letto e nella parte sovrastante, che sono costituite, almeno

parzialmente, da pareti a tubi d’acqua. Il rimanente recupero viene

effettuato dai fumi a valle del letto;

• inerzia termica: l’inerte, contenuto nei letti, quando presente, ha

un’elevata inerzia termica, che permette di conservare a lungo una

temperatura tale da rendere possibile una rapida riaccensione dopo

una fermata.

Figura 1.5 – Forno a letto fluido

1.4.3. I forni per la gassificazione

1.4.3.1. Gassificatori a letto fisso

I gassificatori a letto fisso sono utilizzati per combustibili disponibili in

pezzatura abbastanza grossolana, come potature di alberi, pellet, stocchi di

mais; quelli oggi utilizzati sono di tipo updraft o downdraft.

Nei gassificatoriupdraft (detti anche a controcorrente) il gas ossidante sale

verso l’alto mentre la biomassa scende verso il basso.

1. Camera di combustione; 2. Tramoggia di carico; 3. Ventilatori; 4. Biomassa in combustione.


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Figura 1.6 – Gassificatore updraft

La biomassa è dapprima essiccata ad opera del gas caldo ascendente,

dopo di che è pirolizzata e produce un char, che continua il suo moto verso la

parte bassa del reattore per essere gasificato; i vapori di pirolisi sono trascinati

verso l’alto dal gas. Il tar contenuto nei suddetti vapori può essere condensato

quando entra in contatto con la biomassa solida discendente a bassa

temperatura, oppure trascinato verso l’alto insieme al gas caldo, conferendogli

un contenuto tipicamente alto di tar. La frazione di tar condensata viene

riciclata verso le zone di reazione, dove subisce il processo di cracking dando

luogo a gas combustibile e char. Nella parte bassa del reattore (zona di

gassificazione) il char solido da pirolisi e i prodotti del cracking sono

parzialmente ossidati dall’aria ascendente. Se si vuole aumentare il contenuto

di idrogeno nel gas di sintesi, può anche essere iniettato vapore.

Nei gassificatoridowndraft (detti anche a equicorrente) sia il gas ossidante

che la biomassa scendono verso la parte bassa del gassificatore attraverso un

letto di solidi a pacco, supportati da una strizione del reattore detta gola, dove

avviene la maggior parte delle reazioni di gassificazione.

I prodotti della gassificazione sono intimamente miscelati in questa zona,

tipicamente turbolenta e ad alta temperatura. E’ quindi favorito qui il cracking

del tar, processo che è completato insieme alle reazioni di gassificazione. La

biomassa è apportata in continuo da un serbatoio posto alla sommità, in modo

tale da mantenere il livello del letto entro certi valori. Il gas prodotto è estratto

dal basso sotto una griglia, attraverso un estrattore mosso da un motore

alimentato dal gas stesso. A causa della continua rimozione del gas, l’aria è


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aspirata dentro il letto. Nella figura seguente è riportato un unico condotto

dell’aria nella zona centrale, ma sono comuni molteplici aperture subito sopra

la gola.

Figura 1.7 – Gassificatoredowndraft

Nell’intorno dell’ingresso dell’aria avviene una combustione parziale

esotermica, con temperatura compresa tra i 1.000 ed i 1.300°C, che crea uno

strato di carbone sotto l’entrata dell’aria. Il calore prodotto nella zona di

combustione è usato per asciugare la biomassa nella zona sopra

l’alimentazione dell’aria e per fare avvenire le reazioni endotermiche della

gassificazione.

Sopra l’entrata dell’aria la biomassa comincia a subire una pirolisi; a causa

della presenza della gola si instaura una circolazione turbolenta e quindi i gas

della pirolisi vengono mescolati con i gas caldi della zona di ossidazione. Perciò

anche i gas umidi della pirolisi vengono crackizzati ed il gas risultante ha un

basso contenuto di catrame.

Un’altra categoria di impianto, non molto diffusa industrialmente, è quella

a flusso trasverso (“crossdraft”) : in essi il flusso dell’ossidante e quello del gas

sono perpendicolari alla direzione di immissione del combustibile, che avviene

dall’alto. Hanno il pregio di una notevole facilità di accensione e di tempi brevi

per portarsi a regime permanente, per cui sono adatti quando si effettuano

ripetuti avviamenti e fermate lungo la giornata.


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1.4.3.2. Gassificatori a letto fluido

Le due tipologie di gassificatori a letto fluido “industrialmente provate”

sono:

• gassificatori a letto fluido bollente (bubbling)

• gassificatori a letto fluido circolante (circulating).

Figura 1.8 – Schemi dei gassificatori di biomassa a letto fluido

I gassificatori a letto fluido bollente consistono in un contenitore con una

grata nella parte inferiore, attraverso la quale viene introdotto il gas ossidante.

Sopra la grata è dislocato il letto di materiale composto di particolato di piccole

dimensioni tenuto in equilibrio dal flusso del gas ossidante (per questo motivo

denominato “letto fluido”). La biomassa viene iniettata all’interno del letto

fluido, la cui temperatura è tipicamente fra 800 e 950 °C, dove è gassificata,

formando un mix di char e di composti gassosi. I composti gassosi con alto peso

molecolare (tipicamente i tar) subiscono un processo di cracking a contatto col

materiale caldo del letto fluido, cosicché il syngas fuoriesce con un contenuto

di tar relativamente basso (1-3 g/m3 come limite superiore). Poiché è

inevitabile che il syngas trascini con sé una frazione del particolato costituente

il letto fluido, negli schemi si simboleggia con un ciclone la particolare

importanza che la separazione del particolato solido presente nel syngas

assume in questo caso.


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A differenza del letto fluido bollente, quello circolante è in grado di gestire

grossi quantitativi di materia prima. Anche il materiale del letto fluido circola

all’esterno dove, dopo la separazione del syngas, si ha quella delle ceneri,

mentre il materiale del letto fluido, che era stato trascinato dal syngas, ritorna

all’interno insieme al char residuo. Lo scotto da pagare sono perdite di carico

molto più elevate, che ne rendono conveniente l’adozione solo quando si

devono trattare grandi quantitativi di materia prima, per cui le portate di

syngas sono tali da alimentare macchine di trasformazione energetica di

consistente potenza. Il gassificatore a letto fluido circolante non è pertanto

adatto a impianti di potenza intorno a 1 MW.

Tornando al gassificatore a letto fluido gorgogliante è di grande

importanza la preparazione della biomassa prima del suo utilizzo. Occorre

infatti garantire contenuti di umidità che di norma si collocano fra il 10% e il

15%, e dimensioni della biomassa fra 20 e 80 mm, per consentire al letto fluido

di rimanere in sospensione all’interno del gassificatore.

1.4.3.3. Recupero di energia termica dai reattori e

sistemi di pulizia del syngas

I gas fuoriescono dal reattore di gassificazione a temperature di 900 –

1000°C e il raffreddamento di questi costituisce un apporto energetico

importante al ciclo di potenza. Infatti è essenziale per il rendimento di

conversione in energia elettrica che il calore recuperato, disponibile per lo più

ad alta temperatura, venga utilizzato per produrre vapore di alta pressione

sfruttabile sia per l’essiccamento della biomassa che come apporto al ciclo a

vapore dell’impianto di potenza. I “syngas coolers”, cioè gli scambiatori di

calore che raffreddano il gas di sintesi, sono tra gli organi più costosi e delicati

di tali impianti. Il gas uscente dal reattore di gassificazione non è direttamente

utilizzabile in quanto contiene una serie di inquinanti che potrebbero

danneggiare i componenti a valle del gassificatore. Essenzialmente si hanno

due principali sistemi di lavaggio dei gas: il lavaggio a bassa temperatura e il

lavaggio ad alta temperatura.

• Il lavaggio a bassa temperatura è una tecnologia convenzionale, ben

collaudata nella gassificazione del carbone negli impianti a ciclo


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combinato e quindi ampiamente disponibile a livello commerciale. Il

funzionamento del ciclone è il medesimo del caso dei gassificatori a

letto fluido trascinato. Questi, generalmente posti in serie, rimuovono

anche oltre il 90% del particolato di dimensioni ≥ 5μm con una caduta

di pressione di 0,01 atm a temperature di funzionamento assai elevate

(all’ uscita del gassificatore); è possibile anche la rimozione di particelle

di 1 – 5 μm ma di certo sono inefficaci per quelle inferiori al micron.

Gli scrubber, invece, consistono in un tubo di venturi che

accelerando il flusso gassoso a 60 – 125 m/s provoca una caduta di

pressione di 2.5 – 25 kPa nella sezione di gola che facilita lo spray di

liquidi, quasi sempre acqua. Le particelle sono raccolte dalle goccie

d’acqua e poi queste vengono rimosse da uno sbrinatore consistente in

un ciclone o in un letto compatto o in un altro tipo di collettore. Lo ‘wet

scrubbing’ richiede che l’acqua rimanga in fase liquida, per cui il gas

deve essere raffreddato al di sotto dei 100°C; l’efficienza di ritenzione

del particolato è del 99.9% per dimensioni oltre i 2 μm, e del 95 – 99%

per quello oltre 1μm. I filtri a sacca sono composti di materiale

intessuto che intercetta il particolato sulla superficie del filtro per urto o

attrazione elettrostatica; l’efficienza di ritenzione cresce all’aumentare

della profondità di filtrazione, consentendo la rimozione anche delle

particelle di dimensioni inferiori al micron. Tali filtri necessitano un

raffreddamento del gas fino a temperature non superiori ai 350°C. Il

catrame può rappresentare un problema poiché intasa i filtri. L’unità di

adsorbimento chimico consiste in un letto caldo di monossido di zinco

ZnO il quale porta la concentrazione di zolfo al di sotto di 0.01 ppm

dando come prodotto solfuro di zinco, che presenta qualche problema

in fase di eliminazione.

• Il lavaggio ad alta temperatura (HGCU) produce gas con potere

calorifico più elevato in quanto conserva una buona parte del calore

sensibile dei gas. Tale sistema rimuove il particolato al 99.8% mediante

letti granulari e filtri di ceramica a candela. L’eliminazione degli alcali

avviene per mezzo di adsorbimento fisico o per chemiadsorbimento a

750 – 900°C, temperature alle quali però zinco e piombo non possono

essere rimossi. Lo zolfo viene asportato mediante chemiadsorbimento,


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SOx e NOx tramite adsorbimento e, in assenza di H2S, il 99.5% di NH3

viene decomposto su un catalizzatore di nickel. Anche qui, nel caso in

cui il gas provenga da un gassificatore a pressione atmosferica, il

lavaggio inizia con la crachizzazione del contenuto di catrame. Va

tuttavia segnalato come non tutti gli elementi del lavaggio ad alta

temperatura siano tecnologie affidabili e mature, soprattutto per

quanto riguarda i filtri ceramici.

I sistemi di pulizia devono essere quindi visti come parte integrante

dell’impianto di gassificazione, che a sua volta va scelto in modo che il syngas

prodotto sia compatibile con la sua destinazione d’uso. Diversi sono infatti i

requisiti di pulizia se si tratta di alimentare caldaie, motori Stirling, motori

endotermici, turbine a gas.

Il contenuto in particolato solido, composto essenzialmente da un mix di

ceneri e di carbonella, può essere inoltre abbattuto tramite:

• i cicloni;

• i filtri a barriera (a maniche, a candela, ecc.);

• i precipitatori elettrostatici (poco usati in queste applicazioni);

• il lavaggio.


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1.4.4. Applicazioni per la produzione di energia

elettrica e/o termica

1.4.4.1. Produzione combinata di elettricità e

calore

Gli impianti a biomassa di grande taglia possono essere utilizzati per la

produzione di energia elettrica e/o termica.

Nel caso di un impianto termoelettrico l’impianto risulterà più complesso

per la presenza degli elementi impiantistici necessari a ottenere energia

elettrica e non solo termica.

Di seguito viene riportato lo schema a blocchi di un impianto a vapore,

alimentato a biomasse per la produzione di energia elettrica.Nel caso della

produzione termica, particolarmente interessanti sono gli impianti di

teleriscaldamento. Tale impianto può essere assimilato ad un impianto

centralizzato che produce acqua calda e la distribuisce in vari punti della città.

Figura 1.9 – Produzione combinata di elettricità e calore da biomasse

L'acqua, trasportata attraverso una rete di tubazioni coibentate, giunge

fino agli edifici allacciati; qui, tramite uno scambiatore, cede il calore

all'impianto condominiale e consente di riscaldare gli ambienti e usufruire di


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acqua calda per impieghi domestici ed igienico-sanitari. Una volta ceduto il

calore, l'acqua utilizzata per il teleriscaldamento, scesa a circa 60°C, ritorna in

centrale per essere riportata alla massima temperatura e ripetere il proprio

ciclo. Inoltre, per garantire l’inerzia termica del sistema, vengono generalmente

previsti dei serbatoi di accumulo (serbatoio caldo e freddo).

Figura 1.10 – Schema di impianto di teleriscaldamento

Il riscaldamento delle case della città dipende da un'unica centrale

termica ubicata, preferibilmente, in una posizione baricentrica rispetto alle

utenze allacciate e necessariamente nelle immediate vicinanze di esse.

1.4.4.2. Produzione di energia termica per il

riscaldamento

Negli impianti di piccola taglia per la produzione esclusiva di energia

termica viene utilizzato direttamente legno tal quale oppure questo può essere

ridotto, tramite trattamenti meccanici, in pellet o cippato.

Il pellet di legno è una forma di aggregazione e di addensamento del legno

naturale che ne facilita il trasporto e l’utilizzo, recuperando materiali di scarto

(segatura e polveri, non trattate con colle e vernici), le cui caratteristiche

peculiari sono una bassa umidità (inferiore al 12%) ed una elevata densità ed

uniformità.


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L’elevata compattezza e la ridotta umidità conferiscono al materiale un

contenuto energetico elevato (PCI4.000÷4.500 kcal/kg ) che lo rende

particolarmente adatto alle piccole-medie utenze per la sua maneggevolezza.

Figura 1.11 – Pellet

Il cippato è il risultato della sminuzzatura di residui legnosi irregolari o

scadenti e piante a piccolo fusto non idonee ad impieghi più remunerativi; esso

viene utilizzato per alimentare alcune tipologie di caldaie e stufe.

Attraverso l’azione meccanica, il legname viene ridotto in “chips” di

dimensioni più o meno standard (40x20x10mm), con un contenuto d’umidità

che oscilla tra il 20 ed il 60%, a seconda dell’origine ed un conseguente potere

calorifico inferiore variabile tra le 2.000 e le 3.500 kcal/kg.

Le stufe a legna rappresentano il modo più utilizzato per il riscaldamento

domestico, tuttavia la carica manuale dei ciocchi ne limitano la potenza a

qualche decina di kW.

Le stufe a legna rappresentano il modo più utilizzato per il riscaldamento

domestico, tuttavia la carica manuale dei ciocchi ne limitano la potenza a

qualche decina di kW.


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Figura 1.12 – Cippato

Caldaie a fiamma inversa

Nelle caldaie a fiamma inversa la camera di combustione è posizione al di

sotto del vano nel quale viene caricata la legna. La circolazione dell’aria

comburente viene garantita dalla presenza di una ventola per la circolazione

forzata. Una parte dell’aria (primaria) viene introdotta in caldaia

immediatamente sopra la griglia sulla quale è appoggiata la legna. L’aria

primaria consente l’avvio della combustione (fase di gassificazione), con

formazione di uno strato di braci a contatto della griglia e lo sviluppo di gas

combustibili derivanti dalla pirolisi del legno.

I gas sprigionati vengono trascinati in basso attraverso la griglia e

giungono nella camera sottostante, dove viene insufflata aria secondaria per il

completamento della combustione. L’inversione della fiamma consente di

ottenere una combustione progressiva della legna, che non prende totalmente

fuoco nel vano di carico ma brucia solamente quando giunge in prossimità della

griglia. Ne consegue che la potenza erogata dalla caldaia è più stabile nel

tempo e la combustione possa essere meglio controllata, aumentando il

rendimento (oltre il 90%)e riducendo le emissioni inquinanti.


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Figura 1.13 – Caldaie a fiamma inversa

Caldaie a cippato

Gli impianti con caldaie a cippato sono totalmente automatizzate e non

hanno limiti dimensionali, potendo raggiungere potenze anche di diversi MW

termici. Il caricamento del combustibile in caldaia avviene in modo

automatico.Risulta, tuttavia, necessario realizzare un locale di stoccaggio del

combustibile nel caso di impianti di elevata potenza.

Negli impianti più complessi il flusso di cippato e la combustione sono

regolati in continuo da un microprocessore in base alla richiesta termica

dell’utenza. In alcuni modelli esiste la funzione di mantenimento braci, che

consente alla caldaia di mantenere una piccola quantità di brace accesa

durante le pause di funzionamento, consentendo l’accensione immediata al

riavvio dell’impianto.

Figura 1.14 – Schema di una caldaia a cippato


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Caldaie a pellets

Grazie alla forma cilindrica e liscia e alle piccole dimensioni, il pellet tende

a comportarsi come un fluido, agevolando la movimentazione del combustibile

e il caricamento automatico delle caldaie. L’elevato potere calorificoe la facilità

di movimentazione rendono il pellet il biocombustibile più indicato per impianti

di riscaldamento automatici di tutte le taglie.

Figura 1.15 – Schema di una caldaia a pellet


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1.4.5. Processi biochimici

I processi biochimici per la produzione energetica sono basati, come

detto, sull'azione di batteri, enzimi e microrganismiche si formano nella

biomassa sotto particolari condizioni ambientali o su particolari reazioni

chimiche di processo. Trovano impiego per biomasse il cui rapporto C/N abbia

valori inferiori a 30 ed il contenuto di umidità superi il 30%.

Le biomasse più adatte a subire processi di conversione biochimica sono:

- piante e residui amilacei;

- piante e residui zuccherini

- piante e residui fermentescibili

- deiezioni animali.

I processi biochimici rivestono particolare rilevanza nella produzione dei

biocumbustibili, sia liquidi che gassosi.

Per quanto riguarda i primi, l’attenzione sarà focalizzata sui processi per la

produzione di biodiesel e bioetanolo mentre, per quanto riguarda il biogas, ci si

concentrerà sui due metodi universalmente utilizzati:

- digestione aerobica;

- digestione anaerobica.

1.4.5.1. Biodiesel

Gli oli estratti da piante oleaginose sono una risorsa energetica che sta

riscuotendo sempre più interesse. Infatti, tali oli possono essere utilizzati anche

direttamente come carburanti e possono ricoprire perciò un impiego nel

settore energetico potenzialmente analogo a quello dei combustibili liquidi di

origine fossile. Il loro utilizzo è stato sinora limitato a causa di alcune

caratteristiche chimico-fisiche che si discostano da quelle dei combustibili

fossili. Tuttavia le problematiche relative a tali differenze possono essere risolte

con successo in favore della rinnovabilità e della sostenibilità ambientale: un

esempio è il biodiesel, biocarburante che può essere prodotto a partire dagli oli

vegetali ma anche da oli esausti di processo industriale o alimentare. Difatti,

l'utilizzo diretto degli oli come combustibile può causare alcuni problemi di

funzionamento, quali un'eccessiva fumosità, la formazione di depositi e


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gelificazione degli stessi, usura delle parti in movimento e consumi crescenti

nel tempo.

Per tali ragioni, o si ricorre ad alcune modifiche della macchina oppure si

sottopone l'olio a un processo chimico che ne modifica le caratteristiche

rendendolo più adatto a tali scopi. Gli oli estratti da piante oleaginose o gli oli

esausti di varia origine possono quindi essere soggetti al processo chimico di

esterificazione dando origine al biodiesel, biocarburante molto simile al gasolio

e che per questo non richiede modifiche sostanziali nemmeno per i motori a

combustione interna. Proprio l'esterificazione sopperisce alla limitazione

dell’utilizzo degli oli vegetali in alcune tipologie di motori, e in particolare di

quelli per l'autotrazione. Infatti risulta alquanto curioso che proprio Rudolf

Diesel, alla presentazione del suo primo motore per l'esibizione mondiale di

Parigi del 1892 utilizzò proprio del biodiesel. Quindi, strano a dirsi, ma il

biodiesel fu introdotto prima dei carburanti che oggi consideriamo

convenzionali.

1.4.5.1.1. Processi produttivi del biodiesel

Il biodiesel è un carburante prodotto principalmente a partire da oli

vegetali e solo in minima parte dagli oli esausti rigenerati. Infatti, tutti gli oli si

possono trasformare in tale carburante tramite una reazione chimica.

Attualmente il 70% del Biodiesel europeo è prodotto dall’olio di colza, mentre il

rimanente 30% è derivato da olio di girasole, oli esausti vegetali e grassi animali

provenienti dall’industria alimentare. Per tali motivi le colture dedicate alla sua

produzione coincidono con quelle della produzione degli oli vegetali stessi.

Nell’Unione Europea ci sono attualmente circa 40 impianti di produzione,

dislocati principalmente in Germania, Italia, Austria, Francia e Svezia. Gli oli in

tali impianti sono soggetti a un processo di transesterificazione: tale processo

viene usato per convertire l'olio base nell'estere desiderato e avviene facendo

reagire un alcool, solitamente etanolo o metanolo, ottenendo così un biodiesel

composto da esteri.

olio + alcool ----> estere + glicerolo

In altri termini la reazione comporta la rottura delle molecole di trigliceridi

costituenti i grassi vegetali per ottenere come principale risultato quello di


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ridurre la viscosità degli oli di partenza, rendendoli compatibili con alcuni usi

energetici e in particolare con l’uso del biodiesel come carburante per

l’autotrazione.

Figura 1.16 – Reazione di trans-esterificazione di un trigliceride con metanolo

Nella figura precedente si è riportata la reazione chimica che permette di

ottenere l’estere a partire dal generico olio utilizzando metanolo: R è una

catena lineare generalmente lunga da 16 a 22 atomi di carbonio la cui esatta

struttura dipende dalla specie vegetale o animale. Il primo prodotto indicato è

il glicerolo, il secondo è il generico estere metilico che costituisce il biodiesel.

La lavorazione consiste in una mescolazione tra le materie prime oleose

con l'alcool ed un catalizzatore, di solito sodio o idrossido di potassio. Come

sottoprodotto di tale reazione si ottiene il glicerolo. Con il termine glicerolo si

intende esclusivamente la sostanza pura dalla quale si producono forme

derivate diffuse in commercio, quali ad esempio la glicerina, che ne contiene

quantità pari al 95%. Quest'ultima, utilizzata principalmente da industrie

chimiche per la produzione di cosmetici e farmaci, risulta essere un

sottoprodotto nobiledall’elevato valore aggiunto, della quale sono noti oltre

800 diversi utilizzi.

La produzione del biodiesel è quindi del tutto ecologica, poiché non

presuppone la generazione di residui o scarti di lavorazione.

1.4.5.1.2. Costi di produzione

La produzione del biodiesel comporta costi diversi in funzione della filiera

produttiva considerata, a sua volta influenzata dalla materia prima in ingresso

al processo.A causa delle ridotte economie di scala i biocombustibili tendono

ad avere costi di produzione più alti rispetto ai combustibili convenzionali.


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Talicosti di produzione sono comunque difficili da quantificare poiché sono

basati sul prezzo delle materie prime, sul metodo di produzione e sulle

differenze fra i paesi di produzione dal punto di vista delle tecniche

agronomiche e non solo.

I valori riportati nella tabella possono essere presi come riferimento, in

funzione della materia prima utilizzata per la produzione del biodiesel.

Olio vegetale

esausto

Oli e grassi

animali

Oli da colture

dedicate

Olio di

soia

Costi produzione

biodiesel

0,29 (€/l) 0,37 (€/l) 0,34 (€/l) 0,45 (€/l)

Tabella 9 – Costi di produzione indicativi per la produzione del biodiesel

In generale, il costo dei biocombustibili può essere bilanciato da esenzioni

o riduzioni delle imposte per stimolarne la produzione. Per questa ragione, in

molti stati dell’Unione Europea, l’accisa è ridotta o azzerata per alcuni

biocombustibili come il biodiesel purché rispondano ai requisiti delle norme di

riferimento: ciò comporta che il prezzo di mercato sia assolutamente

competitivo con quello dei carburanti convenzionali. L'Unione Europea ha

promosso anche delle iniziative per incentivare la conversione agricola in

favore delle colture energetiche e in Italia, in linea con le direttive europee, la

produzione di energia con tali fonti rinnovabili è incentivata tramite i certificati

verdi.

Un valore di mercato univoco per il biodiesel in Italia è quindi molto

difficile da individuare. Un prezzo indicativo è desumibile dal prezzo degli oli

vegetali. Può essere perciò quantificato su un valore leggermente superiore

dell’olio d’origine, tenendo conto per l’appunto del passaggio produttivo

ulteriore. Tale valore aggiunto conferito al prodotto non ha però una grande

ricaduta sul prezzo di vendita in quanto il processo di transesterificazione offre

un sottoprodotto di valore come il glicerolo.

Il prezzo di mercato si attesta quindi orientativamente sui 700 € per

tonnellata di biodiesel.


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1.4.5.1.3. Proprietà chimico-fisiche

Tramite il processo di transesterificazione le caratteristiche del biodiesel

rispetto all'olio da cui è stato ottenuto variano sostanzialmente. Difatti la

rottura dei trigliceridi degli oli da cui viene generato comporta una

considerevole riduzione della viscosità a tutto vantaggio del suo utilizzo in

motori a combustione interna e per applicazioni a scopi energetici. Tale

processo non comporta invece grandi variazione per gli altri parametri.

Le caratteristiche del biodiesel risultano quindi essere molto simili a

quelle del gasolio differendo essenzialmente solo per numero di iodio e punto

di infiammabilità.

Tipo di olio

Numero

di iodio (gl2/100

g)

Numero di

cetano

Potere calorifico superiore

(MJ/kg)

Potere calorifico inferiore (MJ/kg)

Densità (kg/dm3)

Viscosità (cSt)

Punto di infiamma

bilità (C°)

Girasole 110-143 37 39,6 - 0,92 36-37 274

Soia 117-143 35-40 38,9-39,6 36 34 254

Palma 35-61 38-42 38,9-39,2 36 42-43 290

Colza 94-120 32-38 39,7 37 0,92 37 246

Mais 103-140

36-38 39,5 35 277

Olio combust

ibile fluido BTZ

- - 41 - 0,98 Da 21 a

37 65

Gasolio 8,6 48 45,3 - 0,84 Da 2 a 3 52

Biodiesel 108,7 56 - 37 0,88 5,1 160

Tabella 10 - Caratteristiche chimiche fisiche degli oli vegetali puri e del biodiesel (fonte CTI e

CETA).


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Proprietà del combustibile Gasolio Olio di

girasole

Metilestere di olio di girasole

Olio di

colza

Metilestere di olio di

colza Densità (kg/dm3) 0,84 0,92 0,88 0,92 0,88 Viscosità (cSt)

a 20 °C a 50 °C

5,1 2,6

65,8 34,9

4,22

77,8 25,7

7,5 3,8

Potere calorifico(MJ/l) 35,4 34,1 33 34,3 33,1

Numero di cetano >45 33 45-51 44-51 52-56

Zolfo 0,29 0,01 0,01 0 0

Tabella 11 – Caratteristiche chimiche fisiche degli oli vegetali puri e del biodiesel da questi

ricavato(fonte CTI e CETA).

In particolare si nota come:

- il numero di iodio, mediante cui si può valutare il grado di

insaturazione, ovvero la presenza di doppi legami, ha valori molto

differenti. Si può però osservare come tale valore per il biodiesel,

nonostante sia nettamente superiore a quello del gasolio, sia inferiore

alla soglia critica di 120. Infatti se tale valore superasse tale limite, cioè

se venisse consumata una massa di iodio pari a 120 grammi da 100

grammi di sostanza, potrebbero insorgere alcuni problemi nei motori

rappresentati dalla formazione a lungo termine di placche sulle parti

meccaniche;

- il numero di cetano, una delle caratteristiche chiave dei combustibili

per i motori ad accensione per compressione, risulta essere superiore a

quello del gasolio e sarà quindi maggiore la facilità con cui il

combustibile si autoaccende;

- il potere calorifico del biodiesel così come degli oli risulta essere

minore di circa il 10% rispetto al gasolio. I consumi specifici saranno di

conseguenza leggermente superiori. A parità di energia disponibile si

dovrà disporre perciò di volumi di stoccaggio maggiori;


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- la viscosità è senza dubbio il parametro più importante da valutare.

Tale grandezza viene ridotta drasticamente tramite il processo di

transesterificazione fino a raggiungere valori molto prossimi a quelli del

gasolio. Infatti la resistenza che le molecole incontrano nel muoversi le

une rispetto alle altre si riduce con il diminuire delle dimensioni delle

molecole ed è anche influenzata dalle loro forme. Proprio per questi

motivi la rottura di ognuno dei trigliceridi degli oli in tre molecole di

metilesteri comporta una notevole diminuzione della viscosità;

- il punto di infiammabilità del biodiesel è molto più alto di quello del

gasolio e dell'olio combustibile. Avere un basso valore di tale parametro

comporta problemi di sicurezza nella fase di stoccaggio, soprattutto

perché significa che è facile che si sprigionino gas infiammabili anche a

basse temperature. Eppure il processo di transesterificazione comporta

una notevole riduzione della temperatura di flash point rispetto agli oli

di partenza. Ciò è dovuto agli alcoli residui nel metilestere. Nonostante

ciò per il biodiesel il punto di infiammabilità resta relativamente alto a

tutto vantaggio della sicurezza.

1.4.5.1.4. Emissioni della combustione del

biodiesel

L'aspetto ambientale principale che caratterizza il biodiesel è la sua

rinnovabilità e sostenibilità. Infatti oltre a essere una fonte che si può riformare

in tempi paragonabili a quelli di utilizzo, l'anidride carbonica emessa durante la

combustione andrà riassorbita dalle colture destinate alla sua produzione

comportando perciò un'emissione di gas effetto serra complessivamente nulla.

Tuttavia un minimo apporto di anidride carbonica nel bilancio del ciclo

completo del biodiesel può essere causato dal metanolo solitamente utilizzato

nel processo di transesterificazione. Tale composto chimico, però, può essere

ottenuto non solo da fonti fossili, causa di tale apporto, ma anche da biomasse

permettendo così una completa sostenibilità dell'intero ciclo di vita del

biodiesel per quel che concerne i gas ad effetto serra.

Un ulteriore aspetto positivo è quello relativo alle emissioni di zolfo che

sono praticamente nulle in quanto la materia prima non contiene composti

solforosi con il notevole beneficio di evitare la formazione di anidride solforosa.


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Invece le emissioni di ossidi di azoto durante la combustione sono

pressappoco uguali se non di poco superiori rispetto a quelle del gasolio. Pur in

considerazione di ciò, analizzando le relative emissioni nelle fasi di produzione

e distribuzione secondo un approccio di life cycle assessment, il biodiesel ha

emissioni di NOx complessivamente inferiori con conseguenti risvolti positivi

dal punto di vista ambientale.

Inoltre il contenuto di ossigeno più elevato di quello del gasolio comporta

che il biodiesel sia soggetto a una combustione migliore con le favorevoli

conseguenze a ciò correlate. Si avranno perciò emissioni di monossido di

carbonio, di idrocarburi incombusti e di particolato consistentemente inferiori.

Facendo riferimento, ad esempio, all’utilizzo di biodiesel in motori a

combustione interna, le emissioni rilevabili possono essere stimate secondo

quanto riportato nella seguente tabella.

Inquinante

BIODIESEL

% di inquinante emesso in

confronto ad alimentazione

a gasolio

OLIO VEGETALE

% di inquinante emesso in

confronto ad alimentazione

a gasolio

Metalli pesanti nullo nullo

CO2 Complessivamente nullo Complessivamente nullo

SO2 1,00% 1,00%

CO 60,00% 75,00%

HC (idrocarburi

incombusti)

50,00%

100,00%

NOx 100,00% 110,00%

Particolato 55,00% 75,00%

Tabella 12 – Emissioni di un motore diesel alimentato a biodiesel. Tabella su fonti: Estereco;

Comitato Termotecnico Italiano (CTI); Università del Missouri; Università di Müfir (D).

L'uso di biodiesel comporta emissioni di inquinanti inferiori per tutti i

valori, non solo rispetto al gasolio ma anche nei confronti dell'olio vegetale tal


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quale. Infatti gli idrocarburi incombusti si dimezzano e si ha anche una

diminuzione del monossido di carbonio e del particolato emesso. Inoltre alcuni

studi hanno mostrato che il particolato prodotto da biodiesel risulta essere

meno mutageno, e quindi cancerogeno, di quello del diesel di origine fossile.

Sono state riscontrate diminuzioni delle emissioni di inquinanti anche nel

caso dell'utilizzo di biodiesel miscelato al gasolio per motori diesel.

Inquinante Riduzione rispetto al gasolio puro di un a miscela

di biodiesel al 20%

Monossido di

carbonio

-12,60%

Particolato -18,00%

Idrocarburi

incombusti

-11,00%

Tabella 13 - Variazione percentuale di alcune emissioni atmosferiche rispetto al gasolio.

Anche le emissioni correlate all'uso del biodiesel nelle caldaie sono state

oggetto di studi (ENEA, CNR, NOVAOL).

Nel grafico sono riportate le emissioni di polveri, NOx, SO2 e CO misurate

al camino di una caldaia di 1750 kW alimentata a biodiesel e raffrontate a

quelle emesse utilizzando gasolio. Studio (ENEA, CNR, NOVAOL).Come si può

osservare pure in questo caso le emissioni degli inquinanti considerati sono

inferiori per il biodiesel rispetto al gasolio, tranne nel caso degli NOx.


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Figura 1.17 – Confronto tra le emissioni di Biodiesel e gasolio in una cladaia industriale.

Inoltre, in linea generale, un aspetto molto importante è che il biodiesel, a

differenza dei combustibili fossili, è un composto biodegradabile il che

permette di evitare disastri ambientali in caso di fuoriuscite o perdite nelle fasi

di trasporto e stoccaggio. Infatti la configurazione molecolare del biodiesel, che

presenta una catena lineare di carbonio con atomi di ossigeno alle estremità è

più semplicemente attaccabile dai batteri che in natura degradano oli e grassi

rispetto a quanto avviene per il gasolio caratterizzato dall'essere povero di

ossigeno e costituito da una complessa miscela di idrocarburi con numerosi

legami doppi, catene ramificate e anelli.

Per di più nel biodiesel si riscontra l'assenza di sostanze pericolose per la

salute quali gli idrocarburi aromatici (benzene, toluene ed omologhi) o

policiclici aromatici.

1.4.5.2. Bioetanolo

Il bioetanolo è un carburante di origine vegetale, ottenuto dalla

fermentazione alcolica di zuccheri e carboidrati più complessi, quali l’amido e la

cellulosa. Il bioetanolo è un alcool, cioè una molecola di idrocarburo in cui

almeno un atomo di idrogeno è sostituito da un gruppo OH, che presenta delle

caratteristiche che lo rendono un carburante affine alla benzina, alla quale può

essere miscelato o, in alcuni casi e mediante opportuni accorgimenti, sostituto

nell’alimentazione degli autoveicoli. L'uso di bioetanolo per autotrazione risale


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addirittura ai primi del '900 quando lo stesso Henry Ford ne promosse l'utilizzo,

tanto che nel 1938 gli impianti del Kansas producevano già 18 milioni di

galloni/anno di etanolo (circa 54.000 t/anno). L’utilizzo del bioetanolo in

sostituzione alla benzina è attualmente una realtà in Brasile, dove i motori sono

stati predisposti a questo uso già a partire dagli anni Settanta, quando è

emerso in tutta la sua gravità il problema della sicurezza degli

approvvigionamenti. Negli USA e in Canada, invece, il bioetanolo è solitamente

utilizzato in miscela con la benzina al 10% in motori non modificati e all'85% in

motori appositamente predisposti.

1.4.5.2.1. Colture e processi produttivi

Il bioetanolo può essere prodotto mediante un processo di fermentazione

da diverse biomasse ovvero da diversi prodotti agricoli ricchi di carboidrati e

zuccheri. Le materie prime per la produzione di bioetanolo possono essere

racchiuse nelle seguenti classi:

- coltivazioni destinate (mais, frumento, sorgo, orzo, barbabietola e

canna da zucchero);

- residui di coltivazioni agricole e forestali;

- residui di lavorazioni industriali.

La produzione di bioetanolo è, ad oggi, principalmente ottenuta da

colture dedicate. Attualmente le materie prime maggiormente impiegate sono

la canna da zucchero ed il mais grazie a storici accordi agricoli dei paesi

produttori principali, Brasile e Stati Uniti. In Europa invece il bioetanolo è

prodotto utilizzando frumento (50%), orzo (20%) e barbabietole da zucchero

(30%). Ovviamente il tipo di colture adottato è dettato soprattutto da motivi

climatici e dalle pratiche agricole utilizzate.

In Italia difatti si ricorre principalmente alla barbabietola da zucchero e

al sorgo quali colture zuccherine mentre tra le colture amidacee le più

numerose sono il frumento tenero nell’Italia meridionale e il mais in quella

settentrionale.

Tale distinzione è opportuna in quanto i processi produttivi del

bioetanolo si differenziano in base al tipo di materia prima, che sia a base di

zucchero o amidacea.


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Quando si utilizza una materia prima a base di zucchero, da un punto di

vista tecnologico la filiera energetica ricalca quella alimentare e prevede

fondamentalmente l’estrazione degli zuccheri dai tessuti vegetali, la loro

fermentazione e la distillazione. La pianta viene prima frantumata e setacciata

per separare le componenti zuccherine a cui poi si unisce il lievito di birra

affinché gli zuccheri fermentino producendo alcool e anidride carbonica. La

frazione liquida così ottenuta viene quindi distillata per produrre etanolo alla

concentrazione richiesta dal mercato. Infatti qualora l’etanolo debba essere

mescolato alla benzina, è necessario che l’acqua rimanente venga allontanata

(“bioetanolo anidro”) mentre in generale ciò non è necessario. Negli impianti

destinati a tali lavorazioni, le fibre legnose composte da cellulosa e lignina che

restano dopo l’estrazione del succo dalla canna (bagasse) costituiscono un

sottoprodotto utilizzato solitamente per la produzione di calore di processo.

Quando invece si utilizza un cereale amidaceo come materia prima, il

processo produttivo prevede fondamentalmente una degradazione dell’amido

in uno zucchero che possa subire la fermentazione alcolica. Tale processo ha

inizio con la separazione, la selezione e la macinatura della materia prima.

Successivamente sono utilizzati degli enzimi, le amilasi, con lo scopo di

convertire gli amidi in zuccheri fermentabili mediante una reazione di idrolisi.

Da questo punto in poi il processo è simile a quello impiegato per le colture

zuccherine, sebbene in questo caso per produrre il calore di processo vengano

solitamente impiegati combustibili fossili, principalmente gas naturale. Il

processo di produzione di etanolo da cereali dà origine anche ad alcuni

sottoprodotti interessanti, come per esempio un mangime animale ricco di

proteine, il cosiddetto Distillers Dry Grain with Soluble (DDGS), o prodotti

dolcificanti, a seconda della materia prima specifica impiegata e del processo

utilizzato.

La resa in bioetanolo per ettaro dipende ovviamente dalla coltura

utilizzata e di conseguenza dalle zone in esame essendo il tutto fortemente

influenzato dal clima. In Italia la coltura più interessante per resa risulta essere

la barbabietola da zucchero con 5,5 tonnellate di bioetanolo per ettaro.


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Rese in bioetanolo delle colture in Italia

Barbabietola da zucchero 5,5 t/ha

Sorgo 4,5 t/ha

Frumento tenero 2,5 t/ha

Mais 3-6 t/ha

Tabella 14 - Rese in bioetanolo delle colture in Italia. Fonte: INRA, TEAGSC Crop Research

Center, McAloon, NREL

Valori del tutto indicativi, ma molto utili per alcune fondamentali

osservazioni, sono stati ricavati con una media pesata per tipo di coltura

utilizzata e in considerazione delle rese medie di trasformazione in bioetanolo

della materia prima.

Resa media in materia prima Resa media in bioetano lo

Europa 7 t/ha 2790 l/ha

Brasile 69 t/ha 6200 l/ha

Tabella 15–Confronto tra le rese medie europpe e brasiliane (Fonte: comitato termotecnico

italiano)

Infatti, da tali dati appare evidente che, sebbene il bioetanolo possa

essere prodotto con successo anche nei climi temperati, i climi tropicali siano

più adatti per garantire una alta produttività. Cifre di tale portata riferite ai

paesi sopraccitati portano a serie riflessioni in materia di convenienza

energetica dell’importazione di bioetanolo per il mercato europeo. Se il

bioetanolo dovesse affermarsi a livello mondiale, appare scontato che il Sud

America, l’India, il Sud-est Asiatico e l’Africa potrebbero diventare i maggiori

esportatori.


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Un altro approccio al problema dell'approvvigionamento del bioetanolo

nei paesi temperati è rappresentato dalla ricerca volta all’aumento delle

varietà e delle rese delle colture disponibili alle nostre latitudini. Si stanno

infatti sviluppando diversi processi in grado di convertire la biomassa

cellulosica (oltre agli amidi ed agli zuccheri) in bioetanolo. Tale tecnologia di

produzione richiede ancora importanti investimenti nel settore della ricerca e

attualmente non esiste una produzione industriale di questo tipo. In generale i

costi di reperimento della materia prima di questo processo sono modesti.

Infatti le specie vegetali più adatte per questo tipo di idrolisi enzimatica

sembrerebbero essere il pioppo e il panicum.

1.4.5.2.2. Costi di produzione

I costi di produzione del bioetanolo, come dei biocombustibili in

generale, sono difficili da quantificare univocamente poiché basati sul prezzo

delle materie prime agricole e del combustibile, sul metodo di produzione e

sulle differenze fra i vari paesi, che includono sia le tecniche agronomiche che

la tassazione sui combustibili.

Dal momento che tipologie diverse di biomasse necessitano di processi

specifici per la conversione in bioetanolo, la trattazione degli aspetti economici

necessita di una differenziazione nelle sezioni della filiera: saccarifera,

amidacea e quella sperimentale lignocellulosica in quanto il tipo e la maturità

delle tecnologie applicate incidono profondamente sui costi di produzione.

Nel caso di utilizzo di piante zuccherine, in particolare di barbabietola da

zucchero, i costi della materia prima sono stimati in circa 320€ per 1000 litri di

bioetanolo prodotto e quelli di trasformazione in circa 220€. Questa sezione

della filiera produttiva del bioetanolo, attualmente la più competitiva per resa

per ettaro di coltura, è influenzata da una forte concorrenza nell’utilizzazione

della materia prima dall’industria alimentare e ciò concorre a mantenerne un

prezzo relativamente alto.


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Bioetanolo da

barbabietola da

zucchero

Bioetanolo da

materia prima

no-food

Costo materia prima

(€/1000litri) 324 200

Costo trasformazione

industriale (€/1000litri) 218 218

Ricavi dai sottoprodotti

(€/1000litri) 3 3

Costi produttivi totali

(€/1000litri) 539 415

Tabella 16- Costo di produzione di etanolo da prodotti zuccherini (Fonte: C.E.T.A., Università

Udine Dip. Energetica, 2006)

Nell'ipotesi di utilizzo di materie prime senza scopi alimentari i costi di

produzione si riducono notevolmente sia per minore richiesta di mercato ma

anche per merito degli incentivi previsti in tal caso.

La sezione amidacea, invece, si basa sui vantaggi dovuti al fatto che tali

colture hanno sottoprodotti con un notevole contenuto economico come i

DDGS prima citati. Anche in questo caso, tuttavia, la materia prima è un

elemento che incide sensibilmente sul costo finale del bioetanolo.

Bioetanolo da colture

amidacee

Bioetanolo da colture

amidacee

no-food

Costo materia prima

(€/1000litri) 343 220

Costo trasformazione 284 284


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industriale (€/1000litri)

Ricavi dai sottoprodotti

(€/1000litri) 145 145

Costi produttivi totali

(€/1000litri) 482 359

Tabella 17 – Costo di produzione di bioetanolo da colture amidacee (Fonte: C.E.T.A.,

Università Udine Dip. Energetica, 2006)

Il costo complessivo, bilanciato dagli importanti margini di ricavo offerti

dai sottoprodotti, risulta essere quindi inferiore a quello della sezione

zuccherina.

Per quel che riguarda la sezione cellulosica la tecnologia del processo di

trasformazione non è ancora matura ed in fase di ottimizzazione. Di

conseguenza i costi di tale filiera presentano un potenziale margine di

miglioramento e sono da ritenersi puramente indicativi.

Bioetanolo da cellulosa

Costo materia prima (€/1000litri) 240

Costo trasformazione industriale (€/1000litri) 355

Ricavi dai sottoprodotti (€/1000litri) 38

Costi produttivi totali (€/1000litri) 557

Tabella 18 – Costo di produzione di bioetanolo da colture cellulosiche (Fonte: C.E.T.A.,

Università Udine Dip. Energetica, 2006).

Resta comunque evidente il potenziale di tale processo che sfrutta il

minor costo della materia prima. Mentre gli incentivi fiscali per il bioetanolo

prodotto con i processi esistenti sono necessari allo stato attuale per stimolare

la domanda, le nuove tecnologie di processo potrebbero condurre alla

conseguente riduzione dei costi. In particolare, il bioetanolo da colture a base

di cellulosa in futuro potrà essere prodotto in aree temperate ad un costo più


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basso e sarà quindi potenzialmente competitivo con i costi attuali e futuri del

bioetanolo da canna da zucchero in Brasile.

Ad oggi, in cui tale tecnologia è ancora in via di sviluppo il prezzo di

vendita del bioetanolo risulta essere più alto di quello degli altri biocombustibili

esaminati. Infatti in base ai costi di produzione e tenendo conto del valore della

densità del bioetanolo pari a 0,79 kg per litro è possibile stimare il suo valore di

mercato intorno ai 1000 euro per tonnellata.

1.4.5.2.3. Proprietà chimico-fisiche

Il bioetanolo presenta delle caratteristiche chimico-fisiche che lo rendono

un carburante affine alla benzina, alla quale può essere miscelato o, in alcuni

casi e mediante opportuni accorgimenti, sostituto nell’alimentazione degli

autoveicoli.

Bioetanolo Benzina Gasolio

Potere calorifico inferiore (MJ/kg) 27 44 42

Densità (kg/dm3) 0,79 0,72 0,84

Viscosità a 20°C (cSt) 0,5 0,6 2,6

Punto di infiammabilità (°C) 13 21 52

Numero di ottano 96 85

Research Octane Number (RON) 130 95

Numero di ottano medio 113 90 85

Temperatura di ebollizione (°C) 78 100

Tensione di vapore (kPa) 124 85

Numero di cetano 27 <15 48

Tabella 19 - Confronto delle proprietà chimico fisiche del bioetanolo con i carburanti

attualmente più diffusi(Fonti: C.E.T.A., CTI, Università degli Studi di Milano – dipartimento di Ingegneria

Agraria).


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Per alcune proprietà il bioetanolo ha un comportamento addirittura

migliore di quello della benzina. Infatti possiamo osservare che:

- il numero di ottano risulta maggiore per il biocarburante rispetto alla

benzina. Tale parametro indica la tendenza all’autoaccensione di una

benzina all’aumentare del rapporto di compressione in un motore a

combustione interna e quindi la capacità del carburante a resistere alla

combustione spontanea. L'alto valore dell'ottano aumenta la potenza in

uscita dal motore e riduce l'esplosione anticipata del carburante in

quanto nei motori ad accensione comandata ciò non deve avvenire per

evitare il cosiddetto battito in testa. Si ha quindi che il bioetanolo

evidenzia una capacità antidetonante maggiore e, per quel che riguarda

l'ottano, caratteristiche preferibili anche alla benzina. Infatti consente

rapporti di compressione elevati e a riprova di tutto ciò si segnala come

il bioetanolo sia utilizzato anche nelle gare automobilistiche;

- la volatilità del bioetanolo, espressa dalla temperatura di ebollizione e

dalla tensione di vapore, è superiore a quella della benzina. Ne

consegue una miscelazione con l'aria più veloce ed omogenea nel corso

della carburazione che contribuisce a migliorare la combustione,

l'avviamento a freddo del motore e le prestazioni in accelerazione;

- il punto debole del bioetanolo è la densità energetica in considerazione

del valore del potere combustibile nettamente inferiore nei confronti

della benzina. Per tale motivo a parità di energia, 1 kg di benzina dovrà

essere sostituito da 1,67 kg di bioetanolo. Tale problematica è in parte

bilanciata da una maggiore densità massiva e dalla migliore efficienza di

combustione.

Nella tabella precedente sono riportati anche i valori necessari al

confronto con il gasolio nell'ottica di utilizzare questo biocarburante anche nei

motori a ciclo Diesel mettendo a punto alcuni aspetti motoristici e legati alla

sicurezza. Da tale confronto traspare che la densità energetica è anche in

questo caso inferiore. Inoltre in relazione al suo basso numero di cetano il

bioetanolo evidenzia una prontezza all'accensione minore rispetto a quella del

gasolio e analizzando il valore del punto di infiammabilità si evidenzia che il

bioetanolo, presentando temperature di flash point inferiori, presenta maggiori

criticità nelle fasi di trasporto, manipolazione e stoccaggio dovute alla sua


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spiccata tendenza allo sviluppo di gas infiammabili anche a basse temperature.

D'altro canto il bioetanolo presenta valori di viscosità molto bassi, addirittura

inferiori a quelli della benzina. In considerazione di tutto ciò le caratteristiche

del bioetanolo rispetto al gasolio gli conferiscono un comportamento che in

generale per applicazioni nei motori diesel può essere considerato peggiore e

che spiega anche il ricorso agli oli vegetali o al biodiesel per la sostituzione del

gasolio in tali motori.

Inoltre proprio in virtù del suo elevato numero di ottano il bioetanolo può

rappresentare un additivo antidetonante alla benzina in sostituzione dell'MTBE

uscito di produzione perché pericoloso alla salute. Infatti proprio dal

bioetanolo si ottiene il bio-ETBE che ha comportamenti praticamente analoghi

all'MTBE e che già oggi molti guidatori avranno sicuramente usato senza

esserne consapevoli.

1.4.5.2.4. Emissioni della combustione

dell’etanolo

Il valore globale delle emissioni di gas serra nell’intero ciclo di vita è

fortemente dipendente dalla coltura e dal tipo di tecnica di produzione

utilizzata. È indiscutibile, però, che l’utilizzo dell’etanolo in sostituzione della

benzina riduca le emissioni di CO2, ma a seconda della materia prima utilizzata

questi valori variano notevolmente.

Uno studio della regione Friuli Venezia Giulia ha inoltre rilevato

significativi miglioramenti nelle emissioni di un motore a ciclo Otto alimentato

con miscele di bioetanolo via via crescenti.


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Emissioni di gas inquinanti rispetto all'uso di ben zina

Bioetanolo al 10% Bioetanolo al 20% Bioetanolo all'85%

CO 95,00% 73,00% 67,00%

NOx 100,00% dato non disponibile dato non disponibile

SO2 82,00% dato non disponibile 7,00%

PM 54,00% dato non disponibile 30,00%

Tabella 20 - Emissioni di gas inquinanti di un motore a ciclo Otto alimentato con miscele con

percentuali diverse di bioetanolo rispetto all’uso di sola benzina (Fonte: Regione Friuli Venezia Giulia).

In generale si può affermare che, oltre al vantaggio per quel che

concerne i gas ad effetto serra, il bioetanolo presenta una migliore qualità delle

emissioni legata alla maggiore presenza di ossigeno nella composizione chimica

della sua molecola, pari al 34,7% in peso, rispetto alla benzina. L’ossigeno

permette una combustione completa del carburante, con evidenti riflessi sulla

quantità dei composti incombusti, oltre che nella durata media dei motori. Il

monossido di carbonio, ad esempio, fa registrare delle rimozioni nelle emissioni

in atmosfera tanto più importanti quanto maggiore è la presenza del

bioetanolo nella miscela. Di segno contrario è la tendenza relativa alle

emissioni degli ossidi di azoto (NOx), che aumentano all’aumentare della

presenza di ossigeno nel carburante. È emerso infatti che l’utilizzo del

bioetanolo, proprio a causa del maggiore tenore di ossigeno, sia responsabile

talora di un aumento delle emissioni di alcuni gas inquinanti quali gli ossidi di

azoto.

L'assenza o il bassissimo contenuto di zolfo nel bioetanolo comporta

una drastica diminuzione dell'emissione dell'anidride solforosa anche con l'uso

in miscela con i conseguenti vantaggi ambientali.

Inoltre utilizzando il bioetanolo le emissioni di idrocarburi aromatici

complessi, come il benzene, sono notevolmente ridotte e anche le emissioni di

particolato risultano inferiori. La presenza dell’acetaldeide, composto

cancerogeno, è tollerabile anche se presente nelle emissioni in elevate

concentrazioni. Infatti tale composto è caratterizzato da un potere

cancerogeno da 10 a 60 volte inferiore rispetto a quello dei principali inquinanti


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originati dalla combustione dei prodotti di origine fossile, quali ad esempio il

benzene.

Un'ulteriore aspetto da non sottovalutare è la biodegradabilità del

bioetanolo. Con il suo utilizzo, perciò, potrebbero essere evitati disastri

ambientali dovuti alla dispersione accidentale del carburante.

1.4.5.3. Digestione aerobica

Il processo di digestione aerobica consiste nella metabolizzazione ad

opera di batteri delle sostanze organiche in un ambiente condizionato dalla

presenza di ossigeno. Questi micro-organismi convertono sostanze complesse

in altre più semplici, liberando CO2 e H2O e poiché si tratta di reazioni di natura

esotermica, si produce un elevato riscaldamento del substrato, proporzionale

alla loro attività metabolica.

Il calore prodotto può essere così trasferito all’esterno, mediante

scambiatori a fluido. Tipicamente si tratta di un processo adottato in caso di

impianti di depurazione dei liquami. Un’equazione stechiometrica che possa

riassumere le reazioni che avvengono durante tale processo può essere del

tipo:

C5H7O2N + 7O2 3H2O + 5CO2 + H+ + NO��

Per tale reazione sono necessari 1.98 grammi di ossigeno per grammo di

solido ossidato. Tuttavia, una parte della massa cellulare non è degradabile

(tipicamente in valore compreso tra il 20% e il 35%).

La digestione aerobica è un processo importante per quanto riguarda la

riduzione degli agenti patogeni(“PSRP”) approvato dall’agenzia di protezione

dell’ambiente (“EPA”, Environmental Protection Agency) per la stabilizzazione

dei solidi biologici.

La digestione anaerobica

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Ladigestioneanaerobica2.

La degradazione biologica della sostanza organica in condizione di

anaerobiosi (in assenza, cioè, di ossigeno) determina la formazione di diversi

prodotti, i più abbondanti dei quali sono due gas: il metano (CH4) ed il biossido

di carbonio (CO2).

Essa coinvolge diversi gruppi microbici interagenti tra loro: i batteri

idrolitici, i batteri acidificanti ed, infine, i batteri metanigeni, quelli cioè che

producono metano e CO2, con prevalenza del gas di interesse energetico, che

rappresenta circa i 2/3 del biogas prodotto. I microrganismi anaerobi

presentano basse velocità di crescita e basse velocità di reazione metabolica;

occorre quindi mantenere, per quanto possibile, condizioni ottimali

dell’ambiente di reazione.

I batteri metanigeni trovano posto solo nella posizione finale della catena

trofica anaerobica. Alla fine del processo la quasi totalità del metano prodotto,

poco solubile in acqua,si ritrova nella fase gassosa, mentre la CO2 si ripartisce in

fase gassosa e nella fase liquida.

Un semplice esempio di degradazione anaerobica di un substrato organico

puro è rappresentato dalla digestione anaerobica del glucosio. In questo caso si

ha un primo passaggio in cui il glucosio viene convertito ad acido acetico ed un

successivo in cui l’acido acetico viene ulteriormente degradato a metano e

biossido di carbonio [40]:

C6H12O6 → 3 CH3COOH

CH3COOH → CH4 + CO2

L’attività biologica anaerobica è stata evidenziata in un ampio intervallo di

temperatura: tra - 5 e + 70 °C. Esistono, tuttavia, differenti specie di

microrganismi classificabili in base all’intervallo termico ottimale di crescita:

• psicrofili (temperature inferiori a 20 °C);

• mesofili (temperature comprese tra i 20 °C ed i 40 °C);

• termofili (temperature superiori ai 45 °C).


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L’industrializzazione biotecnologica di questo processo naturale ha

consentito di passare dall’iniziale concetto di stabilizzazione estensiva della

sostanza organica in ambienti naturali a veri e propri processi industriali per la

produzione di biogas.

Combustibile p.c.i (kcal/kg – kcal/m3)

GPL 11.000

Benzina per autotrazione 10.500

Combustibile per aerei 10.400

Gasolio 10.200

Petrolio grezzo 10.000

Olio combustibile 9.800

Litantrace 6.800-9.000

Antracite 8.000-8.500

Gas naturale 8.300

Carbone di legna 7.300

Coke 7.000

Lignite 4.000-6.200

Biogas 4.000-4.500

Torba 3.000-4.500

Gas di cokeria 4.300

Legna da ardere 2.500-4.500

Gas tecnico di altoforno 900

Tabella 21–Confronto tra il p.c.i dei principali combustibili fossili e biogas

La tabella che segue riporta la composizione media di un biogas tipico;

alcuni composti, pur presenti solo in tracce, possono causare, come si vedrà in

seguito, problemi gestionali di notevole importanza.

Molecole Percentuale di biogas

(%)

Metano (CH4) 55-65 %

Anidride carbonica (CO2) 35-45%

Idrogeno solforato (H2S) 0,02-0,2 %

Vapor d’acqua Saturazione

Idrogeno (H2), ammoniaca (NH3), ossigeno (O2), azoto molecolare (N2)

Tracce

Tabella 22–Composizione tipica media del biogas


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2.1 Processo di digestione anaerobica: descrizione

generale

Come detto in precedenza, il processo di digestione anaerobica si

realizza in tre fasi distinte nelle quali lavorano in serie diversi ceppi batterici. La

prima fase è quella idrolitica che avviene ad opera dei batteri idrolitici che

riducono i carboidrati, le proteine e i lipidi contenuti nella sostanza organica di

partenza rispettivamente in monosaccaridi, amminoacidi e acidi grassi, ovvero

in composti organici più semplici.

Successivamente, nella fase di fermentazione, tali sostanze vengono

trasformate in un primo stadio, in acidi organici mediante reazioni di

acidogenesi e quindi in acetato, anidride carbonica e idrogeno, attraverso

processi di acetogenesi. Per finire si ha poi la fase metanigena, in cui i batteri

metanigeni, appunto, convertono i prodotti precedentemente formatisi in

metano (CH4) e anidride carbonica (CO2), che rappresentano, come detto, i

principali costituenti del biogas. I batteri metanigeni occupano quindi solo la

posizione finale della catena trofica anaerobica. Il metano, poco solubile in

acqua, passa praticamente nella fase gassosa, mentre la CO2 si ripartisce in fase

gassosa e fase liquida. Complessivamente dunque, attraverso il meccanismo

della digestione anaerobica, la componente organica delle biomasse trattate

viene degradata liberando, sotto forma di biogas, l’energia chimica in essa

contenuta. Tale prodotto è un gas combustibile ad elevato potere calorifico che

addirittura supera quello del syngas (proprio per l’alta concentrazione di

metano) e che raggiunge i valori visti in tabella 1. Una volta estratto dal

digestore il biogas prodotto quest’ultimo viene raccolto, essiccato, purificato

da sostanze non desiderate, compresso e immagazzinato per essere poi

utilizzato nelle applicazioni energetiche cui è destinato.


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Figura 2.1 – Fasi della digestione anaerobica e ceppi batteri che le caratterizzano

Focalizzando l’attenzione sui ceppi batterici che intervengono durante il

processo di digestione anaerobica, si hanno:

batteri idrolitici, che spezzano le macromolecole biodegradabili in

sostanze più semplici

• batteri acidogeni, che utilizzano come substrato i composti organici

semplici liberati dai batteri idrolitici e producono acidi organici a catena

corta, che a loro volta rappresentano il substrato per i gruppi batterici

successivi;

• batteri acetogeni, produttori obbligati di idrogeno che utilizzano come

substrato i prodotti dei batteri acidogeni dando luogo ad acetato,

idrogeno ed anidride carbonica;

• batteri omoacetogeni che sintetizzano acetato partendo da anidride

carbonica e idrogeno;

• batteri metanigeni, distinti in due gruppi:


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� quelli che producono metano ed anidride carbonica da acido

acetico, detti acetoclastici;

� quelli che producono metano partendo da anidride carbonica e

idrogeno, detti idrogenotrofi.

Come è possibile intuire, l’esito del processo dipende proprio dall’azione

coordinata e sequenziale di tutti i gruppi microbici coinvolti. A tale scopo è

indispensabile che l’ambiente di reazione sia il risultato di un compromesso tra

le esigenze dei singoli ceppi batterici, compromesso che può realizzarsi

mediante uno stretto controllo dei principali parametri di processo, come ad

esempio temperatura, pH, tempo di permanenza idraulico del substrato nel

digestore, produzione e composizione del biogas, acidità volatile e alcalinità.

La temperatura può essere mantenuta in campo mesofilo (intorno ai

35°C) o termofilo (55°C); nel primo caso le cinetiche di crescita dei

microrganismi sono più lente e richiedono un tempo di ritenzione di 30 giorni

circa; nel secondo caso la digestione può considerarsi completata dopo 20

giorni. Il digestore può essere monostadio o a doppio stadio, e può essere

caratterizzato da una digestione fredda o da una digestione riscaldata. La scelta

è strettamente a discrezione del progettista e dipende da quali parametri di

processo si vogliono ottimizzare.

I batteri acidogeni hanno un tempo minimo di duplicazione pari a circa 2-3

ore a 35 °C, molto veloce se comparato con quello degli acetoclastici, che

impiegano circa 2-3 giorni a 35 °C per duplicarsi; è quindi ovvio che il controllo

e la limitazione del processo sono dipendenti da questi ultimi.

I batteri metanigeni, oltre ad avere un tasso di crescita particolarmente

lento, lavorano in maniera ottimale solo con pH compreso tra 7 e 7,5; ciò di

fatto rende la fase di conversione/metanizzazione particolarmente delicata e

difficile da realizzare tanto che essa rappresenta indubbiamente lo step

maggiormente limitante per l’intero processo di conversione biochimica.

È bene sottolineare come dall’attività di digestione anaerobica si

ottengono, oltre al biogas (utilizzabile come visto per fini energetici), anche due

sottoprodotti: un liquido surnatante da trattare prima dello scarico e dei fanghi

umificati e mineralizzati.

Quest’ultimi contengono in forma mineralizzata, quindi non più

degradabile, sostanze quali azoto, fosforo e potassio; inoltre essendo anche

umificati sono praticamente metastabili ovvero non putrescibili, inodore e


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soggetti a una decomposizione molto lenta; hanno quindi tutte le proprietà di

un ottimo fertilizzante e proprio per questo sono utilizzabili in agricoltura, nei

limiti imposti dalla normativa, in quanto il contenuto residuo di azoto nel

digestato prodotto dagli impianti a biogas deve essere conteggiato nella

redazione dei piani di concimazione, al fine di evitare di superare la soglia di

unità di azoto ad ettaro soprattutto nelle aree classificate come vulnerabili

secondo la direttiva europea sui nitrati.

2.2 Analisi dettagliata delle fasi del processo di

digestione anaerobica

In base a quanto detto in precedenza, la formazione di metano avviene

a partire da acido acetico, attraverso la riduzione del biossido di carbonio,

utilizzando come co-substrato l’idrogeno, oppure, anche se solamente in

piccola parte, dall’acido formico.

Nello schema successivo vengono elencate tutte le fasi del processo,

insieme alle particolari colture batteriche che agiscono sul substrato.

2.2.1 Idrolisi ed acidificazione

La fase di idrolisi ed acidificazione è necessaria perché i batteri possano

assimilare solamente sostanze solubili o molecole molto piccole. I

microrganismi idrolizzanti possono agire principalmente in due modi: o

colonizzando il materiale particolato degradandolo, oppure producendo enzimi

extracellulari in grado di scindere le molecole organiche complesse in oligomeri

e monomeri che sono quindi resi disponibili per il trasporto all’interno delle

cellule di microrganismi acidogenici fermentanti. Questi operano generalmente

l’ossidazione dei substrati organici semplici a piruvato che viene poi

trasformato in acidi grassi volatili, alcoli e chetoni che rappresentano i substrati

di partenza per la successiva fase acetogenica. Il processo idrolitico può essere

inibito dall’accumulo di amminoacidi e zuccheri a causa dell’interferenza nella

produzione ed attività degli enzimi idrolitici.

Contemporaneamente all’idrolisi avviene il processo fermentativo

acidogenico in cui i batteri fermentativi degradano gli zuccheri, gli acidi grassi e

gli amminoacidi, producendo acidi organici a basso peso molecolare, cioè


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volatili, in maggioranza a catena corta, come ad esempio l’acido acetico, quello

butirrico e propionico. A causa di questa intensa produzione di acidi si registra

una diminuzione di pH. Gli amminoacidi vengono ridotti ad acidi saturi e poi

ossidati ad acido formico, più un acido saturo con un numero di atomi di

carbonio minore dell’amminoacido iniziale.

2.2.2 Acetogenesi

Una volta formatisi gli acidi volatili, costituiti essenzialmente da

propinato, butirrato e alcoli, essi vengono utilizzati come substrato dai batteri

acetogeni per la produzione di acido acetico, acido formico, acido propionico,

CO2, H2, CH4 e H2S. Durante la produzione di acido acetico si possono verificare

fenomeni di inibizione dovuti alla presenza nel mezzo di idrogeno molecolare;

se però l’H2 viene mantenuto a basse concentrazioni, grazie all’attività dei

batteri metanigeni idrogenotrofi, la degradazione degli acidi grassi ad H2 ad

opera dei batteri acetogeni è resa più probabile, nonostante la formazione di

H2 sia energeticamente sfavorita.

2.2.3 Metanogenesi

La conclusione della catena trofica anaerobica è rappresentata dalla

produzione di metano (CH4) . Il metano infatti è l’unico composto non reattivo

nell’intero processo di digestione anaerobica e può, pertanto, essere

considerato il prodotto finale dell’intero processo.

La produzione del metano avviene principalmente attraverso due

differenti vie di reazione:

� in una si giunge alla produzione di metano grazie all’opera di batteri

idrogenotrofi, che operano l’ossidazione anaerobica dell’idrogeno

utilizzando la CO2 come accettore secondo la seguente reazione:

CO2 + 4H2 CH4 + 2H2O

� nell’altra invece la metanogenesi avviene per via acetoclastica, cioè

l’acido acetico viene degradato a metano e biossido di carbonio:


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CH3COOH CH4 + CO2

La maggior parte della produzione di metano avviene attraverso questo

secondo meccanismo. Circa il 70% del CH4 proviene infatti dal CH3COOH, in

quanto la maggior parte della sostanza putrescibile si degrada ad acido acetico,

mentre solo il restante 30% deriva dalla riduzione della CO2.

La figura successiva quantifica percentualmente la distribuzione nei

diversi cammini metabolici coinvolti nel processo di digestione.

Figura 2.2 – Schema di flusso quantitativo delle fasi del processo di digestione

Grazie all’attività di queste colonie batteriche si svolgono due

importanti funzioni della catena trofica anaerobica: da una parte si degrada

l’acido acetico e quello formico a CH4, eliminando così gli acidi che altrimenti

avrebbero inibito il processo per eccesso di acidità; dall’altra si mantiene a

bassi livelli la concentrazione di H2 così da consentire la conversione degli acidi

grassi a catena lunga e degli alcoli ad acetato ed H2. Infatti se la via

idrogenotrofa è rallentata si osserva un accumulo di H2 nel fluido trattato che

inibisce la produzione di metano, mentre la via acetoclastica può essere inibita

da elevate concentrazioni di acido acetico.

Il fattore più importante che controlla la possibilità di utilizzo

dell’acetato da parte dei batteri metanigeni è la forma chimica con cui tale

substrato è presente nel mezzo: se esso è in forma indissociata (CH3COOH),

l’acido acetico può attraversare la membrana batterica ed essere quindi

utilizzato, anche se bisogna ricordare che questo fenomeno è favorito in un


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intervallo di pH abbastanza breve compreso generalmente tra 6 e 8. Se il pH ha

valori più elevati l’acido acetico è presente per lo più in forma dissociata

(CH3COO¯ ); non si raggiunge quindi la concentrazione della forma indissociata

necessaria affinché ci sia un gradiente di concentrazione tale da consentire un

trasporto trans-membrana del metabolita. Per quanto riguarda invece gli

ambienti con valori del pH relativamente bassi(inferiori a 5), si riscontra una

elevata concentrazione di acido indissociato che attraversa la membrana

cellulare, talmente alta che può risultare superiore alla capacità di

metabolizzazione dei batteri con conseguente inibizione del processo per

eccesso di substrato.

2.2.4 Condizioni favorevoli per i microrganismi della


Le condizioni ambientali ottimali per la vita delle varie forme microbiche

coinvolte nel processo di degradazione sono diverse pertanto la sfida principale

è di creare all’interno del digestore, condizioni ambientali tali da consentire un

processo metabolico continuo ed indisturbato per tutti i gruppi microbici

coinvolti.

Condizioni anaerobiche

I microrganismi responsabili della metanogenesi sono strettamente

anaerobici; anche piccole concentrazioni di ossigeno possono inibire la loro

attività. Per questo l’intero processo deve essere mantenuto in condizioni

anaerobiche; tuttavia non è possibile evitare completamente l’ingresso di

ossigeno. Al contrario, una iniezione mirata di ossigeno (generalmente di aria)

nell’area di stoccaggio del biogas è un metodo semplice e comune per ottenere

la desolforizzazione biologica del gas. Inoltre l’ossigeno può entrare nel

processo attraverso l’aria che circonda il substrato (specialmente con substrati

solidi non macinati).

Umidità

L’acqua è necessaria per la crescita e la sopravvivenza dei microrganismi.

Inoltre, lo scambio di metaboliti all’interno del processo anaerobico avviene in


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condizioni umide. Pertanto il contenuto di sostanza secca non dovrebbe mai

eccedere il 30%.

Miscelazione

All’interno del digestore il substrato in fase di digestione deve essere

opportunamente miscelato, in modo tale da:

• ottimizzare il rilascio di biogas

• evitare la sedimentazione del fango e la formazione di croste

superficiali

• favorire il contatto tra batteri e substrato

• evitare la presenza di zone morte

• garantire una distribuzione omogenea della temperatura.

Infatti a causa delle diverse densità dei materiali, senza una buona

miscelazione si avrebbero problemi di sedimentazione; i batteri si accumulano

sul fondo mentre la materia organica galleggia; in questo modo l’area di

contatto diminuisce provocando un’inibizione della degradazione.

Alimentazione continua

Per evitare un sovraccarico del processo biologico la quantità

giornaliera di substrato prevista non dovrebbe essere aggiunta tutta in una

volta ma distribuita durante il giorno. In tal modo il substrato può essere

digestato più velocemente.

Superficie di contatto / Dimensione delle particelle

Maggiore è la superficie di contatto fra il substrato ed i microrganismi,

più facile e veloce è la digestione. Pertanto la dimensione delle particelle di

substrato ha un effetto diretto sulla velocità del processo. Inoltre un substrato

sufficientemente ridotto rende più semplice la miscelazione ed il riscaldamento

e riduce la formazione di strati di schiuma e di sedimentazioni.

Micronutrienti

Come tutti gli organismi viventi, i batteri hanno bisogno di

micronutrienti per ottenere le migliori performance: sodio, potassio, magnesio,


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zinco, ferro, nickel, cobalto, molibdeno, tungsteno, selenio, zinco, calcio etc. Un

apporto sufficiente di questi elementi deve essere tenuto in considerazione per

la combinazione di vari substrati.

La carenza di micronutrienti può inibire la fermentazione e causare

l’acidificazione del substrato. I digestori funzionanti con un unico tipo di

substrato - specialmente quelli a monofermentazione di colture energetiche -

possono incorrere in possibili carenze di micronutrienti. Poiché per avviare il

processo vengono spesso usati digestati di altri impianti o liquami, in molti casi

le carenze non si manifestano nelle prime fasi.

Il sintomo più indicativo di carenza di nutrienti è la graduale

diminuzione della produzione di biogas, accompagnata talvolta da un aumento

della concentrazione di acidi grassi. Si è visto che circa il 30% del metano si

produce dalla reazione di anidride carbonica ed idrogeno, la restante parte è

prodotta dall’acido acetico. La sintesi di metano da CO2 e H2 avviene per via

enzimatica; per produrre gli enzimi i microrganismi necessitano di nickel,

cobalto, molibdeno ed altri microelementi. Pertanto una loro carenza

determina la diminuzione della produzione di metano e l’accumulo di H2 e CO2.

La mancata conversione dell’H2 in metano provoca un aumento della pressione

parziale di idrogeno, che a sua volta inibisce la formazione dell’acido acetico e

provoca un incremento degli acidi grassi volatili, causando una generale

acidificazione del substrato.

Oltre all’uso di razioni con un solo substrato, un’altra causa di carenza di

micronutrienti può essere dovuta ad un’elevata concentrazione di zolfo. Lo

zolfo infatti reagisce con i microelementi formando solfuri metallici, poco

solubili in acqua, sottraendoli quindi ai microrganismi.

Esclusione dalla luce

La luce non uccide i microorganismi ma inibisce il processo di

degradazione.

2.2.4.1 Condizioni ottimali di avvio del processo di


Per far si che la catena di reazione abbia inizio è necessario che nel

substrato si creino le condizioni ottimali per la riproduzione di un numero


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sufficientemente alto di batteri metanigeni, tali da garantire poi la continuità

del processo.Nella matrice in ingresso infatti non si ha una concentrazione

sufficiente di batteri a gassificare la sostanza organica perciò, per raggiungere l’

optimum di attività, bisogna aspettare un determinato intervallo di tempo,

durante il quale ci sarà una forte crescita batterica con conseguente

raggiungimento delle condizioni ambientali favorevoli allo svolgersi del

processo.

Analizzando le velocità di reazione, si nota che all’inizio del processo le

fasi idrolitica e acida sono molto più veloci della fase metanica; la conseguenza

di ciò è una maggiore produzione di acidi rispetto a quanti vengono gassificati.

Finché non si è sviluppata un’alta concentrazione di batteri produttori di

metano la lenta velocità di reazione di questa ultima fase è limitante per

l’intero processo e porta all’accumulo di acidi volatili.

Una volta che il processo si è avviato le velocità di reazione di tutte le

fasi tendono ad uguagliarsi, instaurando così un equilibrio dinamico.

Affinché si abbia un rapido e bilanciato avviamento del processo si

possono utilizzare sia inserimenti di piccoli volumi di fango fresco oppure

inoculazioni di fango già digerito proveniente da impianti a regime;

quest’ultima tecnica permette di far assumere al substrato da digerire una

grossa quantità di batteri metanigeni.

Si possono utilizzare anche dei condizionanti chimici per abbreviare i

tempi di avviamento e mantenere valori del pH ottimali.

2.3 Parametri chimico-fisici di controllo delle

condizioni di processo

Per avere una digestione ottimale e quindi un’elevata produzione di

biogas l’ambiente di reazione dovrà risultare da un compromesso tra le

esigenze dei singoli gruppi microbici.

Una volta preparata “l’alimentazione del digestore anaerobico” è

necessario, quindi, che nel corso del processo di digestione anaerobica si operi

un continuo e attento controllo.Obiettivo fondamentale di qualsiasi strategia di


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controllo di processo è il mantenimento di condizioni operative ottimali e

stabili e ancor più nel caso della digestione anaerobica in cui la metanogenesi

risulta particolarmente sensibile alle variazioni ambientali del mezzo di

reazione.

Infatti nella digestione anaerobica solo se si mantiene l’equilibrio tra la

quantità di acido acetico prodotta nella fase acidogena e la quantità

metabolizzata a metano si hanno condizioni metanigene stabili; diversamente

l’accumulo di acido acetico non ancora metabolizzato a metano determina un

rallentamento dei processi, tossicità per i batteri metanigeni, acidificazione del

mezzo e, in certe condizioni, anche blocco del digestore e della produzione di

biogas. Per favorire le condizioni metanigene stabili si bilancia il rapporto tra

materiale già digerito, il digestato, e materiale fresco ancora da decomporre. Il

digestato funge da inoculo fornendo batteri metanigeni acclimatati e

contribuisce a tamponare l’acidità dovuta alle prime reazioni di degradazione

della sostanza organica.

Di seguito si analizzeranno i parametri chimico-fisici che vengono

controllati al fine di verificare il perdurare di condizioni operative ottimali e

metanigene stabili nel corso del processo di digestione anaerobica.Come è

facile intuire tali parametri vengono determinati sul materiale prelevato

nell’ambiente di reazione.

2.3.1 Il pH e l’alcalinità

Il pH è un indicatore della stabilità dell’ambiente del digestore in quanto

una sua variazione è associata sia alla capacità tamponante del sistema da

parte del mezzo di reazione che a variazioni dell’equilibrio tra le specie che

partecipano alla catena trofica dei microrganismi coinvolti nel processo.

Data l’elevata sensibilità dei batteri metanigeni alla diminuzione del pH,

è uno dei parametri di controllo chimico-fisici più importanti da rilevare.

Il valore del pH in un digestore è determinato essenzialmente dalla

presenza di CO2 nel mezzo liquido, e quindi dalla sua pressione parziale nel

biogas e dai valori di concentrazione degli acidi grassi volatili e

dell’ammoniaca.


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In un digestore in fase stabile il valore del pH dovrebbe aggirarsi intorno

a 6,5-8, mentre durante l’idrolisi e l’acidificazione il valore del pH ottimale si

attesta fra 4,5 e 6,3.

Valori di pH più acidi dell’intervallo ottimale indicano un accumulo di

acidi grassi volatili, causato generalmente da sovralimentazione del reattore

che causa inibizione dell’attività batterica.

In fase acidogena, infatti, i batteri producono acidi grassi e fanno

diminuire il pH; già ad un valore di 6,2 i batteri metanigeni risultano inibiti

mentre gli acidogeni lavorano fino ad un pH di 4,5.

Valori più basici sono invece indice di un accumulo di ammoniaca,

sostanza che, se presente in concentrazioni superiori ai 3000 mg/l, inibisce sia i

batteri acidogeni che i metanigeni; allo stesso tempo si verifica una eccessiva

produzione di idrogeno (H2) e idrogeno solforato (H2S).

Con un pH di 9,3 la frazione di ammoniaca diventa pari a circa il 50% del

totale mentre con pH attorno alla neutralità (pH7) l'ammoniaca rappresenta

invece solo il 10% del totale dove il restante 90% è costituito dal molto meno

tossico ione ammonio.

In definitiva, si osserva come nella digestione anaerobica le variazioni di

pH rispetto ai valori ottimali non determinano danni eccessivi.

Nonostante questo è comunque indispensabile riportare rapidamente il

pH alla normalità per mantenere in efficienza i batteri metanigeni ed anche per

evitare un eccessivo accumulo di acidi organici prodotti dai batteri acidogeni,

con conseguente ulteriore riduzione del pH.

Con pH di 5, la metanogenesi è meno della metà rispetto a quella che si

verifica con pH=7, e si arresta completamente con valori attorno al 4.

Ripristinando le condizioni di pH ottimali si ha un recupero, più o meno

rapido in relazione al tempo di permanenza a bassi pH, della normale attività

metanogenica.

La permanenza a pH superiori al 7 causa gli stessi effetti ma in maniera

più accentuata; infatti si è sperimentalmente dimostrato che con pH attorno a

9 la metanogenesi si arresta ed il recupero è assai più lento rispetto ad una

condizione di acidità.

Considerata l'importanza di un pH stabile e vicino alla neutralità, si

comprende il ruolo fondamentale della capacità tamponante del sistema.


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Ai valori di pH in cui il processo si sviluppa, tale effetto è determinato da

cationi (ioni metallici e ione ammonio) in equilibrio con anioni, rappresentati

dagli ioni degli acidi grassi volatili, dallo ione bicarbonato e dallo ione

bisolfuro.Il principale responsabile della capacità tampone è il bicarbonato, e di

conseguenza il principale parametro per determinare la stabilità del pH è

l'alcalinità da bicarbonato.

Da quanto detto si deduce l’importanza di una misurazione in continuo

del pH al fine di verificare il perdurare di condizioni ottimali e stabili nel corso

del processo. L’impianto, tuttavia, non può essere controllato in modo

affidabile semplicemente solo sulla base del pH registrato; infatti nel caso in cui

il digestore presenta un'elevata capacità tampone un'immissione eccessiva e

non intenzionale di acidi organici non provoca necessariamente una

diminuzione del pH. In altre parole dalla sola conoscenza del valore del pH non

si è in grado di rilevare squilibri nel sistema in maniera immediata, ma solo con

un certo ritardo rispetto all’evoluzione dell’effetto tampone nel mezzo.

L’alcalinità rappresenta la capacità di neutralizzare gli ioni idrogeno ed è

generalmente espressa come concentrazione di carbonato di calcio. Valori di

alcalinità dell’ordine di 3.000-5.000 mg CaCO3/litro sono tipici per i digestori

anaerobici operanti in condizioni stabili.

Con pH compreso fra 6 ed 8 la specie ionica predominante è il

bicarbonato che si trova in equilibrio con la CO2 disciolta prodotta dal processo.

L’alcalinità è un parametro di fondamentale importanza nei processi

anaerobici; tenendo presente che generalmente il tasso di crescita delle

popolazioni batteriche metanigene è estremamente ridotto, talvolta può

capitare che in occasione di un aumento del carico organico le aumentate

capacità idrolitiche e acidificanti del sistema determinino uno sbilanciamento

della popolazione batterica a favore della componente acidogenica, e quindi a

sfavore della componente metanigena. Si avrà quindi una fase transitoria in cui

si osserverà un incremento di concentrazione degli acidi grassi volatili.

E’ proprio in questi casi risulta di fondamentale importanza la capacità

tamponante del sistema, che deve essere in grado di neutralizzare

l’abbassamento del pH.

La procedura più semplice utilizzata in caso di eccessivo squilibrio

consiste nel praticare delle immissioni di calce all’interno del digestore, cosi da

ottenere un aumento del pH.


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Normalmente si sviluppa nel digestore un sistema tampone grazie alla

coesistenza di ammoniaca derivante dalla degradazione delle proteine e di

bicarbonato proveniente dalla dissoluzione dell’anidride carbonica. Come

ultimo prodotto di queste reazioni si ha un sale disciolto che conferisce

alcalinità al mezzo tale da poter controllare il processo ed eventualmente

tamponare accumuli di acidi grassi volatili.

2.3.2 Gli acidi grassi volatili (AGV) e il rapporto

AGV/alcalinità

Rappresentano gli acidi organici prodotti nel corso della degradazione

della sostanza organica.La concentrazione di AGV è espressa come

concentrazione di acido acetico nel volume di materiale (mg/L), dipende dalla

quantità e qualità del materiale caricato nel digestore e dall’equilibrio tra

batteri acidogeni e batteri metanigeni.

Di norma come parametro di stabilità non viene assunta la

concentrazione assoluta ma le variazioni di concentrazione: incrementi

repentini di concentrazione indicano che il processo volge verso la fase

acidogenica piuttosto che metanogenica. In generale un incremento degli AGV

è conseguente all’aumento del carico organico da trattare.

Dal momento che, in caso di problemi, la concentrazione degli acidi

grassi tende ad aumentare mentre l’alcalinità tende a diminuire, un utile

parametro da considerare è il rapporto tra queste due grandezze. Gli acidi

grassi, al numeratore, sono espressi in termini di concentrazione dell’acido

acetico, mentre l’alcalinità, al denominatore, viene invece espressa in termini

di concentrazione del carbonato di calcio.

Valori di questo rapporto intorno a 0.3 indicano condizioni metanigene

stabili, mentre valori superiori possono indicare l’insorgere di problemi di

stabilità.

Il rapporto AGV/alcalinità ha significato nel diagnosticare la stabilità o

meno del processo in quanto descrive la dinamica tra materiale già digerito

(alcalinità rappresentata da ceneri e ammoniaca) e materiale fresco in via di

degradazione (AGV). Valori di rapporto AGV/alcalinità totale superiori indicano

spesso una sovralimentazione del digestore.


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La concentrazione degli acidi grassi volatili e l’alcalinità sono i due

parametri che mostrano una più rapida variazione quando il sistema tende ad

allontanarsi da condizioni di stabilità.

2.3.3 Concentrazione di ammoniaca

Un’alta concentrazione di ammoniaca può inibire i batteri sia acidogeni

sia metanigeni. In relazione ai valori che può assumere tale parametro si

possono avere i seguenti intervalli di concentrazione con i relativi effetti sul

processo:

• 200-1.500 mg/l: mai tossica

• 1.500-3.000 mg/l: inibente se il pH è sotto 7,4

• > 3.000 mg/L: sempre inibente.

La presenza di ammoniaca è comunque importante per tamponare il

sistema dentro al digestore e compensare l’accumulo di acidi grassi volatili

mantenendo un pH stabile.

2.3.4 Potenziale redox

Il potenziale redox di un digestore è una misura dell’ossidabilità o della

riducibilità del suo contenuto. La produzione di biogas si ottiene in modo

efficiente solo in un ambiente anaerobico, ovvero con un potenziale redox

inferiore a -330 mV.

In generale, l’uso di substrati per promuovere l’ossidazione, ovvero

substrati che contengano gruppi di ossigeno, solfato o nitrato, può cambiare in

modo significativo il potenziale redox e, pertanto, causare una variazione del

pH. Un tale sviluppo negativo per il processo di fermentazione può essere

innescato, per esempio, da un cambiamento del substrato. Misurazioni

continue del redox forniscono un avviso tempestivo, prima che si verifichi la

variazione del pH.

2.3.5 Produzione e composizione del biogas

Il monitoraggio della composizione e della quantità del biogas prodotto

è di fondamentale importanza per il controllo della stabilità del processo. Se il


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reattore sta operando stabilmente, infatti, la produzione e la composizione del

biogas, espressa almeno in termini di concentrazione di metano e biossido di

carbonio, risultano costanti.

Per esempio, una diminuzione nella produzione complessiva di biogas

ed un aumento nella percentuale di CO2 possono indicare fenomeni di

inibizione a danno della componente metanigena dovuti all’eccessiva presenza

di acidi grassi volatili.

Ne consegue che l’analisi della produzione e della composizione

percentuale del biogas deve sempre essere associata al controllo di parametri

quali la concentrazione degli acidi grassi volatili e l’alcalinità del mezzo.

In particolare si potranno osservare tre diverse situazioni:

� una bassa concentrazione di acidi grassi volatili (VFA), unitamente ad

una elevata produzione di biogas, in cui la CO2 si attesti su valori bassi

compresi tra il 25-33%, indica che il processo è stabile e si ha una buona

capacità di trasferimento dai batteri acidificanti a quelli metanigeni;

� concentrazioni crescenti nel tempo di VFA, unite ad una produzione di

biogas in cui la presenza relativa della CO2 cresca nel tempo fino a

raggiungere valori superiori ai 2/3 del biogas prodotto indicano che i

batteri acidificanti stanno prendendo il sopravvento sui batteri

metanigeni e si ha quindi un progressivo accumulo di VFA all’interno del

digestore;

� concentrazioni crescenti di VFA unite a produzioni di

biogas progressivamente decrescenti possono indicare problemi di

inibizione o tossicità.

2.3.6 La temperatura

La digestione anaerobica può essere condotta a diverse condizioni di

temperatura. Come detto in precedenza, i microrganismi che partecipano alla

digestione anaerobica possono essere classificati, in base all’intervallo termico

ottimale di crescita, in psicrofili, mesofili e termofili:

• batteri psicrofili: la temperatura ambiente ottimale è inferiore a 20 °C;

• batteri mesofili: crescono a temperature comprese fra 32°C e 42°C;

• batteri termofili: necessitano di temperature comprese fra 50°C e 57°C.


Pagina 104

Figura 2.3 – Attività microbiologica in funzione della temperatura

La stabilità del processo è relativamente elevata nel range

mesofilo.Tuttavia l’attività dei batteri aumenta all’aumentare della

temperatura per cui per alte temperature, diventando la produzione di gas più

rapida, risulta un minor tempo di ritenzione del materiale all’interno del

digestore. Quindi i sistemi termofili hanno una produttività maggiore per unità

di tempo rispetto ad un sistema mesofilo.

Mediamente in mesofilia si hanno tempi di residenza nel digestore di

16-20 giorni, mentre in termofilia il range scende a 14-16 giorni.

I sistemi termofili sono però molto sensibili alle irregolarità nella

gestione del processo di digestione.Inoltre a temperature maggiori aumentano

i rischi di inibizione del processo per accumulo di ammoniaca. Oltre a ciò, la

solubilità della CO2 diminuisce con l’aumento della temperatura, per cui

all’aumentare del tenore di CO2 nel biogas, diminuisce rispettivamente il

tenore di metano e di conseguenza anche il potere calorifico del gas.

Indipendentemente da quale intervallo di temperature venga scelto, è

importante assicurare una temperatura di processo il più possibile costante in

quanto i batteri metanigeni sono estremamente sensibili ad improvvise

variazioni termiche; a tale scopo essa dovrebbe essere mantenuta costante

entro un massimo di 1-2 °C.

Per poter mantenere la temperatura a livelli ottimali e per evitare

brusche variazioni della stessa, che potrebbero risultare dannose per i batteri,

si utilizzano coibentazioni e sistemi per il riscaldamento della massa all’interno

del digestore (sfruttando il calore di recupero derivante dalla combustione

dello stesso biogas).


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La temperatura è, quindi, un parametro funzionale fondamentale, ma al

tempo stesso, è anche un criterio tecnico-economico per il dimensionamento

dell’impianto.

Ad oggi la maggioranza degli impianti di biogas esistenti opera in

condizioni mesofile; esistono anche sistemi operanti in condizioni termofile,

mentre i sistemi psicrofili non sono molto diffusi. Quest’ultimi vengono detti

generalmente “a freddo” e i tempi di residenza che richiedono sono sempre

superiori ai 30 giorni, con massimi anche di 90.

2.4 Parametri per la caratterizzazione della biomassa

Prima di analizzare i parametri di gestione del reattore è necessario

spiegare il significato dei parametri con i quali viene definita il tipo di biomassa

sottoposta a processo.

Il substrato è generalmente definito, nell’ambito dei processi di

digestione, in termini di solidi totali (TS), solidi totali volatili (TVS), di domanda

chimica di ossigeno (COD) e di domanda biologica di ossigeno a cinque giorni

(BOD5).

• Solidi Totali o Sostanza Secca

È definita come la frazione di sostanza rimanente dopo l’eliminazione

dell’acqua da un substrato; rappresenta la somma della Sostanza Organica e

della Sostanza Inerte del substrato:

Sostanza Secca = Biomassa – Acqua = Sostanza Organica + Sostanza Inerte

Misurazione: il campione è posto in stufa a 105 °C finché il suo peso non

è costante.

Sostanza Secca (% sul tal quale) = peso finale (g) *100 / peso iniziale (g)

• Sostanza organica secca

Rappresenta la frazione di sostanza secca che rimane dopo

l’eliminazione della sostanza inerte; comprende sia la Sostanza Organica

Volatile, che si trasforma in gas, sia la Sostanza Organica Fissa che non può

gassificarsi.

Sostanza Organica Secca = Sostanza Secca – Sostanza Inerte


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Misurazione: il residuo essiccato viene pesato e riscaldato in un crogiolo

per due ore a 550 °C in un forno preriscaldato. Successivamente il crogiuolo

viene raffreddato e viene determinato il peso della Sostanza Inerte (ceneri).

Sostanza Organica (% sulla sostanza secca) = 100 – (��∗)�� dove:

V3,peso delle ceneri

V2,peso del residuo secco

• Sostanza Volatile (% sulla sostanza secca)

È la frazione di sostanza organica che si può volatilizzare ed è circa il

70/80% della sostanza organica. Operativamente si assume che la Sostanza

Volatile sia uguale alla Sostanza Organica e si definisce anche substrato.

Figura 2.4 – Composizione della biomassa

Riferite ad un singolo substrato la sostanza secca e la sostanza organica

secca forniscono quindi una prima indicazione della sua qualità e degradabilità.

Riferite ad un digestato all’interno del processo, invece, indicano se l’atmosfera

all’interno del digestore è sufficientemente umida.

I microrganismi metanogeni necessitano di un ambiente

sufficientemente umido per la loro crescita. Per questo il processo di digestione

può essere completamente compromesso se il contenuto di sostanza secca nel

digestore sale al di sopra del 40%. Inoltre il substrato deve essere mantenuto

sufficientemente liquido anche per agevolarne il pompaggio e la miscelazione.

Un contenuto di sostanza secca dell’ 8-9% è considerato ottimale; al di sopra

del 10% il rilascio di biogas dal substrato può risultare già scarso.


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• Contenuto di azoto – Rapporto C/N

Il contenuto di azoto è fondamentale per il corretto svolgimento dei

processi biologici. In particolare, il rapporto ottimale tra carbonio e azoto per la

digestione anaerobica deve essere minore di 30. Un contenuto di azoto

insufficiente rispetto al carbonio (C/N>30) rallenta il tasso di crescita microbica

e tutte le reazioni di trasformazione del substrato in biogas.

• Contenuto di fosforo e potassio – Rapporto C/P e rapporto C/K

La richiesta di fosforo e potassio è più limitata rispetto a quella di azoto.

Il range ottimale C/P (carbonio/fosforo) è indicato tra 120 e 150.

Il rapporto ottimale C/K ( carbonio/potassio) è indicato tra 45 e 100.

• COD: domanda chimica di ossigeno

È la quantità di ossigeno consumato per ossidazione della sostanza

organica, determinata tramite l’immissione di un forte agente chimico

ossidante per due ore a caldo in ambiente acido.

• BOD5: domanda biologica di ossigeno

Rappresenta la quantità di ossigeno consumata in 5 giorni in condizioni

controllate per l’ossidazione biologica della sostanza organica presente nel

campione.

• BOD: domanda biologica di ossigeno a venti giorni • TOC: carbonio organico totale

È la quantità di carbonio che si ottiene per combustione del campione in

presenza di un catalizzatore e rilevamento della CO2 prodotta.

2.4.1 Velocità di degradazione del substrato

La velocità della degradazione è influenzata da parametri tecnici come

l’agitazione del substrato, la dimensione delle particelle di biomassa e la

temperatura. I vari componenti del substrato mostrano differenze nella

degradazione, legate alla complessità delle molecole ed alla stabilità dei legami

chimici.


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Figura 2.5 – Velocità di degradazione di diverse classi di sostanze organiche

Gli zuccheri e l’amido hanno una struttura relativamente semplice,

pertanto vengono degradati molto velocemente. Al contrario, le emicellulose e

la cellulosa, essendo lunghe catene polimeriche di carboidrati, sono molecole

complesse e più difficili da scindere in molecole semplici.

La percentuale dei singoli componenti nel substrato influenza

direttamente il “tempo di ritenzione idraulica”. Le strutture più difficili da

degradare richiedono un tempo di ritenzione maggiore, che spesso è al di fuori

dei limiti tecnici ed economici degli impianti a biogas. In questi casi un

pretrattamento (chimico, biologico [enzimatico] o termico [vapore]) può

rendere questi materiali più adatti per l’utilizzazione in un digestore a

fermentazione WET.

2.4.2 Resa e composizione di biogas in funzione del

substrato

La composizione di un substrato (contenuto di proteine, lipidi e

carboidrati) determina la resa e la composizione del biogas. Poiché il metano è

la sola componente utilizzabile a fini energetici, i substrati che producono le più

alte rese in biogas con elevata concentrazione di metano sono i più

economicamente vantaggiosi.


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La resa maggiore in termini di biogas e di metano deriva dai lipidi, 1250

litri di biogas di cui 850 litri di metano per kg di sostanza organica secca; ciò

equivale ad una concentrazione di metano del 68%.

Questi sono seguiti dalle proteine che permettono di ottenere 490 litri

di metano per Kg di sostanza organica secca da una resa di biogas pari a 700

litri; pertanto le proteine, rispetto ai lipidi, generano una concentrazione

maggiore di metano nel biogas (71%).

Per ultimo, i carboidrati producono circa 790 litri di biogas per Kg di

sostanza organica secca ma solo 395 litri di metano.

Secondo questi dati, è preferibile usare substrati con alto contenuto di

proteine e di lipidi.

2.4.3 Metabolismo e fasi della degradazione

Durante il processo di degradazione le diverse categorie di composti

sono convertite negli stessi metaboliti; tuttavia esistono differenze nelle fasi

intermedie e nella velocità di processo.

I lipidi, una miscela di diversi trigliceridi, vengono ridotti ad acidi grassi e

glicerina. Un apporto eccessivo di lipidi può causare un’accumulazione di acidi

grassi; il risultato può essere una diminuzione del valore di pH ed una

conseguente inibizione della produzione di acido acetico e metano.

Le proteine sono grandi strutture molecolari, composte di aminoacidi.

Oltre agli elementi contenuti nei lipidi e nei carboidrati, le proteine contengono

anche azoto, zolfo e fosforo.

I substrati ad alto contenuto proteico possono causare l’inibizione del

processo di fermentazione a causa della produzione di ammoniaca.

Anche la produzione di acido solfidrico (tossici) dipende dall’apporto di

zolfo, contenuto in substrati proteici.

Il gruppo dei carboidrati può essere suddiviso secondo la degradabilità

dei monosaccaridi (come il glucosio), degli oligosaccaridi (es. lattosio) e dei

polisaccaridi (es. cellulosa).

I carboidrati vengono scissi in acidi grassi a catena corta (acido acetico,

acido butirrico ed acido propionico). La quantità ed il rapporto fra i vari acidi

generati dipende dalla composizione dei carboidrati. I substrati ricchi di amido


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e di zuccheri generano un aumento di acido butirrico e propionico, mentre la

cellulosa e la fibra grezza producono acido acetico. Inoltre, i substrati ricchi di

amido e zuccheri provocano un abbassamento temporaneo del valore di pH,

perché queste sostanze sono degradate molto velocemente e provocano un

accumulo di acidi poco dopo la loro immissione nel digestore.

2.5 Parametri di gestione del reattore

I parametri di gestione del reattore definiscono l’esercizio in termini di

tempi di rese di produzione di biogas in relazione al volume del reattore, alla

permanenza della biomassa nel reattore, alla concentrazione dei microrganismi

ed alle caratteristiche del substrato trattato.

2.5.1 Tempo di ritenzione

Importante per la riuscita del processo di metanizzazione è il “tempo di

ritenzione”, o tempo di residenza, definito come il tempo di permanenza,

valutato in giorni di permanenza, della massa organica nel digestore.

La produzione di biogas aumenta con il tempo di ritenzione e presenta

un andamento a campana: inizialmente nulla, nel giro di pochi giorni raggiunge

il massimo per poi diminuire più lentamente con un andamento a campana


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Figura 2.6 – Produzione di biogas in funzione del tempo di ritenzione

Come anche esposto nel paragrafo riguardante la temperatura, il tempo

di ritenzione ottimale è funzione della temperatura all’interno del digestore e

diminuisce all’aumentare della stessa.

Temperatura (°C) Tempo (giorni)

minimo massimo

20 11 28

25 8 20

30 6 14

35 4 10

40 4 10

Tabella 3 – Tempo di ritenzione in funzione della temperatura all’interno del digestore

Si deve distinguere tra un tempo di ritenzione idraulico (HRT) ed un

tempo di ritenzione dei solidi (SRT).

• Tempo medio di ritenzione idraulico (HRT)

Questo parametro è dato dal rapporto tra il volume utile del reattore e

la portata idraulica di alimentazione al reattore.


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Esso rappresenta, nel caso di reattori plug-flow, il tempo di

permanenza, valutato in giorni di permanenza, di ogni elemento fluido

all'interno del reattore, mentre nel caso di reattori CSTR (digestori

completamente miscelati) rappresenta la media dei tempi di permanenza

(valutati sempre in giorni di permanenza) nel reattore dei singoli elementi

fluidi.

HRT(g)= ��(��)

�(�� )

• Tempo medio di ritenzione dei fanghi (SRT)

Si consideri un reattore alimentato con un'influente contenente una

concentrazione di solidi sospesi trascurabile rispetto a quella contenuta nel

reattore e funzionante in condizioni stazionarie. In tali condizioni la

concentrazione di microorganismi nel reattore è costante, ovvero la quantità di

fanghi prodotti è uguale alla quantità di fanghi smaltiti. In questo caso si

definisce il tempo medio di ritenzione dei fanghi, valutato in giorni di

permanenza, come segue:

SRT(g) = ��∗��(�� )

��(�� )

In cui:

- QS è la portata dei solidi sospesi in uscita dal reattore;

- V è il volume utile di reattore;

- SS è la concentrazione di solidi sospesi nel reattore.

2.5.2 Carico Organico Volumetrico (OLR)

Il carico organico volumetrico di substrato applicato al reattore è

definito come la quantità di substrato entrante nel reattore riferita all’unità di

volume del reattore stesso ed al tempo.


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OLR" KgSVm()*++,()� ∗ g- = Q 1m�

g 2 ∗ S(Kgm�)V(m�)

dove:

V è il volume del reattore

Q è la portata influente

S è la concentrazione di substrato nella portata influente

OLR è il fattore di carico organico volumetrico

2.5.3 Carico organico di biomassa o di solidi volatili nel

reattore (CF)

Viene definito come la quantità di substrato entrante nel reattore

riferita alla quantità di sostanza volatile presente nel reattore nell’unità di

tempo.

Cioè:

CF 1 KgSVKgTVS ∗ g2 = Q 1m�

g 2 ∗ S(KgTVSm� )V(m�) ∗ X(KgTVSm� )

dove:


S è la concentrazione di substrato nella portata influente


X è la concentrazione dei solidi volatili all’interno del reattore

CF è il fattore di carico organico in termini di substrato (riferito alla

biomassa o a i solidi volatili all’interno del reattore)

Questo parametro è di difficile uso nella comparazione delle prestazioni

dei diversi processi di digestione anaerobica, in quanto è molto complesso

distinguere il contenuto della sostanza volatile nel reattore associabile alla

biomassa attiva rispetto al substrato.

2.5.4 Produzione specifica di gas (SGP)

Questo parametro rappresenta la quantità di biogas che viene prodotta

per quantità di sostanza volatile immessa nel reattore; tale parametro e’ molto


Pagina 114

utilizzato per definire le rese dei processi di digestione anaerobica ed è

strettamente correlato alla biodegradabilità del substrato trattato piuttosto

che alle proprietà del processo adottato.

Dal punto di vista analitico è espresso con la seguente formula:

SGP(789:;<=�>;?� ) =

@ABCDEF(G�D )

@1G�D 2∗H(IDJKG� )

dove:

Qbiogas è la portata di biogas prodotto


C è la concentrazione di substrato nella portata influente

2.5.5 Velocità di produzione del biogas (GPR)

E’ definita come la portata di biogas prodotto rispetto al volume del

reattore ed al tempo.

GPR(789:;<=�

7LM<NN:LM� ∗;) =�OP��(��

� ) (��)

dove:

Qbiogas è la portata di biogas prodotto


GPR è la velocità di produzione del biogas

2.5.6 Efficienza di rimozione del substrato

Vengono utilizzati diversi metodi per quantificare l’efficienza di

rimozione del substrato, in quanto è molto difficile valutare la sua riduzione

all’interno dei bilanci di massa relativi al processo.

In generale, la relazione più semplice è la seguente:

Q% =S ∗ T − S ∗ TVS ∗ T

dove:


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Q è la portata influente ed effluente [W�X ]

S è la concentrazione di TVS nella portata influente [YXZ[\W� ]

Se è la concentrazione di TVS nella portata effluente calcolata come

differenza tra la massa entrante ed il biogas prodotto [YXZ[\W� ]

η% rappresenta la percentuale di TVS rimossi

Allo stesso modo è significativo il calcolo dell’efficienza di rimozione in

termini di sostanza secca totale, o della sua frazione volatile. Nel secondo caso

si fa riferimento alla percentuale di sostanza volatile che caratterizza l’influente

e l’effluente del reattore:

Rimozione VS%= [ �^_� �`a� �^_�( �^_∗ �`a�)]

dove:

VSIN è la percentuale della frazione volatile nell’influente

VSOUT è la percentuale della frazione volatile nell’effluente

2.5.7 Tossicità dell’ambiente di reazione

L’ottimizzazione del processo di digestione anaerobica deve considerare

alcuni fattori che possono inibire o limitare sia la crescita del consorzio

batterico che la resa di trasformazione del substrato nel prodotto finale. A

causa della loro bassa velocità di crescita, i batteri metanigeni sono quelli che

maggiormente risentono degli eventi di tossicità.

I parametri che possono avere un’influenza negativa possono essere

rappresentati sia dal substrato stesso, quando troppo abbondante o molto

reattivo, sia da eventuali elementi inibenti quali metalli pesanti, sali, azoto

ammoniacale, residui di pesticidi e prodotti farmaceutici, detergenti e

disinfettanti, solventi, inibitori da trattamenti chimici per la conservazione di

cibi, ecc.


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Tra gli elementi tossici figurano solamente i composti solubili. Gli ioni

minerali (Na+, K+, Ca2+, Mg2+, NH4+, S2-) sono indispensabili per la costruzione

della membrana delle cellule e devono essere presenti nella massa organica.

Un loro eccesso è però dannoso: infatti, per la loro proprietà di passare da una

soluzione più concentrata ad una meno concentrata, essi tendono ad

attraversare la membrana delle cellule arrestando, a causa della loro tossicità,

l’attività dei batteri.

Anche gli ioni dei metalli pesanti sono necessari al metabolismo delle

cellule, ma un loro eccesso oltre 1 mg/l è dannoso.

Tra gli elementi tossici bisogna annoverare i composti chimici di sintesi,

tra questi bisogna prestare attenzione ai detergenti, che in concentrazioni

superiori a 15 mg/l possono bloccare la fermentazione; inoltre, per le deiezioni

animali di allevamenti zootecnici, è necessario accertarsi che i residui di

trattamenti disinfettanti non entrino nel digestore.

2.6 Fenomeni di natura chimico fisica del biogas

prodotto

Il biogas prodotto durante la digestione anaerobica è costituito, come

già avuto modo di dire più volte nei paragrafi precedenti, principalmente da

metano, biossido di carbonio e idrogeno molecolare.

Il metano è praticamente insolubile nella fase liquida e passa perciò alla

fase gassosa, mentre il biossido di carbonio raggiunge un equilibrio dinamico

tra le due fasi. L’idrogeno, prodotto in piccole quantità rispetto al metano e al

biossido di carbonio, pur essendo insolubile non riesce a lasciare la fase liquida,

perché è rapidamente convertito in metano dai microbi idrogenotrofi.

In generale la velocità di trasferimento di massa dalla fase liquida a

quella gassosa è esprimibile attraverso relazioni generali del tipo:


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dSdt = Ke ∗ a ∗ (S − PhH)

dove:

S è la concentrazione di gas disciolto nella fase liquida [YXW�]

KL è il coefficiente di trasferimento di massa globale [W�Wj∗X]

a è la superficie specifica della bolla di gas [WjW�]

PP è la pressione parziale del gas [YX

W∗Xj]

H è la costante di Henry [YX

Wk∗Xj∗YX]

In base all’equazione riportata, la velocità di trasferimento del gas dalla

fase liquida alla fase gassosa dipende, attraverso un coefficiente caratteristico

KL, dalla superficie di scambio adella bolla e dalla forza motrice, espressa

quest’ultima dal termine(S − hlm ).

Le bollicine di metano, dopo il deassorbimento dal substrato,

raggiungono la fase gassosa con una velocità che dipende dalle loro dimensioni

e dalla differenza di densità rispetto alla fase liquida.

Il tempo di risalita di bolle sferiche di diametro compreso tra 3 e 9 mm è

dato dall’equazione:

θ) ≈ [opo

dove:

Vb è la velocità di risalita della bolla [WWq ]

Db è il diametro della bolla [mm]

2.6.1 Cinetiche di reazione

Nel dimensionamento di un impianto di digestione anaerobica si adotta

un approccio cosiddetto cinetico, che tiene conto della velocità alla quale una

biomassa cresce su un dato substrato e della velocità con cui lo utilizza. Infatti,

la maggior resa produttiva derivante dal raggiungimento dello stato d’equilibrio

non sarebbe compensata dai maggiori costi dovuti alla necessità di un

maggiore volume del digestore.


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Pertanto, sulla base di queste premesse, nella presente trattazione

saranno considerate le reazioni cinetiche, poiché l’interesse principale è quello

di studiare l’efficienza del processo in termini di formazione dei prodotti finali.

Dal punto di vista cinetico un sistema microbiologico è caratterizzato

attraverso due differenti processi:

• la velocità di crescita netta dei microrganismi (la biomassa) su un dato

substrato, che tiene conto del decadimento endogeno (dato dal

prodotto KdX), è data dall’espressione generale:

dXdt = YdSdt −kpX

con: ptp+ : velocità di crescita dei microrganismi [ YX

W�X]

Y: coefficiente di rendimento di crescita [YXGBuCvDEwBFGBxCvGEyBYXFzoFyvEyCzyB{B||EyC ]

p\p+: velocità di utilizzazione del substrato da parte dei microrganismi[

YXW�X]

Kd : coefficiente di decadimento dei microrganismi [g�}] X: concentrazione di microrganismi [

YXW�]

La velocità d’utilizzazione del substrato è determinabile facendo

riferimento a diversi modelli, sostanzialmente dipendenti dal percorso

metabolico di utilizzazione.

E’ frequente il ricorso al modello cinetico di Michaelis-Menten o di

Monod (l’uno derivato teoricamente sulla base di alcune assunzioni inerenti le

cinetiche enzimatiche e l’altro osservato sperimentalmente) relativi all’utilizzo

di substrato secondo un modello saturazionale ed esprimibile analiticamente

attraverso la relazione generale:

dSdt = K~X S

K\ + S

con: p\p+: velocità di utilizzazione del substrato da parte dei microrganismi [

YXW�X]


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KM: massima velocità di utilizzo substrato per unità di massa di

microrganismi [g�}] X: concentrazione di microrganismi [

YXW�]

S: concentrazione del substrato a contatto con i microrganismi [YXW�]

KS: coefficiente di semisaturazione, corrispondente alla concentrazione di

substrato S alla quale la velocità di utilizzo del substrato per unità di massa di

microrganismi è pari alla metà della velocità massima [YXW�].

Data l’espressione matematica della cinetica si può osservare che la

velocità tende al suo massimo, per valori di concentrazione del substrato S

grandi o per valori di KS piccoli.

Riportando in diagramma la velocità di reazione in funzione della

concentrazione di substrato S si ha una curva asintotica al valore massimo da

cui si deduce che aumentando la concentrazione di substrato è possibile

avvicinarsi alla massima velocità possibile.

Figura 2.7 - Rappresentazione grafica della cinetica di reazione biologica

La maggior o minor celerità con cui, al crescere della concentrazione di

substrato, la velocità tende al suo massimo, espressa graficamente dalla

pendenza del primo tratto della curva, dipende dall’affinità tra lo specifico

enzima deputato alla degradazione ed il substrato. Tale affinità è quantificata

dal termine KS.

Dalla combinazione delle due equazioni cinetiche di crescita dei

microrganismi e di utilizzo del substrato esposte si ricava:


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1XdXdt = K~Y S

K\ + S −Kp

dove, definendo con μ la velocità specifica di crescita dei microrganismi:

μ = }tptp+

e con μMAX la massima velocità specifica di crescita dei microrganismi

secondo la μMAX = KMY si potrà scrivere:

μ = μ~�tS

K\ + S −Kp

Nel caso in cui si abbia un eccesso di substrato, cioè per valori di S molto

maggiori di KS (S>>KS), l’espressione di Monod si può semplificare con

l’equazione di una cinetica di ordine zero rispetto al substrato S, e pertanto si

avrà:

μ = μ~�t −Kp

Qualora ci si trovi in condizioni di substrato limitante, con valori di KS

non trascurabili (scarsa affinità tra substrato ed enzima specifico), il modello di

Monod diviene una cinetica di primo ordine e pertanto assume la forma

μ = μ~�t \YJ −Kp

2.6.1.1 Effetto della temperatura sulle cinetiche di

reazione

L’espressione per quantificare l’effetto delle variazioni di temperatura su

di una cinetica di reazione è derivata dall’equazione di Arrhenius ed è

esprimibile nella forma:

VZ =V�e�(Z�Z�) dove:

VT è la velocità di reazione ad una certa temperatura T

V0 è la velocità di reazione alla temperatura di riferimento T0

Φ è il coefficiente sperimentale, che, nelle usuali intervalli di temperatura

di esercizio dei digestori, può essere assunto costante.


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Figura 2.8 - Influenza della temperatura sulla cinetica biologica

2.7 Le matrici utilizzabili per la digestione anaerobica

Al fine di poter esprimere valutazioni sulle opportunità di sfruttamento

del contenuto energetico delle biomasse attraverso la digestione anaerobica, è

utile cercare di qualificare le matrici utilizzabili in un impianto per la produzione

di biogas; in linea di principio, tutta la sostanza organica è adatta ad essere

utilizzata come substrato. Le differenti biomasse utilizzabili come input per un

digestore anaerobico possono essere raggruppate in classi omogenee. La

suddivisione, qui effettuata principalmente sulla base della provenienza delle

diverse matrici, è arbitraria ma funzionale allo scopo di poter confrontare in

modo più chiaro le diverse biomasse. Si sono individuate le seguenti cinque

macro classi di matrici, ciascuna delle quali comprensiva di un numero variabile

di prodotti, talvolta disomogenei per opportunità ed efficienza di impiego:

• biomasse agroindustriali;

• reflui zootecnici;

• fanghi di depurazione;

• frazione organica dei rifiuti urbani da raccolta differenziata;

• frazione organica dei rifiuti urbani da selezione meccanica.

La scelta di una matrice rispetto ad un’altra dipende da differenti fattori. Ricordiamo i principali:

• resa potenziale di produzione di biogas;


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• reperibilità della matrice rispetto alla localizzazione geografica dell’impianto;

• valore economico della matrice (concorrenza con altri mercati di collocazione);

• lavorabilità e facilità di gestione della matrice (necessità di pretrattamenti, potenziali produzioni di composti tossici o schiume in fase di digestione, etc).

Di seguito viene eseguita un’analisi delle caratteristiche generali delle

matrici finalizzata ad una più consapevole analisi delle opportunità e

problematiche relative all’uso di queste biomasse.

2.7.1 Biomasse agroindustriali

La classe delle matrici agroindustriali comprende tutti quei prodotti,

sottoprodotti e scarti che derivano dalle attività agricole e dai processi

industriali che trattano materiali organici. Sono inclusi anche gli scarti verdi di

origine privata o pubblica come ad esempio residui di potature o sfalci d’erba.

Si possono distinguere quattro gruppi principali a seconda delle caratteristiche

o dall’origine della matrice:

1. colture dedicate; 2. residui colturali; 3. sottoprodotti industriali; 4. sottoprodotti di origine animale.

1 - Colture dedicate

Appartengono a questa categoria tutte quelle colture che vengono

prodotte al solo scopo di ottenere una biomassa utilizzabile per la digestione

anaerobica. Si tende a coltivare piante con bassi contenuti di lignina e con alti

contenuti in amido, proteine e grassi che portano a produzioni unitarie di

biogas maggiori. Le colture più diffuse a questo scopo sono quelle cerealicole

come ad esempio mais, sorgo zuccherino, colza, segale, frumento etc.

Spesso la biomassa viene inizialmente insilata per velocizzare la fase di

idrolisi (che viene in parte condotta da microrganismi fermentanti durante

l’insilaggio).La reperibilità di queste matrici non presenta particolari

problematiche, salvo nei paesi del nord dove la produttività dei suoli e quindi le


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quantità prodotte annualmente, sono limitate dal clima. In termini più generali,

il valore economico di questo tipo di matrice è elevato; queste colture sono

destinabili all’industria alimentare e al settore zootecnico, quindi reperire

colture dedicate a prezzi economicamente vantaggiosi potrebbe essere

difficoltoso. In genere questo tipo di matrice è caratterizzata da un’elevata

purezza e pulizia del materiale, non presentando significative contaminazioni

da inerti, plastiche, metalli o altri materiali non digeribili. Nel caso di una

digestione monomatrice o in combinazione con reflui zootecnici, il digestato

ottenuto può essere efficacemente utilizzato comeammendante per gli stessi

terreni si provenienza delle colture impiegate. Per una corretta valutazione

della reale sostenibilità nell’utilizzo di queste matrici, è necessario considerare

alcune criticità quali l’aumento nell’uso di sostanze chimiche per un’agricoltura

che, non essendo a scopo alimentare, pone meno limiti di legge.

2 - Residui colturali

Tutte le lavorazioni e le produzioni agricole generano una grande

quantità di scarto vegetale che può essere sfruttato come matrice per un

impianto di digestione anaerobica. Queste biomasse possono derivare da

colture erbacee e/o arboree; in questo caso le parti da sfruttare sono quelle

non edibili o trasformabili. Spesso si riutilizzano derrate alterate dalla presenza

di micotossine, prodotti del metabolismo secondario di alcune specie fungine

in grado di colonizzare le colture in campo e le derrate stoccate, che,

presentando un’elevata tossicità per uomini e animali, non sono destinabili a

nessun uso diretto. La digestione anaerobica permette di trarre energia e di

igienizzare nel contempo dei prodotti altrimenti inutili.

Considerando i residui colturali propriamente detti, le rese sono

inferiori rispetto alle colture dedicate; le parti di scarto contengono, in genere,

più lignina e più cellulosa che, essendo meno degradabili, portano a produzioni

di biogas inferiori. Per quanto riguarda le derrate contaminate da micotossine

o muffe, i valori di resa possono essere assimilabili a quelli relativi alla coltura

non contaminata.

La reperibilità di queste matrici può essere maggiore poiché, trattandosi

di scarti, le competizioni con altre colture è meno evidente. In particolare, l’uso

di matrici vegetali contaminate da micotossine è diffuso e utile in Italiadove

l’elevata concentrazione di colture cerealicole e le condizioni ambientali,


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consentono la diffusione dei miceti responsabili. Tutti i residui verdi prodotti in

agricoltura, come paglie, colletti di barbabietole etc, ancorchè

vantaggiosamente digeribili, presentano una grande varietà di altri utilizzi.

Ad esempio gli scarti vegetali possono essere sovesciati, compostati,

utilizzati come mangime o bruciati come combustibile. Anche queste matrici,

trovando collocazione sul mercato, possiedono un valore economico, seppur

minore rispetto alle colture dedicate.

3 - Sottoprodotti agroindustriali

L’agroindustria è un settore estremamente vario nel quale si producono

moltissimi scarti e reflui organici che possono essere destinati alla digestione

anaerobica. Tra i prodotti e sottoprodotti più utilizzati vi sono il siero di latte,

contenente proteine e zuccheri dall’industria casearia, i reflui dall’industria che

processa succhi di frutta o che distilla alcol e gli scarti dell’industria olearia.

Anche la resa in biogas, come il ventaglio di matrici, è molto varia; alcuni tipi di

sottoprodotto, se contengono proteine, grassi o amido, hanno una buona resa

in biogas, altri invece, come il siero di latte, portano a produzioni di biogas

molto modeste.

La reperibilità generale di queste biomasse è buona, ma risulta

particolarmente vincolata alla vicinanza geografica dell’impianto ad una linea

industriale che generi un sottoprodotto utilizzabile.

Spesso l’impiego di matrici a bassa produzione specifica di biogas (siero

di latte o residui ortofrutticoli) è preferito in ragione della maggiore

produzione.

Anche il valore economico di questa tipologia di matrice è molto vario:

ad esempio, alcuni scarti dell’agroindustria (scarti del pane o dei biscotti),

essendo utilizzabili come mangimi nel settore zootecnico, possono diventare

economicamente non sfruttabili. È spesso difficoltosa la gestione in impianto di

queste biomasse; se utilizzate pure o miscelate in modo scorretto si possono

presentare problemi al digestore. Ad esempio, il siero di latte può dare

problemi di acidità; prodotti troppo zuccherini portano alla formazione di

schiume.


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3- Sottoprodotti di origine animale

In questa categoria si possono elencare tutti i residui dei macelli quali

sangue, pelle, contenuti stomacali e ossa e gli scarti dell’industria ittica. Gli alti

valori di resa che le contraddisitnguono rendono queste biomasse,

generalmente ricche di proteine e grassi ad elevata digeribilità, utili matrici da

inviare a digestione anaerobica. La reperibilità di queste matrici è decisamente

inferiore rispetto a tutte le altre biomasse vegetali. In primo luogo le quantità

prodotte sono inferiori; inoltre, la vicinanza dell’impianto può essere

determinante nella scelta dell’utilizzo di un sottoprodotto di origine animale.

C’è, almeno in Italia, una forte competizione con altri settori per lo

sfruttamento di alcune di queste matrici; tutte le fonti di proteine e grassi

animali sono ambiti dall’industria mangimistica e dalla ditte che producono

concimi, limitandone la convenienza economica.

Per questa tipologia di biomassa le problematiche maggiori si

riscontrano nella lavorabilità e nella gestione. A tal proposito ricordiamo

l’obbligo di costosi pretrattamenti come indicato nel Regolamento CE

1774/2002 “Norme sanitarie relative ai sottoprodotti di origine animale non

destinati al consumo umano. Come controindicazione, il grande contenuto

proteico di questa tipologia di matrice potrebbe portare a dannosi accumuli di

azoto nel digestore.

2.7.2 Reflui Zootecnici

Tutti i tipi di refluo zootecnico sono adatti alla digestione anaerobica;

possiamo distinguere quattro tipi principali di refluo zootecnico, i liquami

bovini e suini, letami bovini. Problemi di inibizione microbica e

congestionamento dei digestori possono essere creati dall’utilizzo delle

deiezioni avicole; i reflui ovicaprini, considerato l’alto contenuto di sali,

possono creare particolari problemi di concentrazione di cloruro di sodio. I

reflui prodotti da altri animali domestici non sono sufficienti dal punto di vista

quantitativo per poter avere un’importanza rilevante su scala nazionale.

1 - Liquame suino

Il liquame suino è caratterizzato da un contenuto di sostanza secca che

varia dell’1 al 6% e una concentrazione di sostanza organica o solidi volatili


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estremamente variabile. Questa grande variabilità è imputabile alle differenti

metodologie di allevamento comunemente presenti sul territorio nazionale.

Una stabulazione su grigliato con rimozione delle deiezioni tramite lavaggio

delle fosse sottogriglia, produce un liquame molto diluito. Al contrario una

rimozione delle deiezioni tramite raschiamento meccanico delle fosse consente

di limitare la diluizione del liquame. La tipologia ed una corretta gestione degli

abbeveratoi consente di ridurre ulteriormente gli apporti di acqua nel refluo.

2 - Liquame bovino

Questo refluo ha un contenuto di sostanza secca maggiore, tra l’8 e il

15%, dovuto alla differente gestione degli allevamenti (aggiunta di paglia o

altre lettiere). L’effetto di diluizione è minimo rispetto a quello che si ha con le

deiezioni suine, anche a causa del fatto che normalmente le zone calpestate dal

bestiame vengono pulite e lavate con basse quantità di acqua. Dal liquame

prodotto da una mucca da latte di circa 500 kg di peso vivo, si possono

ottenere produzioni di 0,75 m3 di biogas al giorno.

3 - Letame bovino

Un letame per essere definito tale, deve essere palabile, quindi con un

contenuto di sostanza secca ancora più elevato rispetto ai liquami, tra il 15 e il

35%, a seconda del tipo di allevamento e alla gestione attuata. La maggior

differenza tra un letame e un altro, a parte l’alimentazione del bovino, è data

dal tipo di lettiera utilizzato (paglie, trucioli, foglie etc). La tipologia di lettiera

impiegata può far variare le caratteristiche chimiche del letame; ad esempio

utilizzando trucioli di conifere si potranno avere accumuli di resine e oli

essenziali.

4 - Deiezioni avicole

Tra le varie deiezioni avicole possiamo ricordare la pollina di galline

ovaiole allevate in gabbia e la pollina di avicoli allevati a terra su lettiera. Le

deiezioni asportate fresche hanno un contenuto in solidi totali del 60-70% e un

alto contenuto in azoto inorganico.

Nella digestione anaerobica la resa in biogas di un refluo zootecnico è,

in generale, non molto alta. La reperibilità di questa matrice è estremamente

facile negli stati e nelle regioni ad alta vocazione zootecnica (Germania, Olanda


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e in Italia in Lombardia ed Emilia Romagna). Al contrario in alcune regioni del

sud Italia dove il settore zootecnico non è molto sviluppato la reperibilità di

queste biomasse è minore. Il valore economico di questa tipologia di matrice è

decisamente basso facendo di essa una delle biomasse d’eccellenza per la

digestione anaerobica.

Gli allevamenti che producono liquami devono stabilizzare grandi

quantità di refluo e controllare l’emissione di odori. I letami, che si possono

spandere agronomicamente senza pretrattamenti, diventano una buona

matrice da utilizzare a fronte della possibilità di un ritorno economico. L’azoto

inorganico è una delle problematiche gestionali delle deiezioni avicole, questo

elemento in presenza di acqua, si trasforma in ammoniaca che può inibire il

processo di digestione. Inoltre l’alto contenuto di materiali inerti può

provocare problemi di sedimentazione che causano problemi operativi non

trascurabili. Più in generale i problemi che si possono riscontrare sono relativi

alle concentrazioni di azoto, alla presenza di metalli, come ad esempio il rame

utilizzato come promotore della crescita , di ormoni e antibiotici somministrati

agli animali.

2.7.3 Fanghi di depurazione

I fanghi di depurazione sono il residuo del processo di depurazione delle

acque reflue urbane e industriali. Sono costituiti da biomassa batterica e

sostanza inerte organica ed inorganica. L’origine dei fanghi prodotti da un

impianto di trattamento delle acque reflue è funzione del tipo di impianto in

esame e dei processi di trattamento da essi adottati. Generalmente i fanghi

utilizzati, come matrice per un digestore anaerobico, provengono da impianti a

fanghi attivi a biomassa sospesa con un contenuto di sostanza secca che varia

tra 70 e 100 g/m3. Il fango utilizzato può derivare da sedimentazione

secondaria, in processi a biomassa sospesa (con sedimentazione primaria

0,5/1,5 %SS, senza sedimentazione primaria 0,8/2,5 %SS), o da ispessimento a

gravità (fanghi primari e fanghi secondari 2/8 %SS). Le caratteristiche dei fanghi

variano in funzione del tipo di processo che li ha generati, del tempo intercorso

tra la loro produzione e il successivo trattamento nonché dei trattamenti già

subiti. In tabella 3 sono riportati alcuni dati di composizione media di fanghi

non trattati o digeriti. La verifica di caratteristiche salienti quali il pH,


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l’alcalinità, i nutrienti, e la concentrazione di acidi organici, risulta importante ai

fini della corretta conduzione di processi quali la digestione anaerobica.

Parametro Fanghi primari

non trattati

Fanghi primari

digeriti

Fanghi attivi non

trattati

Solidi totali ST (%) 5-9 2-5 0,8-1,2

Solidi volatili SV (% ST)

60-80 30-60 59-88

Oli e grassi (%ST) 6-35 5-20 5-12

Proteine (% ST) 20-30 15-20 32-41

Azoto N (% ST) 1,5-4 1,6-3 2,4-3

Fosforo (% ST) 0,8-2,8 1,5-4 2,8-11

Potassio (% ST) 0-1 0-3 0,5-0,7

Cellulosa (% ST) 8-15 8-15 -

Ferro (esclusi solfuri) 2-4 3-8 -

Silice (% ST) 15-20 10-20 -

pH 5-8 6,5-7,5 6,5-8

Alcalinità (mg/l come CaC03)

500-1.500 2.500-3.500 580-1.100

Acidi organici (mg/l come HAc)

200-2.000 100-600 1.100-1.700

Potere calorifico (kJ/kg ST)

23.000-29.000 9.000-14.000 19.000-23.000

Tabella 3–Caratteristiche chimiche di varie tipologie di fanghi di depurazione

In generale gli obiettivi primari della digestione anaerobica dei fanghi di

depurazione sono la stabilizzazione della sostanza organica, la riduzione della

carica patogena di questa matrice e la facilitazione per lo smaltimento finale. La

resa in biogas di questa matrice è una delle più basse, considerata la scarsità di

sostanza organica utile e le numerose inibizioni dovute alle alte concentrazioni

di metalli pesanti, antibiotici, e altre sostanze chimiche dannose. In particolare

le concentrazioni medie di alcuni metalli pesanti sono riportate in tabella 4.

Metallo mg/kg SS

Arsenico 1,1-230

Cadmio 1-3.410

Cobalto 11,3-2.490

Cromo 10-99.000


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Ferro 1.000-154.000

Manganese 32-9.870

Mercurio 0,6-56

Molibdeno 0,1-214

Nichel 2-53.000

Piombo 13-26.000

Rame 84-17.000

Selenio 1,7-17,2

Stagno 2,6-329

Zinco 101-49.000

Tabella 4–ontenuto medio di metalli nei fanghi di depurazione

La reperibilità di questo tipo di matrice è buona anche se, considerati gli

alti costi di trasporto di una matrice così diluita, è opportuno prevedere la

digestione dei fanghi in prossimità di impianti di depurazione di acque civili. In

quanto rifiuto da avviare al circuito di recupero o smaltimento, i fanghi non

rappresentano un costo ma una potenziale fonte di reddito per l’impianto di

digestione anaerobica. Pur non essendoci particolari pretrattamenti da

applicare a questa matrice, le scarse rese in biogas e i problemi di inibizioni non

fanno dei fanghi di depurazione una matrice di conveniente utilizzazione,

soprattutto in impianti di piccola scala.

2.7.4 Frazione organica da raccolta differenziata –

Forsu

La cosiddetta frazione organica dei rifiuti urbani rappresenta la

principale frazione merceologica dei nostri scarti domestici, generalmente fino

al 40-45% del rifiuto prodotto annualmente. Nella prospettiva di ottemperare

agli obiettivi di raccolta differenziata previsti dalla revisione della Direttiva

Quadro sui rifiuti e, a livellonazionale, dal D.lgs 152/2006, l’intercettazione

dell’organico e la sua valorizzazione rappresenta un elemento fondamentale

nelle strategie di gestione.

C’è una buona correlazione tra la purezza della FORSU e la modalità di

raccolta (regolamenti locali sui rifiuti conferibili, sistema di raccolta, etc). La sua

composizione, invece, è estremamente eterogenea, e dipende da moltissimi


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fattori come la stagionalità, la collocazione geografica del bacino di riferimento,

le abitudini alimentari della popolazione.

Le rese in biogas della FORSU, paragonate ad altre matrici utilizzate, non

sono particolarmente elevate, e la reperibilità di questa matrice è dipendente

dall’attivazione della raccolta differenziata.

In Italia nel 2006 sono state prodotte e raccolte circa 2.702.500

tonnellate di FORSU e verde. Secondo una stima di APAT, nello stesso anno

solo lo 0,4 % dei rifiuti è stato trattato tramite la digestione anaerobica.

Per poter gestire correttamente e vantaggiosamente la FORSU

mediante digestione anaerobica, il ricorso a pretrattamenti è, nella maggior

parte dei casi, obbligato. In particolare risulta necessario eliminare materiali

indigeribili come plastiche, metalli ed inerti che, in modi differenti, possono

provocare problemi e danneggiamenti alle parti meccaniche dell’impianto. Uno

dei maggiori problemi nell’utilizzo delle frazioni organiche dei rifiuti è la

successiva gestione del digestato che, secondo la legislazione vigente,

rappresenta un rifiuto dagli utilizzi limitati e vincolati ad autorizzazione. Dal

punto di vista ambientale, la grande quantità di azoto, principalmente

minerale, presente nei digestati può creare delle difficoltà durante l’utilizzo

agronomico di questo output di processo. In questi casi risulta utilissimo

l’accoppiamento della digestione anaerobica con una linea di compostaggio del

digestato.

2.7.5 Frazione organica da selezione meccanica – Fo

Si tratta del rifiuto derivante dalla vagliatura del rifiuto urbano; nel

recente passato la cosiddetta frazione di sottovaglio (o frazione organica) è

stata protagonista nel nostro Paese di tentativi fallimentari di produzione di

compost, che hanno condizionato a lungo la diffusione dell’applicazione di

ammendanti di qualità da rifiuti selezionati alla fonte. La presenza diffusa di

impurità merceologiche (vetri, inerti, plastiche, etc) oltre che di

contaminazione da metalli pesanti e composti xenobiotici costituisce un limite

tecnico di problematica soluzione che ne ha dissuaso nel tempo applicazioni

“nobili”, confinando gli impieghi, dopo stabilizzazione biologica, alla copertura

infrastrato o finale per discariche o alla realizzazione di operazioni di ripristino

ambientale.


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Nel settore della digestione anaerobica, la frazione organica da

selezione meccanica ha trovato diffuse applicazioni in Italia e all’estero;

tuttavia, la scarsa qualità della matrice rispetto alla FORSU ha creato non pochi

problemi di gestione, legati soprattutto a danni di natura meccanica ai reattori

e agli impianti di pretrattamento, alla bassa efficienza di produzione di biogas e

agli elevati costi di gestione.

In questi ultimi anni si sta assistendo, almeno in Italia, alla progressiva

conversione degli impianti di digestione anaerobica inizialmente destinati al

trattamento del rifiuto da selezione meccanica ad impianti per la digestione di

matrici di qualità.

La reperibilità delle frazioni organiche dei rifiuti urbani dipende dalla

combinazione delle quantità prodotte (in costante crescita in Europa) e della

tipologia e diffusione delle raccolte differenziate (figura 9).

Figura 2.9–Andamento della produzione di FORSU (anni 1996-2005)

La raccolta differenziata (finalizzata a raggruppare i rifiuti urbani in

frazioni merceologiche omogenee) svolge un ruolo primario nel sistema di

gestione integrata dei rifiuti in quanto consente, da un lato, di ridurre il flusso

dei rifiuti da avviare allo smaltimento e, dall'altro, di condizionare in maniera

positiva l'intero sistema di gestione. Un ruolo di particolare importanza è

ricoperto dalla raccolta differenziata delle frazioni organiche dei rifiuti solidi

urbani che, oltre a garantire flussi di materiale fortemente vocati alla

valorizzazione agronomica, migliora la qualità del rifiuto secco residuo (RSR), il


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cui destino può essere individuato nel pretrattamento finalizzato alla

produzione di combustibili da rifiuti (CDR) o alla messa in discarica.

Alcune matrici, pur avendo potenziali di produzione molto elevati, sono

scarsamente utilizzate a causa di alcuni problemi intrinseci, principalmente per

i costi elevati o la scarsa reperibilità, ad esempio gli scarti di macellazione e di

lavorazione del pesce, oltre a richiedere pretrattamenti obbligatori che

risultano onerosi, spesso se non sono reperibili perché hanno già altri numerosi

canali di utilizzo (produzione mangimi e/o concimi), risultano troppo costosi

per essere sfruttati con un guadagno. Ci sono casi in cui queste matrici vengono

largamente impiegate; la Norvegia ad esempio utilizza i numerosissimi scarti

dell’industria ittica come substrato perla digestione anaerobica e addirittura

vende parte della produzione di queste matrici a stati come la Danimarca; sono

però realtà locali influenzate da particolari condizioni ambientali ed

economiche. Ad esempio è dimostrato che nel periodo estivo, quando nella

FORSU le percentuali di rifiuto verde, proveniente dallo sfalcio di giardino e dal

verde pubblico, aumentano, le rese di impianti che trattano FORSU si riducono

drasticamente: da 320 a 170 m3/kgVS con una riduzione di sostanza volatile dal

75% al 40%. La causa della flessione di produttività è da ricercarsi

nell’incremento nel contenuto in lignina e cellulosa nel substrato trattato. Nel

caso di altre biomasse, come le materie grasse di origine vegetale (oli di palma,

colza, girasole etc) la competizione con i circuiti di produzione di biocarburanti

(biodiesel) è molto elevata, portando così ad un aumento del costo unitario di

questi prodotti.

Spesso il mais è la biomassa vegetale di origine agricola più utilizzata per

le buone rese di produzione di biogas, la grande reperibilità e la sua relativa

economicità. Il mais è uno dei cereali coltivati più diffusamente, può essere

prodotto come coltura dedicata, pratica diffusa ad esempio in Germania; le

produzioni contaminate da aflatossine, gli insilati alterati o gli scarti di

lavorazione sono ottime fonti di biomassa da sfruttare in una linea di

digestione anaerobica. Di seguito si riporta una confronto di costi per

tonnellata di matrice tal quale; il grafico di figura 10 può essere utile per

paragonare l’effettiva accessibilità economica delle differenti classi di matrici. I

valori relativi alla categoria “Rifiuti” sono negativi, per indicare il valore medio

di una tariffa di conferimento in impianto, in questo caso l’acquisizione di

queste matrici rappresenta un introito per l’azienda.


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Figura 2.10–Costi unitari per classe di matrice

2.8 La Codigestione

La codigestione di effluenti zootecnici con altri scarti organici al fine di

aumentare la produzione di biogas è pratica standard in Europa ormai da

diversi anni. L’interesse che spinge gli operatori del settore verso la

codigestione è costituito principalmente dall’opportunità di produrre, e quindi

vendere, una maggior quantità di elettricità; nondi meno la possibilità di

smaltire, ad esempio, produzioni agricole avariate o inesubero rappresenta un

vantaggio e un interesse. Il principio della codigestione siadatta anche al

trattamento anaerobico della FORSU; infatti, la combinazione dibiomasse

eterogenee permette di ottenere una matrice da digerire che rispondameglio

alle caratteristiche chimico-fisiche desiderate. Ad esempio, una corretta

edattenta miscelazione di matrici differenti può aiutare a risolvere problemi

relativi al pH o alle fonti azotate (carenze o eccessi). E’ opportuno ricordare che

gli introiti derivanti dalle tariffe di conferimento dei rifiuti possono risultare

come un’interessante opportunità per i produttori che scelgono di attuare la

codigestione per ottenere così guadagni maggiori. La miscelazione di diversi

prodotti consente di compensare le fluttuazioni di massa stagionali dei rifiuti, di


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evitare sovraccarichi o al contrario carichi inferiori alla capacità stessa del

digestore e di mantenere quindi più stabile e costante il processo. Un utili zzo

non congruo delle matrici può causare problemi di diverso tipo all’impianto;

un’aggiunta incontrollata di oli e grassi contenuti nello scarto, ad esempio, può

determinare un’eccessiva formazione di schiume, un quantitativo eccessivo di

deiezioni avicole può causare tossicità alla flora metanigena a causa di una

concentrazione eccessiva di ammoniaca. L’impiego di biomasse contenenti

considerevoli quantità di inerti, quali sabbia, pietre e terra, possono favorire la

formazione di sedimenti nel digestore, l’accumulo di questi materiali indigeribili

può portare ad una riduzione del volume attivo del reattore o ad un blocco di

valvole e tubazioni. Le matrici attualmente più utilizzate nella codigestione

sono gli effluenti zootecnici, gli scarti organici agroindustriali e le colture

energetiche. Gli scarti organici da utilizzare come co-substrati provengono dalle

più svariate fonti e possiedono quindi forti differenze nella composizione

chimica e nella biodegradibiltà.

Alcune sostanze (quali percolati, acque reflue, fanghi, oli, grassi e siero)

sono facilmente degradabili mediante digestione anaerobica senza richiedere

particolari pretrattamenti, mentre altre (scarti di macellazione e altre biomasse

ad elevato tenore proteico) necessitano di essere fortemente diluite con il

substrato base, in quanto possono formare metaboliti inibitori del processo (ad

esempio l’ammoniaca).

Una vasta gamma di matrici richiede step vari di pretrattamento quali,

ad esempio, il rifiuto organico da raccolta differenziata, gli alimenti avanzati

e/o scaduti, gli scarti mercatali, i residui agricoli e gli scarti di macellazione . La

codigestione, se gestita correttamente, è una buona pratica per migliorare la

gestione e le rese di un impianto di digestione anaerobica; in particolari

situazioni la possibilità di utilizzare biomasse differenti può evitare eventuali

problemi legati al mancato conferimento delle matrici.

2.9 Rese di produzione di Biogas

La produzione specifica di biogas è un parametro essenziale, che viene

generalmente assunto quale indice di confronto tra differenti tipologie di

processo, ma che risente fortemente delle caratteristiche del substrato

trattato. Il rendimento in biogas del processo di digestione anaerobica si può


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esprimere secondo differenti unità di misura (m3/t SV, m3/t tq, m3/t sostanza

organica); in quanto funzionale ad una migliore comprensione dell’effettiva

opportunità di impiego a livello industriale, di seguito le rese verranno espresse

in termini di m3/t di matrice tal quale.

I valori di produzione sono molto variabili, e dipendono da differenti

fattori che concorrono alla resa finale. La quantità e la qualità della frazione

biodegradabile del substrato (non tutta la sostanza organica presente nel

digestore viene convertita in biogas) è un parametro importante.

Le scelte gestionali operate negli impianti possono o meno prevedere lo

sfruttamento spinto dei potenziali di produzione delle matrici utilizzate;

indipendentemente dalle scelte gestionali di ogni singolo impianto, è utile

riportare dei valori di riferimento per quanto riguarda le rese indicative in

biogas per diversi substrati organici. La convenienza economica e la facilità di

reperimento di singole matrici sono altri fattori che concorrono ad orientare le

scelte impiantistiche. Ovviamente i valori sono indicativi e potrebbero variare a

seconda di particolari realtà locali (vicinanza ad altri impianti di lavorazione,

capacità di stoccaggio o produzione delle varie matrici). Per comodità, si

possono suddividere le varie matrici in sette macrocategorie:

• rifiuti urbani e fanghi di depurazione

• reflui zootecnici

• scarti e sottoprodotti di origine animale

• scarti vegetali dell’agroindustria

• scarti vegetali provenienti da residui colturali

• prodotti e colture dedicate – amidacee

• prodotti e colture dedicate – oleaginose e proteiche.

Di seguito si riportano gli esiti dell’elaborazione di dati di letteratura e

sperimentali relativi alle rese di produzione attese, accorpati per

macrocategoria. In ciascun grafico si evidenzia, in un istogramma di differente

colorazione, il valore medio di produzione relativo alla macrocategoria indicata.


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Figura 2.11–Rese medie di biogas m

3/t tq - Rifiuti

In figura 11 si osserva come la produttività della FORSU sia decisamente

più alta rispetto ai valori relativi ai fanghi. Il maggior contenuto percentuale di

solidi volatili e un minor contenuto in metalli pesanti consente di ottenere

quantitativi maggiori di biogas. Analogamente si riscontrano differenze, in

termini di produzione potenziale di biogas, quando si tratta rifiuto organico

separato alla fonte rispetto a quello separato meccanicamente. Il secondo

infatti è molto più ricco di materiali non biodegradabili o lentamente

biodegradabili e pertanto la produzione di biogas risulta inferiore.

Nel grafico seguente (figura 12) sono confrontati alcuni valori di

produzione relativi a differenti tipologie di refluo zootecnico. I valori più alti

sono relativi alla pollina, peraltro caratterizzata da un più elevato contenuto di

sostanza secca e solidi volatili per unità di peso. La sua particolare ricchezza in

azoto rende questa matrice interessante per applicazioni in codigestione con

matrici ad elevato C/N; d’altra parte, la digestione in purezza deve far

considerare i potenziali effetti inibitori conseguenti alla massiva produzione di

ammoniaca. I colaticci e i liquami producono poco biogas, in parte per i

modesti contenuti in solidi volatili, in parte per problemi relativi ad acidità e

metalli pesanti: mediamente la resa si attesta sui 65 m3/t tq.


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3/t tq – Reflui zootecnici

Tra gli scarti di origine animale (figura 13) rientrano matrici con alto

contenuto proteico e lipidico che portano a produzioni con valori medi

abbastanza elevati (circa 200 m3/t tq). Le produzioni maggiori sono imputabili

alle farine animali, alle farine di sangue e al grasso; rese così elevate si spiegano

con il basso tenore di umidità che contraddistingue tali matrici. Nel grafico

viene compreso, in quanto di origine animale, anche il siero di latte,

caratterizzato altresì da modeste produzioni potenziali.


3/t tq – Scarti di origine animale


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Le produzioni relative agli scarti vegetali dell’agroindustria (figura 14) si

attestano su valori medi di circa 250 m3/t tq. I due valori più elevati sono

imputabili agli scarti di frantoio, ricchi in materie grasse, agli scarti del pane,

composti prevalentemente da amido, e agli scarti di biscotti ricchi in proteine,

grassi e zuccheri.

I valori relativi agli altri scarti sono decisamente più bassi; la scarsa

degradabilità o l’alto contenuto di umidità di queste matrici, giustificano rese

unitarie modeste.


3/t tq – Scarti vegetale/agroindustria

Tra gli scarti vegetali da residui colturali (figura 15) sono incluse le parti

di piante coltivate che residuano da un processo produttivo e che non

costituiscono un prodotto. Nella stessa classe si è incluso anche il verde urbano

e l’erba da sfalci privati.

La variabilità che si riscontra nei valori di resa di questa categoria di

matrici è imputabile principalmente alle differenze di contenuto di sostanza

secca delle differenti biomasse. Le rese medie si attestano su valori di circa 260

m3/t tq, paragonabile alle produzioni relative agli scarti vegetali

dell’agroindustria.


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3/t tq – Scarti vegetale/residui colturali

In figura 16, si confrontano le rese in biogas di prodotti e colture

dedicate a base amidacea. A differenza delle altre matrici, queste biomasse

sono dei prodotti con un proprio mercato, per ottenere i quali,si consuma

energia (coltivazione di colture dedicate e/o raffinazione di produzioni vegetali

nobili). Le rese in biogas sono decisamente più elevate, con un valore medio di

circa 390 m3/t tq. In questa categoria le matrici meno produttive sono quelle

con tenori di umidità, cellulosa e lignina più elevati e valori di solidi volatili

inferiori (è il caso degli insilati già parzialmente degradati). La produzione di

molte di queste biomasse, caratterizzate da rese specifiche di biogas elevate in

quanto ricche di amido e con un basso contenuto di umidità, richiede un

grande impiego di energia; ne consegue un aumento nel costo unitario con una

riduzione nei vantaggi del loro impiego.


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3/t tq – Biomasse amidacee e colture dedicate

Infine le rese in biogas indicate di figura 17 relativo alle colture

oleaginose e proteiche sono tra le più elevate, con produzioni medie di 660

m3/t tq e valori di punta (per l’olio di cocco) che rasentano i 1200 m3/t tq.

Valgono, naturalmente, le valutazioni condotte in precedenza sui costi

energetici relativi alle colture amidacee.


3/t tq – Biomasse oleaginose e proteiche


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Il valore di potenziale produttivo delle differenti matrici prese in analisi

è, in genere, misurato da prove sperimentali di laboratorio dove le condizioni

chimico fisiche per il corretto sviluppo delle colonie batteriche sono le migliori.

Ciò comporta una potenziale discrepanza fra i valori di resa teorici e quelli

misurati a scala reale. I problemi che concorrono alla riduzione nelle produzioni

sono relativi principalmente a:

1. sbalzi termici 2. bassi tempi di permanenza 3. eventuali problemi di inibizioni chimiche.

In conclusione si riporta un confronto fra le medie delle rese medie

delle sette categorie di matrici individuate (figura 18).

Figura 2.18–Confronto tra le medie delle rese medie di biogas

A conclusione dell’analisi condotta sulle potenzialità di sviluppo di

energia da matrici organiche, si evidenziano in prima istanza interessanti

opportunità di impiego della digestione anaerobica per una corretta gestione

delle frazioni organiche dei rifiuti solidi urbani, degli effluenti zootecnici e di

tutti gli scarti e sottoprodotti organici. Se la digestione di soli fanghi di

depurazione è consigliabile quando venga realizzata direttamente sul luogo di

produzione, dall’altra si segnala la necessità di riflettere sulle implicazioni


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ambientali legate alla produzione di biomasse dedicate ad alta efficienza di

recupero energetico (colture dedicate).

Per far si che il processo si svolga correttamente, considerate le

caratteristiche intrinseche, si presentano alcune criticità di cui tenere conto.

Variando la tipologia di matrice si potranno avere tempi di degradazione

della sostanza organica e quindi di crescita (periodo di start-up) della biomassa

metanigena più o meno lunghi. Utilizzando biomasse ricche in azoto è

necessario tener conto che la rimozione dei composti azotati è ridotta a causa

dell’impossibilità di far avvenire la nitrificazione (necessita di ossigeno). Il

processo risulta essere abbastanza sensibile alla presenza di sostanze tossiche:

anche in questo caso un’analisi preventiva delle matrici in ingresso consente di

evitare o ridurre eventuali problemi di inibizione; la degradazione metabolica

delle sostanze xenobiotiche richiede concentrazioni di substrato primario

relativamente alte. Esiste a volte la necessità di aggiungere reagenti di sintesi

per eliminare effetti inibenti dovuti, ad esempio, alla elevata acidità della

biomassa in digestione (ad esempio siero di latte). In definitiva, si può

affermare che un attento controllo sui fattori che influenzano i processi

anaerobici, una giusta scelta delle matrici in ingresso e un uso ragionato della

codigestione, possono far si che la digestione anaerobica diventi, non solo la

soluzione di alcuni problemi legati ai biorifiuti, ma anche un’opportunità vera

per produrre efficientemente energia da fonti rinnovabili.


Pagina 143

2.10 Tecnologie per la digestione anaerobica

Una prima classificazione dei processi di digestione anaerobica viene

fatta in base al numero di fasi presenti nel processo (una o due).

Secondo tale classificazione si possono distinguere:

• processo monostadio (processo a fase unica), in cui le fasi di idrolisi,

fermentazione acida e metanigena avvengono contemporaneamente in

un unico reattore;

• processo bistadio (processo a fasi separate), nel quale l’idrolisi e la

fermentazione del substrato organico avvengono in un primo reattore,

mentre la fase metanigena viene condotta separatamente in un

secondo digestore.

I diversi processi a fase unica di digestione anaerobica vengono, poi,

distinti in funzione del tenore di sostanza secca contenuta nel substrato

alimentato al reattore.In base a ciò è possibile individuare due principali

categorie di processi:

• processi di digestione ad umido (wet),che si utilizzano quando il

substrato in digestione ha un contenuto di sostanza secca inferiore al

10%; tipico è l’utilizzo di questa tecnologia per il trattamento di liquami

zootecnici;

• processi di digestione a secco (dry), che invece si applicano con

substrati aventi un contenuto di sostanza secca superiore al 20%.

Si hanno in realtà anche dei processi a semisecco (semi–dry), molto meno

comuni, che operano con substrati aventi un contenuto di parti solide

intermedio ai valori precedentemente visti (quindi tra il 10% e il 20%).

Inoltre i processi di digestione anaerobica possono essere suddivisi,

come anche visto in precedenza, in funzione delle temperature di esercizio del

reattore (processo psicrofilo – processo mesofilo – processo termofilo) le quali

influenzano anche il tempo di residenza della biomassa.

Un’ulteriore distinzione tra le diverse tecnologie può essere fatta

considerando sia la tecnica di alimentazione, che può essere in continuo o in

discontinuo, che la modalità con la quale la biomassa si dispone all’interno del

reattore; in quest’ultimo caso infatti è possibile avere o un substrato

completamente miscelato, oppure un substrato, in movimento lungo l’asse

longitudinale, che attraversa fasi di processo via via diverse (flusso a pistone).


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I digestori discontinui (o batch) rappresentano la tecnologia più

semplice, ma anche la meno comune. Il reattore viene alimentato in un’unica

soluzione con il substrato (ed eventualmente con l’inoculo), ed il processo

prosegue fino all’esaurimento del substrato. Il reattore viene poi interamente

svuotato e successivamente riempito. In un fermentatore con flusso a pistone, si ha il movimento della

biomassa soltanto verso l’uscita (movimento lungo l’asse longitudinale). Le tre

fasi di digestione risultano essere distinte all’interno del fermentatore, ed

avvengono una dopo l’altra. Eventuali miscelamenti avvengono in direzione

normale a quella del flusso, ma all’interno di una stessa sezione di

avanzamento.

Figura 2.19–Schema di un fermentatore con flusso a pistone

In un fermentatore completamente miscelato, che è la tipologia più

diffusa di reattore, il mescolamento avviene indipendentemente dal senso del

flusso e dal processo di metanizzazione.

Figura 2.20–Schema di un fermentatore completamente miscelato

A titolo chiarificativo, riportiamo la seguente tabella.

CRITERI CARATTERISTICHE

Fasi biologiche

Unica (l’intera catena microbica mantenuta in un

singolo reattore)

Separate (fase idrolitica e fermentativa sono


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separate da quella metanogenica)

Regime termico

Psicrofilia ( <20°C ) poco utilizzato

Mesofilia ( 32-42 °C )

Termofilia ( 50-57 °C)

Contenuto di

sostanzasecca nel

reattore

Processo umido (sostanza secca <10%)

Processo semi-secco (sostanza secca 10-20%)

Processo secco (sostanza secca >20%)

Tecnica

dialimentazione

Digestori discontinui

Digestori continui

Introduzione

della

carica nel

reattore

Digestori con flusso a pistone

Digestori completamente miscelati

Tabella 5–Classificazione delle tecnologie di digestione anaerobica applicabili

2.10.1 Processi di digestione a fase unica

Come appena esposto, i diversi processi a fase unica di digestione

anaerobica sono distinguibili in base alla concentrazione di sostanza secca che

caratterizza il rifiuto trattato ed in base a quest’indice si distinguono le

tipologie di digestione a fase unica in regime wet, in regime dry e in regime

semi-dry.

2.10.1.1 Digestione ad umido (wet)

La digestione ad umido, sfruttando le conoscenze acquisite in decenni di

attività nel processo di digestione anaerobica dei fanghi di supero negli

impianti di trattamento delle acque reflue, è stata la prima modalità di

digestione per organico.

Nei processi ad umido, la biomassa, prima di essere caricata nel reattore

anaerobico, subisce un trattamento finalizzato al raggiungimento del giusto

tenore di solidi totali (inferiore al 10%) e di un buon grado di

omogeneizzazione.Tale trattamento consiste principalmente in una diluizione


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effettuata mediante aggiunta di acqua (liquami vari e/o acqua di processo,

ricircolata dal digestore stesso) e in una rimozione sia di eventuali schiume che

di eventuali plastiche, inerti e altri materiali grossolani potenzialmente dannosi

per la meccanica dell’impianto.

L’alimentazione così ottenuta è introdotta all’interno di un classico reattore

completamente miscelato (CSTR – Completely Stirred Reactor –) dove si

realizza in un solo stadio e a ciclo continuo la conversione della biomassa in

biogas.

Questo reattore, realizzato a forma di silos in acciaio e cemento armato, lavora

o in condizioni di mesofilia o di termofilia; esso pertanto è munito di un sistema

di riscaldamento a scambiatore di calore e di coibentazione perimetrale per

limitare le dispersioni termiche. Al suo interno il materiale da digerire viene

miscelato mediante agitatori meccanici a basso regime di rotazione (15–50

rpm), oppure, nei casi in cui il rischio di formazione di schiume è limitato,

attraverso sistemi di tipo idraulico (gaslifter) che consistono nel ricircolo dello

stesso biogas compresso all’interno del reattore.

Nella figura sottostante si riporta lo schema di un processo in continuo

monostadio ad umido, che rappresenta oggi la tecnologia più diffusa

nell’ambito della digestione ad umido.

Figura 2.21 – Schema di un impianto con digestione ad umido

La produzione di biogas dipende sensibilmente anche dalla tipologia di

biomassa trattata; infatti a causa delle caratteristiche fisiche disomogenee di


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quest’ultima non è solitamente possibile ottenere una buona

omogeneizzazione dell’alimentazione e pertanto si osserverà all’interno del

reattore una stratificazione di materiali in funzione dei loro diversi valori di

densità.La frazione più pesante tenderà ad accumularsi sul fondo del reattore e

può determinare danni nel sistema di miscelazione se il rifiuto trattato non è

sufficientemente pulito, mentre materiali leggeri e schiume si accumulano nella

parte superiore del reattore con conseguente formazione di croste superficiali.

La zona centrale del digestore è quella in cui avvengono per lo più le effettive

reazioni di degradazione con conseguente produzione di biogas.

Per limitare questi inconvenienti si realizza una rimozione periodica sia dello

strato più pesante, presente sul fondo del reattore, che di quello leggero.

Un altro problema che può essere connesso con la digestione

anaerobica ad umido consiste nella corto-circuitazione idraulica del reattore: il

flusso di materiale entrante, non perfettamente miscelato con il materiale già

presente nel reattore, fuoriesce con tempi di ritenzione ridotti rispetto a quelli

previsti da progetto. Questo, oltre a determinare una minore degradazione del

substrato trattato, e quindi una minor produzione di biogas, può determinare

problemi di igienizzazione dei fanghi effluenti; proprio per quest’ultimo motivo

alcune soluzioni brevettate prevedono una sezione di pastorizzazione all’uscita

del digestore al fine di igienizzare totalmente l’effluente.

Nei processi ad umido si opera generalmente con carichi organici compresi tra

2 e 5 kg SV/m3 giorno,in quanto l’esperienza su quantitativi maggiori ha

evidenziato cali nella produzione di biogas; la completa miscelazione che si ha

in questi digestori potrebbe essere annoverata tra le possibili cause in quanto,

se da un lato risulta essere assolutamente necessaria per un buon esito del

processo, dall’altro favorisce lo stretto contatto tra biomassa ed eventuali

sostanze inibenti formatesi con conseguenti effetti negativi.

E’ chiaro che i reattori completamente miscelati tenendo sempre la biomassa

totalmente dispersa in un mezzo liquido sono particolarmente soggetti a

problemi di inibizione, dal momento che biomassa e sostanze inibenti sono in

intimo contatto e che masse maggiormente digerite entrano in contatto con

masse ancora non in fase di metanizzazione.


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Essendo lo schema di funzionamento di questa tecnologia piuttosto semplice,

spesso è facile porre rimedio ad inconvenienti di questo tipo grazie alla

semplice aggiunta d’acqua, con conseguente diluizione.

Nelle successive due tabelle vengono riportati, rispettivamente i principali

vantaggi-svantaggi e le principali caratteristiche prestazionali dei processi di

digestione ad umido.

Tabella 6 – Vantaggi/svantaggi e prestazioni del processo di digestione ad umido

Criterio Vantaggi Svantaggi

Tecnologico

Processo sperimentato ed affidabile

Applicabilità in co-digestione con rifiuti

liquidi ad alto contenuto in sostanza organica

Corto circuitazione idraulica

Fasi separate di

materiale galleggiante e pesante

Abrasione delle parti

meccaniche dovuta alla presenza di sabbie e

inerti

Pre-trattamento di preparazione del rifiuto

complesso

Biologico

Diluizione dei picchi di concentrazione di

substrato e/o sostanze tossiche inibenti il

reattore

Forte sensibilità a picchi di concentrazione di

sostanze inibitorie e di carico organico

Perdita di sostanza

volatile biodegradabile nel corso dei

pretrattamenti

Economico ed ambientale

Spese ridotte per i sistemi di pompaggio e

miscelazione

Elevati costi di investimento iniziale,

dovuti agli


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equipaggiamenti utilizzati per i

pretrattamenti ed alle elevate volumetrie dei

reattori

Elevate quantità di acque di processo

Parametri

Carico organico (OLR) 2 – 5 ��

Temperatura reattore 37°C(mesofilia) o 55°C(termofilia)

Tenore di sostanza secca nel rifiuto

trattato inferiore al 10%

Tempo di residenza idraulico 10 - 15 fino a 30 giorni

Produzione di biogas 100 – 150 ��

��

Produzione specifica di biogas 0,4 – 0,5 ��

Contenuto in metano 50 – 70%

Di seguito verranno elencate e descritte alcune applicazioni industriali del

processo wet a fase unica.

• Il processo Bima

Sviluppato dalla società austriaca EnTec Umwelttechnik GmbH il sistema

Bima consiste in un particolare reattore anaerobico progettato per il

trattamento di rifiuti organici solidi, fanghi di depurazione ed acque ad elevato

contenuto di sostanza organica.

Il processo prevede una fase iniziale di triturazione grossolana del rifiuto,

seguita da diluizione e trattamento di separazione idraulico meccanico

mediante hydropulper. L’effluente viene così epurato dalle plastiche, dalla


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carta, dal vetro e dagli inerti. Al digestore viene in genere inviato un effluente

melmoso con tenore di solidi totali TS generalmente al 10%.

Il reattore è suddiviso in due comparti, uno superiore di modesta capacità ed

uno inferiore più grande; le due parti sono collegate da apposite tubature per il

trasporto del biogas. Chiudendo una particolare valvola lungo queste condotte

si isola il comparto inferiore, causandone quindi la messa in pressione dovuta

all’accumulo del biogas. Grazie all’aumento di pressione parte del substrato si

sposta nel comparto superiore; raggiunto un certo livello l’apertura di una

valvola automatica consente il rilascio del biogas accumulato, che causa

successivamente la re-immissione del substrato del comparto superiore in

quello inferiore. Grazie alla particolare conformazione idraulica del reattore e

del percorso di re-immissione,si garantisce un’ottimale miscelazione tra

substrato fresco ed eventuali schiume e sedimenti presenti. L’alimentazione

avviene tramite lance disposte in un apposito tubo al centro del reattore,

mentre il biogas passa direttamente dal compartimento superiore al

gasometro.

Applicazioni su scala reale di questa tecnologia vengono effettuate

generalmente per impianti di piccole dimensioni, tipicamente 1000-2000 m3,

operanti su rifiuti organici civili, zootecnici e agroindustriali, con OLR pari a

circa 2-4 �� ⁄ � e con HRT di circa 30 giorni.

• Il processo Linde

Ideato e brevettato dalla tedesca Linde KCA Dresden GmbH, il brevetto

Linde prevede digestione anaerobica ad umido, con reattori operanti sia in

regime mesofilo che termofilo su bassi carichi organici, con possibilità

impiantistiche ad uno o a due stadi.

Il rifiuto subisce vari trattamenti preliminari mediante vagli e pulpers al fine di

liberarlo dagli inerti come plastica e carta; il reattore viene miscelato tramite

insufflazione del biogas da un apposito tubo posto al centro del digestore.

Come residuo solido si ottiene un ottimo materiale da inviare a compostaggio.

Attualmente gli impianti realizzati a scala reale operano soprattutto co-

digestione di rifiuti organici di varie provenienze: civili, zootecnici e

agroindustriali.

• Il processo Waasa


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Questo sistema è stato progettato dalla finlandese Citec Environment

International Ltd. L’alimentazione dei digestori è costituita prevalentemente da

frazione organica selezionata meccanicamente, con contenuto di solidi TS al

10-15%. L’HRT varia generalmente tra i 10 giorni del processo operato in

regime termofilo ai 20 giorni previsti per il mesofilo. Chiaramente sono previsti

pretrattamenti di omogeneizzazione del rifiuto entrante mediante

hydropulper.

La prima applicazione su scala reale risale al 1989, quando si realizzò un

impianto con questa tecnologia nell’omonima cittadina Waasa, in Finlandia. La

sua capacità è di 20.000 t/a di fanghi e rifiuti solidi urbani.

La realizzazione ad oggi più significativa è quella di Groningen, in Olanda,

dimensionata per trattare 85.000 t/a di frazione organica proveniente da

raccolta differenziata selezionata meccanicamente, con OLR di 5 �� ⁄ �.

Nella seguente immagine viene raffigurato uno schema di parte del processo

Waasa.

Figura 2.22 – Processo Waasa

Generalmente per questo tipo di processi la produzione attesa di biogas si

attesta sui 100-150 m3/t di rifiuto alimentato, con rimozione della sostanza

volatile del 60-70%.

• Il processo Wabio

Questa tecnica di digestione è stata sviluppata da una società

finlandese, la EcoTech. Il sistema prevede la co-digestione di frazione organica


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da RU e fanghi provenienti dalla depurazione biologica delle acque, accoppiata

ad una sezione di compostaggio per il digestato.

Il processo si è largamente diffuso in Europa, con installazioni di capacità

variante tra le 14.000 t/a dell’impianto di Kiel in Germania e le 54.000 t/a di

uno stabilimento polacco, ripartite in 37.000 t/a di frazione organica da RU e

17.000 di fanghi. E’ stato realizzato un impianto anche a Berlino, che tratta

rifiuto organico da raccolta differenziata con una capacità di 30.000 t/a. Ad

esso generalmente arriva un rifiuto con TS al 18-25%, poi diluito sino al 10-15%;

opera in regime mesofilo con OLR variabile tra 3-7 �� ⁄ � e con HRT di

circa 15-17 giorni; la sua produzione di biogas è compresa nell’intervallo tipico

100-150 m3/t di rifiuto, con percentuale di metano del 50-70%.

2.10.1.2 Digestione semi-dry

A metà strada tra i processi wet e dry si collocano i sistemi semi–dry, in

cui si lavora con un contenuto di sostanza secca in digestione intorno al 12–

18%.

Questi sistemi dal punto di vista tecnologico presentano indiscutibili vantaggi

tra i quali spiccano ad esempio, la semplicità dei sistemi di pompaggio e

miscelazione e la possibilità di trattare la frazione organica proveniente da

raccolta differenziata dei rifiuti urbani senza pretrattamenti particolarmente

impegnativi.

Infatti, se il rifiuto organico proviene da raccolta differenziata dei rifiuti urbani,

esso presenta caratteristiche che sono generalmente ottimali per l’applicazione

diretta del processo, ricorrendo solamente a semplici pretrattamenti di pulizia

del rifiuto con eliminazione dei materiali ferrosi e di materiali inerti grossolani

seguita da triturazione e miscelazione

Qualora invece si abbia a che fare con rifiuti urbani indifferenziati con

un elevato contenuto di sostanza solida, si rende indispensabile una

separazione meccanica dell’organico, con successiva fase di pre-trattamento di

pulizia del rifiuto piuttosto spinto e sua diluizione con acqua, che potrà essere,

di volta in volta, acqua di processo riciclata o acqua fresca. In questo tipo di

impianti, sarà necessaria, quindi, una filiera di pre-trattamento per la

separazione della frazione organica da inviare al reattore; lo schema di

pretrattamento prevede diversi passaggi e può essere anche complesso. Ciò


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comporta, inevitabilmente, la perdita di materiale organico biodegradabile, che

può arrivare sino al 15-25% in termini di sostanza volatile.

Negli stadi successivi della linea di pretrattamento si provvede poi alla

rimozione dei materiali inerti quali metalli, sassi, vetro, e sabbie, al fine di

evitare danni agli organi meccanici dell’impianto e per evitare eccessive

sedimentazioni.

Il reattore maggiormente utilizzato rimane quello completamente

miscelato (CSTR), operante in regime sia mesofilo che termofilo, all’interno del

quale la miscelazione del materiale viene effettuata principalmente attraverso

sistemi meccanici coadiuvati talvolta anche da sistemi di miscelazione a

ricircolo di biogas per incrementare l’efficienza di miscelazione.

Anche in questo processo, come nei processi di tipo wet, si osserva

all’interno del reattore una stratificazione di materiali in funzione dei loro

diversi valori di densità, anche se, in generale, il fenomeno è meno accentuato.

Sarà comunque necessario prevedere, di tanto in tanto, lo svuotamento e la

pulizia del fondo del reattore.

Il principale vantaggio economico di questa tecnologia consiste nella possibilità

di installare mezzi di pompaggio e miscelazione ampiamente diffusi sul

mercato, e quindi ad un prezzo conveniente.

Per contro, devono essere previsti maggiori costi di investimento per le fasi di

pre-trattamento, soprattutto nel caso in cui il rifiuto venga conferito tal quale

all’impianto.

Il volume dei reattori è normalmente inferiore rispetto a quello dei digestori

wet; tuttavia, la necessità di diluire rifiuti aventi una concentrazione di sostanza

secca maggiore del 20–25%, può comportare un significativo aumento delle

dimensioni dei reattori stessi, oltre ad un aumento dell’utilizzo di acque di

processo e quindi dei costi di esercizio per il mantenimento della temperatura

ottimale di digestione. In virtù di ciò le volumetrie in gioco risultano essere

maggiori dei sistemi a secco.

Prestando attenzione al progetto del sistema si raggiungono facilmente

condizioni di autosostentamento energetico del reattore, grazie all’energia e al

calore prodotti dalla combustione del biogas.

Nelle due successive tabelle vengono riportati i vantaggi e gli svantaggi insieme

alle principali caratteristiche prestazionali dei processi semi-dry.


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Tabella 7 – Vantaggi/svantaggi e prestazioni del processo di digestione semi-secco


Tecnologico

Semplicità dei sistemi di pompaggio e miscelazione

Possibilità di trattare la frazione

organica proveniente da raccolta differenziata senza particolari pretrattamenti

Accumulo di materiali inerti sul fondo del reattore e necessità di

scaricarli

Abrasione delle parti meccaniche

Pretrattamenti complessi per RSU indifferenziato

Biologico

Diluizione dei picchi di concentrazione del substrato

e/o di sostanze tossiche inibenti il reattore

Forte sensibilità a picchi di concentrazione di sostanze

inibitorie e di carico organico

Perdita di sostanza volatile biodegradabile nel corso dei

pretrattamenti del rifiuto indifferenziato

Economico ed ambientale

Spese ridotte per i sistemi di pompaggio e miscelazione

Elevati costi di investimento iniziale, dovuti agli

equipaggiamenti utilizzati per i pretrattamenti ed alle volumetrie

dei reattori

Elevate quantità di acque di processo

Parametri

Carico organico (OLR) 8 - 12 ��

Temperatura reattore 37°C(mesofilia) o 55°C(termofilia)

Tenore di sostanza secca nel rifiuto trattato

12 – 18%

Tempo di residenza idraulico 10 - 15

Produzione di biogas 100 – 150 ��

��

Produzione specifica di biogas 0,3 – 0,5��



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L’unica applicazione rilevata a piena scala del processo semidry è situata a Cà

del Bue, in provincia di Verona.

L’impianto ha capacità di 150.000 t/a di RU (500 t/g), da inviare alle sezioni di

pretrattamento necessarie alla selezione della sola frazione organica. Opera in

regime termofilo, con OLR di 8 �� e HRT di 13 giorni.

I digestori sono quattro, con volume utile di 2000 m3, e vengono alimentati per

12 ore al giorno 6 giorni a settimana: in essi vengono trattati 428 m3/g con

tenore di solidi TS al 20-25%.La produzione specifica di biogas è di 0,48 ��,

con contenuto di metano al 66%.

2.10.1.3 Digestione a secco (dry)

La digestione di tipo a secco è stata sviluppata per consentire il

trattamento della biomassa senza necessità di diluizioni, operando con tenori

di sostanza secca superiori al 20% fino ad un massimo anche del 40%; pertanto

solamente particolari rifiuti con elevato tenore di solidi (maggiore del 50%)

necessitano di essere diluiti con acqua per poter essere convenientemente

trattati. Ciò non comporta significative variazioni dal punto di vista biochimico

e microbiologico nel processo anaerobico; ma essendo il materiale organico

digerito in questo tipo di sistema molto più concentrato e viscoso di quello

utilizzato negli impianti ad umido, è evidente che proprio per questo motivo, la

tecnologia dei reattori e dei sistemi di trasporto, pompaggio e miscelazione

deve essere adattata alle caratteristiche di un’alimentazione meno diluita.

Difatti, a causa dell’elevata viscosità e densità del flusso trattato, non è

possibile utilizzare reattori completamente miscelati (CSTR); per cui il tipo di

reattore che comunemente viene utilizzato in questi casi è il reattore

cosiddetto plug–flow (a pistone) in cui la biomassa viene fatta scorrere

orizzontalmente da un’estremità all’altra.

Questa tipologia di reattore è semplice a livello meccanico, ma comporta

problemi di miscelazione tra il rifiuto organico fresco e la biomassa

fermentante. La risoluzione di questo problema è fondamentale per evitare

fenomeni localizzati di sovraccarico organico ed eventuale acidificazione che

porterebbe ad inibizione del processo metanigeno.


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Sempre a causa delle sue particolari caratteristiche reologiche (elevata

viscosità ed elevata densità) il flusso trattato deve essere trasportato su nastri

e pompato con speciali pompe appositamente progettate per fluidi ad elevata

viscosità. Ciò rappresenta un elemento molto incisivo sui costi di realizzazione

dell’impianto. I vantaggi sono dati invece dalla possibilità di operare con

materiali ad alte concentrazioni; resistenza a possibili inceppamenti e danni

dovuti a sassi, vetro o legna.

L’unico pretrattamento che in questo caso viene normalmente realizzato sulla

biomassa, prima dell’ingresso nel digestore, è una vagliatura grossolana che

consenta di rimuovere le frazioni con dimensioni superiori ai 40 mm.

Ciò è ottenuto grazie a vagli circolari a tamburo nel caso di rifiuto organico

separato meccanicamente; mentre è ottenuto mediante trituratori nel caso di

rifiuto organico raccolto separatamente alla fonte.

Il fatto di limitare i pretrattamenti sul materiale fresco rappresenta un indubbio

vantaggio in quanto consente di contenere la perdita di sostanza organica

biodegradabile utile alla produzione di biogas.

Il fatto di operare con flussi molto densi porta, inoltre, al superamento del

problema della stratificazione di materiali con diverse densità all’interno del

reattore, inconveniente tipico dei processi wet e semi-dry.

Sulla base di quanto detto sui processi di tipo dry si deduce che, dal

punto di vista economico, gli elevati costi di investimento iniziale sono dovuti

alla particolarità dei sistemi di trasporto e pompaggio; si ha invece un notevole

risparmio in virtù del fatto che non sono necessari trattamenti particolarmente

raffinati e per via delle minori volumetrie richieste per i reattori.

La ridotta dimensione del reattore si ripercuote poi favorevolmente in fase di

esercizio sul bilancio energetico del reattore, attraverso un contenimento delle

spese necessarie per il riscaldamento del reattore.

Inoltre i processi dry permettono di avere un notevole risparmio d’acqua,

grazie alla riduzione delle diluzioni.

La digestione a secco è applicata in particolare alla frazione organica dei rifiuti

urbani.

Nelle successive due tabelle vengono riportati i principali vantaggi - svantaggi e

le principali caratteristiche prestazionali dei processi di digestione a secco.


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Tabella 8 – Vantaggi/svantaggi e prestazioni del processo di digestione a secco


Tecnologico

Nessun bisogno di miscelatori interni al reattore Robustezza e resistenza ad inerti pesanti e plastiche Nessuna corto circuitazione idraulica

Rifiuti con basso tenore in sostanza solida(<20%) necessitano di trattamenti ad hoc

Biologico

Bassa perdita di sostanza organica biodegradabile nei Pretrattamenti Elevati carichi organici(OLR) applicabili Resistenza a picchi di concentrazione di substrato o sostanze tossiche

Minima possibilità di diluire sostanze inibitorie e carichi organici eccessivi con acqua fresca

Economico/

ambientale

Pretrattamenti minimi ed economici Ridotti volumi dei reattori Ridotto utilizzo di acqua fresca Minime richieste di riscaldamento del reattore

Elevati costi di investimento a causa degli equipaggiamenti utilizzati per il trattamento

Parametri

Carico organico (OLR) 8 – 10 ��

Temperatura reattore 37 – 40°C

Tenore di sostanza secca nel rifiuto trattato superiore al 20%

Tempo di residenza idraulico 25 – 30 giorni

Produzione di biogas 90 - 150 ��

��

Produzione specifica di biogas 0,2 – 0,3 ��


La tecnica di digestione anaerobica a secco trova oggi applicazione in

diversi processi distinguibili essenzialmente per le caratteristiche

fluidodinamiche del reattore utilizzato. Tre sono quelli maggiormente diffusi:


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• Processo Dranco

Questo sistema, sviluppato in Belgio, opera con substrati ad alto tenore

di solidi e in regime di temperatura termofilo.

Può essere utilizzato per trattamenti di co-digestione anaerobica su vari

substrati biodegradabili, quali ad esempio rifiuti organici separati alla fonte e

fanghi di depurazione opportunamente ispessiti e pressati.

La materia organica viene introdotta giornalmente dall’estremità superiore del

reattore mentre il materiale digerito viene contemporaneamente rimosso dalla

parte inferiore.

Quest’ultimo poi viene in parte ricircolato, reintroducendolo all’interno del

digestore (cosi da avere una miscelazione tra rifiuto influente e biomassa), e in

parte sottoposto ad ulteriori trattamenti (ad es. disidratazione) al fine di

ottenere un prodotto utile sotto il profilo agronomico.

Una particolarità del sistema Dranco è che all’interno del reattore la biomassa

non è agitata da nessun sistema meccanico e la sola miscelazione che avviene è

quella naturale che si origina dal movimento a pistone verso il basso del

materiale in digestione.

Il contenuto di solidi totali dei substrati comunemente utilizzati varia

nell’intervallo 20–40%, i tempi di ritenzione tra 15 e 30 giorni, la temperatura

d’esercizio tra 50 e 58 °C e le rese in biogas dichiarate tra 100 e 200 m3/t di

substrato alimentato.

Figura 2.23 – Processo Dranco


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Impianti full scale sono presenti e operativi in Belgio, Germania, Svizzera e

Austria; hanno capacità medio bassa, solitamente nell’intervallo 12.000-20.000

t/a di rifiuto trattato. Tipicamente si ha a che fare con OLR variabili tra 10-15 �� con contenuto in TS del 30%.

• Il processo Kompogas

Questo sistema, sviluppato in Svizzera, utilizza substrati ad alto tenore

di solidi che vengono trattati, in regime termofilo, all’interno di un reattore

cilindrico orizzontale dove, grazie ad un movimento a pistone, la sostanza

organica, introdotta giornalmente da una estremità, viene rimossa dopo circa

venti giorni dall’estremità opposta sotto forma di materiale digerito.

Prima di essere inviata al digestore è prevista una fase di separazione degli

inerti dall’organico ed una successiva fase di sminuzzamento del materiale.

All’interno del reattore è presente un sistema di agitazione a basso regime di

rotazione che mescola la massa in modo intermittente, favorendo così la

liberazione del biogas formatosi e la risospensione del materiale inerte

grossolano depositatosi sul fondo.

L’esperienza accumulata con questa tecnologia ha dimostrato che la massima

efficienza di conversione si realizza con l’impiego di substrati aventi un tenore

di solidi intorno al 25%; concentrazioni inferiori favoriscono infatti la

precipitazione verso il fondo del reattore delle frazioni più pesanti, mentre con

concentrazioni maggiori viene generalmente ostacolato il flusso orizzontale del

materiale all’interno del reattore.

Anche in questo caso poi il materiale digerito viene in parte ricircolato e in

parte disidratato e ulteriormente trattato per fini agronomici.

A livello impiantistico solitamente si provvede all’approntamento di più

reattori operanti in parallelo, ciascuno dotato di capacità di trattamento

compresa tra le 15.000-25.000 t/a. Il tempo necessario al trattamento

completo è di circa un mese, ripartito sequenzialmente in circa 3 giorni per la

preparazione e la macinazione del rifiuto, 20 giorni circa di HRT per la vera e

propria digestione e circa 10 giorni per i trattamenti necessari per rendere

l’effluente del digestore utilizzabile a fini agronomici.

La produzione di biogas si attesta generalmente sugli 80-140 m3/t di rifiuto

trattato.


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Figura 2.24 – Processo Kompogas

Il processo Kompogas ha trovato larga applicazione su scala reale

soprattutto in Svizzera, con alcune installazioni anche in Germania. Sul

territorio svizzero al 2008 sono state censite 37 unità operative, con capacità

complessiva di 43.500 t/a; si tratta quindi di piccole installazioni, dimensionate

per servire piccoli bacini di utenza.

• Il processo Valorga

Si tratta di un sistema sviluppato in Francia nel quale, substrati ad alto

contenuto di sostanza secca (25–35%) rimangono per circa 18–25 giorni,

all’interno di reattori di forma cilindrica in cui il flusso a pistone del materiale è

di tipo circolare e la miscelazione avviene grazie all’introduzione in pressione e

ad intervalli di tempo prestabiliti (ogni 15 minuti circa) di parte del biogas

prodotto operata mediante appositi iniettori posizionati sul fondo del reattore.

Generalmente la miscelazione viene effettuata in modo soddisfacente

mediante ricircolo di solo biogas e non dell’effluente anche se, dato il

posizionamento degli iniettori sul fondo del reattore, esiste la possibilità che si

verifichino problemi di intasamento degli stessi.

Come nel processo precedente è necessaria l’iniezione di acqua affinché si

mantenga una concentrazione in TS al 30% circa; per contro, concentrazioni più

basse, fino al 20% in TS determinerebbero problemi di accumulo di materiali

inerti sul fondo del digestore.


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Figura 2.25 – Processo Valorga

Il primo impianto su scala reale fu realizzato ad Amiens in Francia nel

1988.Successivamente altre installazioni vennero effettuate a Tilburg in Olanda

e Engelskirchen in Germania. Su questi tre impianti vennero condotte

rilevazioni ed analisi che contribuirono notevolmente all’approfondimento

della conoscenza del legame presente tra le diverse tipologie di substrato

alimentato e la quantità di biogas prodotto. Tipicamente si ha una buona

conversione per substrati poveri in cellulosa.

Nei primi anni del 2000 si costruirono altri impianti a Friburgo, Cadiz, Hanovre,

Ginevra e Barcellona; proprio quest’ultimo rappresenta una delle installazioni

più significative con le sue 100.000 t/a di frazione organica da raccolta

differenziata, sorpassate solamente dalle 142.000 t/a dell’impianto di

Corregne in Francia.

Analizzando i vantaggi e gli svantaggi dei tre tipi di processo umido, semi-secco

e secco, risulta che al momento attuale le tre tecnologie sostanzialmente si

equivalgono. Occorre valutare di volta in volta la tecnologia da preferirsi in

relazione alle matrici da trattare ed alla capacità di ottenere ottime rese in

termini di produzione di biogas e riduzione dei volumi di fanghi da smaltire.

2.10.2 Processi di digestione a due fasi

Negli impianti a due stadi di vecchia concezione venivano realizzati due

digestori simili dimensionalmente, ma con compiti differenti; ad un primo


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digestore ad alto carico a miscelazione completa seguiva un secondo stadio di

sola stratificazione.

Attraverso questo sistema non si ottennero risultati soddisfacenti in termini di

rendimenti; questo elemento, insieme ai notevoli costi di realizzazione dovuti

al raddoppio dei volumi di digestione, ha fatto si che la ricerca si indirizzasse

verso altre soluzioni.

Oggi per processo a due stadi si intende invece una tecnica di digestione che

prevede la separazione fisica della fase idrolitica e fermentativa dalla fase

metanigena. I processi avvengono in due digestori distinti posti in successione

logica.

Nella prima fase si osservano quindi l’idrolisi e l’acidogenesi secondo cinetiche

del primo ordine limitata dalla presenza di cellulosa; mentre nella seconda fase

invece si verificano l’acetogenesi e la metanogenesi, con fattore limitante

dovuto alla velocità di crescita della biomassa metanigena.

Dal momento che i processi vengono separati ed avvengono in condizioni

ottimali, le rese del processo in termini di degradazione della sostanza

biodegradabile e di produzione di biogas sono ottimizzate.

Si è comunque osservato che, nonostante i maggiori sforzi in termini

tecnologici e di investimenti, molto spesso i sistemi a due fasi non consentono

incrementi delle rese in termini di produzione di biogas, rispetto ai sistemi a

fase unica, tali da giustificare i maggiori costi di investimento e di gestione.

Il maggior vantaggio consiste nella capacità di trattare alcuni tipi particolari di

rifiuto organico che vengono in genere evitati nei sistemi a fase unica, quali ad

esempio residui agro-industriali o zootecnici che presentano rapporti C/N

inferiori a 20.

I processi a due stadi possono operare con o senza ritenzione della biomassa

nel secondo stadio del processo; a seconda di questa particolarità costruttiva si

hanno diverse rese del processo.

2.10.2.1 Sistemi senza ritenzione della biomassa

In questo caso le configurazioni possibili sono quelle di due reattori miscelati in

serie, oppure reattori con flusso a piste sempre in serie.

Nel primo caso si deve procedere a triturazione e diluizione del rifiuto fino ad

ottenere un contenuto di solidi circa del 10%; nel secondo si può operare

invece, chiaramente in entrambi i digestori, con processi wet o dry.


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Anche rifiuti organici ad alta biodegradabilità come frutta e verdura possono

essere trattati con sistemi a fasi separate, senza che ne risentano le condizioni

ambientali della digestione. Ciò è probabilmente dovuto al fatto che la rapida

idrolizzazione ed acidificazione, la quale potrebbe causare un abbassamento

del pH e quindi inibire la biomassa metanigena, avvengono nel primo reattore,

preservando il secondo da questi problemi. Questa configurazione ha

consentito di operare con OLR anche pari a 8 �� mentre reattori a singola

fase operanti sullo stesso tipo di substrato non erano capaci di trattare OLR

maggiori di 3,3 �� .

Il primo reattore si comporta quindi come un tampone, essendo capace di

sopportare significative variazioni dell’OLR in ingresso. Alcune volte può

capitare che si verifichino problemi di rallentamento nello step metanigeno,

soprattutto qualora il digestato sia carente in cellulosa. In molti altri casi

l’elemento limitante del processo è l’idrolisi.

Le applicazioni industriali maggiormente conosciute per processi a due stadi

senza ritenzione della biomassa sono due.

• Il processo BRV

Questo processo è registrato dalla tedesca Linde; prevede un trattamento di

tipo dry nei due reattori caratterizzati da flusso a piste. Al primo digestore

viene alimentato solitamente un rifiuto con TS al 35%, il quale viene mantenuto

ed idrolizzato in circa 2 giorni. Successivamente è inviato al reattore ad asse

orizzontale dove avviene la conversione a biogas; la temperatura di esercizio è

pari a 55°C e il tempo di ritenzione è di circa 25 giorni. E’ comunque prevista la

possibilità di operare anche con regime mesofilo.

L’avanzamento del materiale all’interno del reattore è ottenuto per mezzo di

agitatori meccanici posti lungo l’asse orizzontale.

A scala reale gli impianti più significativi sono quelli di Heppenheim in

Germania, con capacità di trattamento di 33.000 t/a di FORSU da raccolta

differenziata e OLR pari a 8 �� , e quello di Lerngo, sempre in Germania, con

capacità di 38.000 t/a di organico da raccolta differenziata.


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• Il processo Schwarting-Uhde

Anche questo processo sfrutta reattori con flusso a piste in serie operanti in

regime termofilo, in cui il rifiuto separato alla fonte viene triturato e diluito fino

ad avere tenore di solidi totali TS pari al 12%, ricadendo comunque nel campo

di digestione ad umido.

La sospensione liquida risale dal fondo dei due reattori, passando attraverso

dei setti perforati, grazie all’azione pulsante di apposite pompe temporizzate

poste alla base del digestore. Queste pulsazioni indotte favoriscono sia la

pulizia dei setti attraversati dalla miscela, sia la fuoriuscita del biogas dal

secondo reattore.

Figura 2.26 – Processo Schwarting-Uhde

Gli impianti che operano con tale tecnologia possono operare con OLR

compresi tra 3,8-6 �� con un massimo pari a 7,7

�� .

Complessivamente il tempo di ritenzione è di circa 11-18 giorni; la produzione

specifica di biogas è collocabile nell’intervallo 0,83-0,88 ��.

2.10.2.2 Sistemi con ritenzione della biomassa

Per poter accrescere il rendimento del processo e la resistenza a

repentine variazioni del carico organico e di sostanze tossiche o inibenti sono

state sviluppate soluzioni che prevedono dei sistemi appositi per la ritenzione

della biomassa.


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Un metodo classico per ottenere ritenzione è il disaccoppiamento del tempo di

ritenzione idraulica (HRT) dal tempo di ritenzione dei solidi (SRT) attraverso

accrescimento della biomassa nel reattore metanigeno; ottenuto, quest’ultimo,

grazie al ricircolo dell’effluente del digestore, opportunamente miscelato con

rifiuto fresco. La separazione dei due tempi può essere effettuata anche

mediante un decantatore interno al secondo stadio, oppure attraverso una

membrana per la separazione dell’effluente liquido dalla biomassa che viene

ricircolata nel reattore.

Altro metodo utilizzato consiste nell’approntamento di appositi supporti per

facilitare la crescita e la colonizzazione delle biomasse. Una parte del secondo

digestore viene riempita di particolari supporti ad alta superficie specifica, i

quali favoriscono l’accrescimento della densità della biomassa e dei tempi di

residenza cellulare.

Chiaramente questa tipologia di impianto deve essere alimentata con substrati

il più possibile liberi da materiale sospeso, che tenderebbe a ricoprire le colonie

ostacolandone il contatto con i substrati solubili. Risulta quindi indispensabile

un affinamento dell’effluente del primo stadio, così da ripulire la soluzione dai

solidi non utili al processo.

Sul mercato sono presenti due tipologie di brevetti operanti con tecnologie a

ritenzione della biomassa:

• il processo BTA

• il processo Biopercolat

In questo tipo di sistemi, grazie all’elevata densità delle colonie metanigene nel

secondo reattore, si osserva una resistenza notevole alla presenza di sostanze

inibenti. Se dovessimo operare su rifiuti agro industriali ad esempio, laddove un

sistema monostadio lavorerebbe con OLR massimo a 8 ��e massima

concentrazione di ammoniaca tollerabile pari a 5 g/l, i sistemi a due fasi con

ritenzione potrebbero applicare OLR fino a 10-15 �� sul reattore metanigeno.

E’ tuttavia necessario sottolineare come, a causa del fatto che il materiale da

digerire deve subire innumerevoli pre-trattamenti, si verifica una riduzione del

particolato biodegradabile da inviare al secondo stadio, la quale comporta una

produzione di biogas inferiore anche del 20% rispetto alle previsioni degli altri

processi.


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• Il processo BTA

Il sistema BTA opera attraverso due reattori in regime umido. E’ prevista una

prima sezione di pre-trattamento al fine di separare la sostanza organica

digeribile da quella non degradabile biologicamente; i rifiuti sono alimentati nel

BTA Waste Pulper dove vengono miscelati con acqua.

All'uscita si ottiene una sospensione organica omogenea, pompabile, con un

tenore di solidi compreso nell’intervallo 2-10%, facilmente trattabile e

digeribile.

I materiali inquinanti come plastica, tessili, pietre, ossa e metalli sono

efficacemente eliminati tramite uno scarico posto sul fondo del pulper e

tramite un rastrello che pesca la frazione leggera galleggiante sulla superficie

della sospensione.

Per liberare la sospensione così ottenuta anche dagli inerti fini la si invia al BTA

Grit Removal System: in esso un particolare ciclone permette di eliminare le

sabbie, che altrimenti provocherebbero usure eccessive e intasamenti nei

macchinari a valle della sezione di pre-trattamento. Nella suddetta sezione è

necessario l'utilizzo di acqua, sia essa fresca o di processo.

Figura 2.27 – Processo BTA


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L’effluente viene mandato alla sezione di pastorizzazione, dalla quale saranno

separate due fasi: una solida da inviare al reattore di idrolisi, l’altra liquida da

inviare direttamente al metanizzatore.

L’effluente liquido in uscita dall’idrolizzatore viene poi mandato al digestore

mesofilo, mentre il flusso solido in uscita si invia a vari circuiti di ricircolo. La

parte organica solida residua alla fine della digestione generalmente viene

ulteriormente stabilizzata attraverso trattamenti di compostaggio.

Per soddisfare le molteplici richieste del mercato la tecnologia BTA si è

sviluppata in differenti soluzioni impiantistiche, contraddistinte da particolari

accorgimenti nelle fasi biologiche.

Per impianti piccoli si utilizza normalmente un processo monofasico, che

combina il pre-trattamento a umido con un processo di digestione anaerobica,

mesofila o termofila, condotto in un reattore completamente miscelato (CSTR).

All'uscita della sezione di ciclonatura la sospensione viene alimentata

direttamente nel digestore senza alcun passaggio intermedio.

Per impianti di potenzialità superiore alle 100.000 t/a, si utilizza in genere un

processo multifasico: la sospensione viene centrifugata per separare la frazione

liquida da quella solida. La prima, contenente sostanza organica disciolta, viene

alimentata direttamente nel metanizzatore, dove rimane 2 giorni; la fase

solida, contenente sostanza organica non disciolta, viene miscelata con l'acqua

di processo e alimentata al reattore di idrolisi. Dopo 4 giorni la sospensione

viene nuovamente centrifugata e la frazione liquida viene inviata al

metanizzatore. La separazione delle diverse fasi biologiche di acidificazione,

idrolisi e metanizzazione su reattori diversi permette di operare in condizioni di

crescita ottimali per i diversi microrganismi; il risultato è un processo più rapido

ed efficace, con conseguente maggiore resa in termini di biogas prodotto.

Ulteriore possibilità è il processo bifasico, utilizzabile per impianti di media

potenzialità. Il concetto è lo stesso del processo multifasico, ma non c'è fase di

separazione solido/liquido. La sospensione viene alimentata a un reattore di

idrolisi completamente miscelato cui è collegato, in serie, un altro reattore

completamente miscelato. Per assicurare condizioni di idrolisi ottimali parte del

contenuto del digestore viene ricircolato nell'idrolizzatore e l'acqua in eccesso

viene mandata a una sezione per il trattamento apposito. Viene di seguito

riportato uno schema descrittivo del processo BTA bifasico.


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Figura 2.28 – Processo BTA bifasico

Dal punto di vista costruttivo il sistema è caratterizzato da una notevole

complessità impiantistica, inevitabilmente quindi la sua realizzazione richiede

forti investimenti, proporzionali al numero delle fasi richieste.

Analizzando i rendimenti del processo, generalmente si verificano conversioni a

biogas del 55-65% della sostanza volatile trattata, con contenuto di metano

abbastanza elevato e pari a circa il 60-65% del biogas prodotto. La produzione

specifica di biogas si attesta attorno allo 0,5-0,55�� negli impianti a due fasi.

La Germania è il paese europeo in cui questa tecnologia si è diffusa

maggiormente.

Tra quelli che operano su frazione organica da raccolta differenziata il più

grande attualmente operativo è quello di Newmarket in Canada: ha

potenzialità annua pari a 150.000 t/a, con trattamento combinato di frazione

organica da rifiuti urbani, rifiuti organici agricoli e fanghi. Attualmente in Italia è

operativo un impianto con tecnologia BTA per il trattamento di circa 54.000 t/a

di frazione organica e fanghi a Villacidro, presso Cagliari.

• Il processo Biopercolast

Il processo Biopercolast prevede un primo stadio operante in regime dry; al

fine di accelerare il processo di idrolisi si può provvedere al ricoprimento del

rifiuto con percolato ricircolato con acqua di processo. La miscela risultante

presenta concentrazioni di circa 100 gCOD/l e costituisce l’alimentazione del


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digestore anaerobico con flusso a piste dotato di materiale per il supporto delle

colonie batteriche. L’HRT complessivo è di 7 giorni.

La produzione di biogas, a causa della parziale degradazione della sostanza

volatile durante l’idrolisi, è leggermente inferiore rispetto agli altri processi di

digestione e tipicamente si attesta attorno agli 85 m3/t di rifiuto trattato.

2.10.3 I processi batch

Nei processi batch il reattore di digestione viene riempito con materiale

organico ad elevato tenore di sostanze solide (30-40% in TS), in presenza o

meno di inoculo, e viene quindi lasciato fermentare ad elevate temperature.

Il percolato che si produce durante il processo degradativo, viene

continuamente ricircolato.

Attualmente i processi batch non sono diffusi sul mercato, ma, data la loro

economicità e semplicità, potrebbero in futuro trovare applicazione.

Uno dei problemi che affliggono maggiormente questi reattori è la possibilità di

intasamenti al fondo, laddove sono presenti i fori per il ricircolo del percolato.

Dal punto di vista biologico il processo risulta affidabile, sebbene si riesca ad

operare con carichi organici piuttosto bassi, compresi tra i 3-5�� ; mentre in

genere la produzione di biogas è circa di 70 m3/t di rifiuto.

L’applicazione industriale maggiormente conosciuta è rappresentata dal

brevetto olandese Biocell che prevede il ricircolo del percolato in testa al

reattore.

Su scala reale opera un impianto di digestione anaerobica a processo

discontinuo e mesofilo a Lelystad, in Olanda, da 50.000 t/a di rifiuti organici

provenienti da raccolta differenziata.

Operando con carico organico di 3,6 �� si possono raggiungere produzioni di

biogas di 70 m3/t di rifiuto, valore questo inferiore del 40% rispetto ai processi

di tipo continuo.

2.11 I post trattamenti

Con il termine post-trattamenti si intendono le operazioni destinate a

modificare le caratteristiche del prodotto, in uscita dall’unità di digestione

anaerobica, in funzione degli utilizzi finali.


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2.11.1 Depurazione del biogas

Nel biogas, in uscita dal digestore, sono presenti piccole quantità di

alcuni composti che, a causa delle loro proprietà ossidanti o di incombustibilità,

devono essere eliminati per favorire un buon processo di combustione. Prima

dell’utilizzo a fini energetici il biogas deve essere, quindi, sottoposto ad

opportuni trattamenti di depurazione.

Ad esempio la presenza di anidride carbonica, azoto ed acqua provoca

l’abbassamento del potere calorifico della miscela, mentre sostanze come

l’idrogeno solforato ed i componenti organici alogenati, che possono essere

presenti nel biogas, si comportano da agenti corrosivi, causando sensibili danni

agli impianti di utilizzazione.

In virtù di tale carattere corrosivo da parte dell’idrogeno solforato e dei

componenti organici alogenati, tutte le tubazioni e le apparecchiature devono

essere realizzate con opportuni materiali.

La scelta del trattamento o dei trattamenti più opportuni dipende, sia dalle

caratteristiche del biogas, che dalle modalità di utilizzo previste.

Di seguito sono descritti i principali trattamenti a cui è necessario sottoporre il

biogas prima dell’alimentazione ai gruppi di produzione di energia. Tali

trattamenti sono finalizzati ad ottenere un sensibile abbassamento dei costi di

conduzione e manutenzione delle macchine, un funzionamento ottimale ed

una maggiore affidabilità, oltre alla garanzia del rispetto dei limiti di emissione

imposti dalla legge.

Filtrazione

All’uscita dal digestore deve essere prevista un filtrazione (<10 μm) per

eliminare le particelle liquide o solide che potrebbero essere trascinante dal

biogas. Questo semplice sistema permette di proteggere le soffianti o i

compressori che verranno utilizzati per l’alimentazione del gas ai successivi

utilizzi.

Deumidificazione

La temperatura del biogas in uscita dal digestore è di almeno 35°C con

un grado di umidità elevato che porta il vapore acqueo presente a condensare;

per cui si predispongono lungo le tubazioni pozzetti di raccolta e spurgo delle

condense.


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Tuttavia, per evitare la formazione di condense in camera di

combustione occorre eliminare in modo drastico l’umidità, utilizzando ad

esempio un impianto di condensazione composto da un frigorifero ad

espansione diretta, uno scambiatore a fascio tubiero acqua/biogas ed un filtro

a coalescenza ove viene condensato il vapore che viene poi estratto mediante

scarico automatico o manuale.

Desolforazione

Quando i livelli di idrogeno solforato sono elevati è necessario

prevedere dei sistemi di abbattimento integrativi, ad umido o a secco, della

sola deumidificazione.

Per quanto riguarda i sistemi ad umido, questi possono essere assimilati alle

torri di lavaggio (scrubber) normalmente utilizzate per la depurazione delle

emissioni gassose. Tali sistemi devono essere installati prima della sezione di

deumidificazione.

Un primo sistema utilizza una reazione chimica, generalmente, in condizioni di

pressione e temperatura ambiente.Il trattamento consiste nel lavaggio con una

soluzione basica, che neutralizza l’H2SO4, composto altamente corrosivo e

quindi pericoloso per gli impianti di utilizzazione, formato dall’H2S. Una

successiva fase di lavaggio acido permette di neutralizzare l’eccesso di base

prima dello scarico della soluzione.

Il principale vantaggio di questo sistema è la semplicità, ma il costo dei reattori

e del trattamento dell’acqua scaricata ne riduce l’impiego industriale.

Un altro sistema, poco diffuso, consiste nel lavaggio con acqua sotto

pressione che mette in soluzione l’H2S insieme con la CO2; tale miscela viene

poi rilasciata in una successiva fase di stripping.

Il sistema di desolforazione a secco prevede un processo di trattamento

di tipo chimico e consiste nel far passare il biogas attraverso una soluzione

adsorbente.

Una prima opzione consiste in un sistema che utilizza un adsorbente

contenente ossidi di ferro in grado di interagire con l’acido solfidrico e captarlo

in modo da separarlo dal biogas.

Un'altra opzione prevede l’utilizzo del carbone attivo.

Il volume della massa desolforante dipende dai seguenti parametri:

• concentrazione dell’H2S nei gas da trattare;


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• pressione e temperatura (normalmente condizioni ambiente);

• velocità di attraversamento del gas nella massa adsorbente;

• tempo di contatto massa-gas;

• ciclo di sostituzione dell’adsorbente.

I due sistemi si differenziano in quanto la rigenerazione dell’ossido di ferro è

più facile rispetto a quella del carbone attivo. Infatti, l’ossido di ferro si riforma

dalla reazione con l’aria e con l’acqua in cui si libera lo zolfo solido che viene

trascinato via. Una semplice filtrazione permette la sua eliminazione.La

sostituzione della massa di ossido di ferro si deve effettuare solo dopo molti

cicli di rigenerazione.

Nel caso del carbone attivo, invece, la rigenerazione richiede l’utilizzo di

solventi e, anche se viene condotta a regola d’arte, il carbone rigenerato perde

parte della sua efficacia rispetto a quello di partenza, pertanto il costo della

rigenerazione e la sostituzione frequente del carbone attivo rendono questa

soluzione applicabile solo nei casi in cui si ha una concentrazione molto ridotta

in H2S.

Un terzo sistema consiste nell’utilizzo di un biofiltro nel quale risiedono

numerose specie di microrganismi in grado di degradare i composti solforati, in

questo caso, la depurazione del gas dipende principalmente da porosità,

temperatura, pH, umidità e dalla concentrazione di H2S nella fase gassosa.

Nonostante i costi di gestione siano contenuti, questo sistema non è ancora

molto utilizzato a livello industriale.

Processi di rimozione o riduzione della CO2

In alcun casi può essere utile effettuare anche dei trattamenti per la rimozione

o riduzione del contenuto di CO2, finalizzati ad aumentare il tenore di metano

nel biogas.I processi più utilizzati, che devono essere eseguiti solo dopo la

rimozione dell’ H2S sono:

• assorbimento della CO2 in acqua con successivo strippaggio ed

emissione in atmosfera (il più semplice e meno costoso a parte il costo

di compressione);

• impiego di membrane semipermeabili, in grado di lasciare passare la

CO2 e di trattenere il CH4.


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2.11.2 Disidratazione dei fanghi

Durante la fase di digestione anaerobica la materia secca volatile si

trasforma in biogas e quindi fuoriesce dal digestore, mentre nella massa

rimane un fango, più liquido che all’ingresso, con valori di sostanza secca

dell’ordine del 20-25% per i processi a secco e del 5-10% per i processi liquidi,

costituito dalla materia non digerita e dalla maggior parte dell’acqua.

Tale fango deve essere sottoposto ad un trattamento di disidratazione, al fine

di ottenere un prodotto più concentrato (circa 45% di materia secca), avente

caratteristiche fisiche compatibili con la successiva fase di stabilizzazione

aerobica.

A seconda della qualità dei rifiuti trattati, del tipo di processo (secco,

semisecco, umido) e del destino della materia stabilizzata, il sistema di

disidratazione dei fanghi digeriti può essere realizzato mediante pressa a vite,

centrifuga o nastro pressa, oppure mediante una opportuna combinazione di

queste apparecchiature.

La scelta deve essere fatta in funzione della granulometria delle particelle dure,

del tenore in materia secca del materiale da inviare alla stabilizzazione aerobica

e del tenore in materia secca dell’acqua di processo in relazione con il suo

destino.

Pressa a vite

E’ generalmente utilizzata per la disidratazione di fanghi provenienti da

processi di digestione anaerobica a secco; è l’unica macchina in grado di

disidratare un fango derivante dal trattamento dei rifiuti urbani con particelle

solide aventi dimensioni superiori ai 20-30 mm.

Centrifuga

Questa macchina, utilizzata nel trattamento dei fanghi e nel

trattamento dei rifiuti (più comunemente utilizzata nel primo caso), può essere

utilizzata direttamente per la disidratazione del materiale in uscita dal

digestore, sia come trattamento complementare del liquido proveniente da

una pressa a vite.

Nastro-pressa

Questo filtro, diffuso nel trattamento dei rifiuti urbani e nel trattamento

dei fanghi, può essere utilizzato sia direttamente per la disidratazione del

materiale in uscita da un digestore funzionante con un processo di tipo umido,


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sia per il trattamento complementare del liquido dopo una pressa a vite o dopo

una centrifuga, al fine di ottenere un refluo con caratteristiche migliori.

2.11.3 Stabilizzazione aerobica e raffinazione del

fango digerito

Il fango digerito prodotto dalla fase di metanizzazione risulta in genere

non completamente stabilizzato, a causa del ridotto tempo di residenza dei

rifiuti all’interno del reattore.

A tale scopo deve essere prevista una successiva fase di stabilizzazione

aerobica, finalizzata al completamento della degradazione della materia

organica, più difficilmente degradabile ed all’ottenimentodell’igienizzazione del

materiale.

Il grado di maturazione richiesto dipende dall’utilizzo finale del prodotto

stabilizzato.

Generalmente il fango digerito viene sottoposto ad un trattamento di

stabilizzazione che si sviluppa in due fasi:

� biossidazione accelerata;

� post-maturazione.

Poiché il materiale organico ha già subito una parziale degradazione, i tempi di

permanenza nel reparto di stabilizzazione aerobica potranno essere contenuti

entro i 30-45 giorni.

A seconda del destino finale del materiale stabilizzato può essere richiesta una

raffinazione del materiale, da realizzare dopo la fase di biossidazione accelerata

o, in alternativa, dopo post-maturazione.

2.12 Utilizzo del biogas

Una volta estratto dal digestore il biogas prodotto viene raccolto,

essiccato, purificato da sostanze non desiderate, compresso ed immagazzinato

per poi essere utilizzato come combustibile in uno svariato numero di

applicazioni.

Essendo la produzione di biogas continua, tutti i sistemi di raccolta ed utilizzo

devono essere automatici.


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La produzione di biogas avviene alla pressione del digestore,

generalmente vicina alla pressione atmosferica. Dal momento che lo stoccaggio

ed il trasporto richiedono una compressione importante e quindi costi non

trascurabili, si cerca in genere di utilizzarlo per la produzione di una forma di

energia direttamente utilizzabile sul sito di produzione.

Parte del biogas prodotto viene quindi utilizzato per gli autoconsumi

dell’impianto, mentre la restante parte può essere utilizzata per la produzione

di energia da cedere alla rete elettrica.

In particolare, per quanto riguarda gli usi interni, una parte del biogas

prodotto può essere utilizzata per il riscaldamento dei digestori, in modo tale

da mantenere in temperatura il digestore e consentire quindi un corretto

svolgimento del processo e per coprire interamente e/o parzialmente il

fabbisogno di energia elettrica dell’impianto (cogenerazione di calore ed

elettricità).

L’utilizzo del biogas per il riscaldamento è, ovviamente, variabile in funzione

della stagione.

La trasformazione del biogas in energia utile può avvenire in diversi modi:

• Combustione in cogeneratori per la produzione di energia elettrica e di

energia termica;

• Combustione in caldaia, per la produzione di sola energia termica;

• Utilizzo come carburante per autotrazione.

La produzione esclusiva di energia elettrica mediante gruppi elettrogeni,

senza il recupero del calore, è una soluzione diffusa soprattutto negli impianti

di biogas da discarica. Ma a parte questo caso specifico, si preferisce

normalmente la produzione cogenerativa di elettricità e calore. Il processo di

digestione, infatti, necessita di un apporto costante di calore, che può essere

ricavato dalla cogenerazione del biogas stesso, anzichè prodotto da un'altra

fonte di energia esterna all'impianto.

Cogenerazione per la produzione contemporanea di energia elettrica e calore

La combustione del biogas in un motore cogenerativo, per la

produzione combinata di elettricità e calore, rappresenta, come appena

esposto, la soluzione ideale.


Pagina 176

Tale sistema di produzione di energia permette un notevole risparmio

energetico rispetto al caso di produzione separata delle stesse quantità di

calore e di energia elettrica.

Si utilizzano due differenti tipologie di macchine:

• motori endotermici alternativi;

• microturbine.

Per la cogenerazione conmotori endotermici alternativi si usano motori

funzionanti a ciclo otto, costituiti dai seguenti componenti:

� motore endotermico alternativo, che oltre a produrre l’energia

meccanica è anche il componente dove viene prodotta l’energia

termica;

� alternatore, solitamente asincrono per la produzione di corrente

elettrica alternata trifase;

� recuperatore di calore, composto da uno scambiatore di calore che

recupera il calore prodotto da tutto il sistema, sia dai gas di scarico sia

dal circuito di raffreddamento del motore e dall’olio di lubrificazione;

� sistema di parallelo con la rete, che permette l’utilizzo dell’energia

elettrica prodotta e l’interfacciamento con la linea elettrica nazionale.

Per la cogenerazione conmicroturbine si utilizzano turbomacchine a gas

innovative di derivazione aereonautica di piccole dimensioni, con i seguenti

componenti principali:

� turbina a gas e recuperatore;

� sistema elettrico generatore di corrente;

� scambiatore di calore sui fumi di scarico;

� sistema di gestione e controllo.

I cogeneratori possono funzionare secondo le seguenti modalità:

� in parallelo alla rete elettrica: viene ceduta alla rete aziendale in

collegamento alla rete esterna tutta l’energia prodotta dal motore che

funziona a regime costante al massimo della potenza. L’energia

magnetizzante è totalmente assorbita dalla rete, non esistono problemi

su eventuali carichi di punta ed i controlli sull’energia elettrica prodotta

sono relativi solamente alla tensione ed alla frequenza che devono

essere mantenute costanti. Un inconveniente di tale sistema si verifica


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in caso di mancanza di corrente elettrica nella rete elettrica, in quanto

si spegne anche il cogeneratore

� in isola indipendentedalla linea elettrica, tipico in luoghi in cui non vi è

la rete elettrica, oppure nel caso in cui vengono individuate utenze

separabili dalla rete aziendale, ad esempio impianti di depurazione. È

necessario avere un generatore autoeccitato con motorino di

avviamento collegato a delle batterie. Tale soluzione ha il vantaggio di

garantire la corrente elettrica in caso di mancanza di tensione nelle rete

pubblica, ma presenta due inconvenienti ovvero la necessità di

sovradimensionare il cogeneratore in quanto deve vincere gli spunti di

avviamento delle varie utenze e la necessità di predisporre dei gruppi di

continuità nel caso di presenza di circuiti elettronici o di

apparecchiature che non possono essere spente in quanto

all’avviamento viene a mancare la corrente per alcuni istanti.

� in stand-by:nel caso di funzionamento normale il cogeneratore è

collegato in parallelo alla rete elettrica, in caso di mancanza di tensione

il cogeneratore non si spegne ma continua a girare garantendo la

corrente elettrica su linee privilegiate, sganciandosi automaticamente

dalla rete, ma fornendo l’energia a seconda della richiesta dell’utenza;

al momento della riattivazione della rete il sistema torna a connettersi

tornando al funzionamento in parallelo.

Si sono appena visti i motivi per cui la scelta della cogenerazione sia quella che

permetta di ottenere i maggiori vantaggi; si vedranno ora in base a quali

considerazioni, viene fatta, invece, la scelta del sistema di cogenerazione

ottimale.

Le turbine a gas, per quanto riguarda i loro rendimenti elettrici, inferiori nella

media di circa 10 punti percentuali rispetto ai motori alternativi, non sembrano

costituire la soluzione ottimale. Inoltre il loro utilizzo è stato fino ad oggi

limitato dal fatto che non esistono sul mercato turbine di piccola capacità, in

grado di accettare ampie variazioni di quantità e qualità del combustibile.

La soluzione più conveniente consiste nella scelta di motori alternativi a ciclo

Otto. Le taglie dei cogeneratori, misurate in kW elettrici di potenza, dipendono


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ovviamente dalle dimensioni dell'impianto di digestione e dalla quantità di

biomassa trattata. La maggior parte dei cogeneratori a biogas presenti in Italia

possiede potenze elettriche inferiori a 1 megawatt (1.000 kW); di questi, circa

la metà non supera i 100 kW.

Con un m3 di biogas è possibile, tramite cogenerazione, produrre,

generalmente, circa 1.8-2kWh di energia elettrica e circa 2-3kWh di energia

termica.

Combustione per la sola produzione di calore

È sufficiente un comune generatore di calore a gas costituito da un

bruciatore, nel quale affluiscono combustibile e comburente ed esce energia

termica sotto forma di fiamma, e dallo scambiatore di calore, nel quale i

prodotti della combustione cedono il calore prodotto ad un fluido

termovettore.

Il biogas viene trattato come il gas metano, mentre vengono realizzate

modifiche al bruciatore per l’introduzione del gas, la miscelazione del

combustibile con il comburente e l’utilizzo di materiali più resistenti alla

corrosione per lo scambiatore di calore e il bruciatore stesso.

In Italia, soltanto pochi impianti di biogas producono esclusivamente calore

attraverso la combustione in caldaia. Infatti, fare a meno della produzione

elettrica significa rinunciare all'importante beneficio economico che deriva

dalla cessione in rete dell'elettricità prodotta, allungando così i tempi di ritorno

dell'investimento.

Produzione di biometano per autotrazione

Il biogas, come visto nel paragrafo riguardante i post-trattamenti, può

essere sottoposto ad un apposito processo di purificazione dalla CO2 e dal

vapore acqueo, in modo da aumentare la percentuale di metano presente dal

50-80% fino al 95-98%.

In questo caso non si parla più di biogas ma di "biometano": un gas dalle

caratteristiche analoghe a quelle del comune gas naturale e quindi adatto sia

per essere utilizzato come combustibile nei normali veicoli a metano che per

l'immissione nella rete di distribuzione del gas.


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L'utilizzo di biometano nei motori dei veicoli, come carburante

alternativo al petrolio, rappresenta un'interessante ipotesi sul medio-lungo

termine, ma che in Italia purtroppo non trova ancora alcuna applicazione

pratica. Molti paesi europei, in particolare Svizzera, Svezia e Germania, stanno

investendo molte risorse nel biometano per autotrazione.

Anche l'immissione di biometano nelle reti urbane del gas, al posto del

metano "tradizionale", rappresenta una grande sfida energetica. In Germania

sono già diversi i casi in cui è stata dimostrata la fattibilità tecnica di reti di

biometano al servizio di piccoli centri abitati.

2.13 Sistemi di accumulo del biogas

Per rendere compatibili le cinetiche di produzione di biogas con quelle

di utilizzo è necessario installare un sistema di accumulo.

Il volume e la pressione devono essere determinati in funzione di una

valutazione costi-benefici, cercando una soluzione di compromesso tra il costo

d’investimento e di gestione, principalmente dovuto alla compressione del

biogas, ed il beneficio derivante dalla vendita dell’energia prodotta.

Per non arrivare a volumi e a costi troppo sostenuti, lo stoccaggio deve essere

limitato alla quantità necessaria per ammortizzare le punte di produzione (per

esempio volume uguale ad un’ora di produzione), e deve essere realizzato a

bassa pressione.

Tutte le tubazioni ed i serbatoi di stoccaggio del biogas devono essere realizzati

a perfetta tenuta, in modo da evitare possibili infiltrazioni d’aria.

2.14 Torcia di sicurezza

In tutti gli impianti con produzione di biogas è necessario prevedere la

presenza di una torcia di emergenza che garantisca la combustione del biogas

prodotto.


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Il dimensionamento della torcia deve essere fatto in modo tale da consentire

non solo la combustione della portata normale del biogas, ma anche dei

quantitativi provenienti dall’eventuale svuotamento rapido di tutti gli

stoccaggi.

La torcia di sicurezza deve consentire la combustione del biogas in condizioni di

emergenza assicurando:

� il mantenimento di valori di temperatura adeguati a limitare l’emissione

di inquinanti e la produzione di fuliggine;

� l’omogeneità della temperatura all’interno della camera di

combustione;

� un adeguato tempo di residenza del biogas all’interno della camera di

combustione;

� un sufficiente grado di miscelazione tra biogas ed aria di combustione;

� un valore sufficientemente elevato della concentrazione di ossigeno

libero nei fumi effluenti.

Al fine di conferire al sistema una maggiore affidabilità, la torcia di

sicurezza deve essere dotata di sistemi automatici di accensione e controllo

della fiamma.

Il tempo di funzionamento deve essere calcolato tenendo conto dei tempi di

manutenzione dei gruppi.

Pretrattamento della biomassa

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Pretrattamentodella3.

Biomassa

Il processo di digestione anaerobica in sé può essere accompagnato da

una fase di preparazione della biomassa che comprende una serie di azioni

note come processi di pretrattamento della biomassa.

I vari pretrattamenti hanno diverse funzioni ed obiettivi che possono

andare da quelli di facilitare la movimentazione e l’omogenizzazione della

biomassa, di separare alcune sostanze dannose o che creerebbero problemi di

gestione dell’impianto, fino a quelli di modificare la successiva digestione

incidendo su alcuni sottoprocessi per variarne la cinetica, favorire alcune

colonie batteriche, aumentare la quantità di materiale organico utilizzabile e, in

generale, migliorare l’efficienza della produzione di biogas.

In particolare è importante sottolineare che l’idrolisi del substrato è la

fase ci nematicamente limitante l’intero processo. L’idrolisi comporta sia la

solubilizzazione della sostanza particolata, sia la decomposizione biologica dei

polimeri organici a monomeri o dimeri. Le pareti cellulari presenti soprattutto

nel fango biologico rappresentano un substrato relativamente poco

degradabile e, per questo motivo, le tradizionali tecniche di digestione

biologica richiedono lunghi tempi di ritenzione, dell’ordine di 20-30 giorni, e

consentono modesti abbattimenti della frazione volatile dei solidi avviati a

digestione. La maggior parte delle tecniche di potenziamento oggetto della

presente relazione mirano a incrementare l’efficienza del processo di idrolisi e

la conversione della sostanza organica lentamente biodegradabile e particolata

in composti rapidamente biodegradabili e a basso peso molecolare,

aumentando così la quantità di biogas producibile e anche la velocità di

produzione del biogas stesso [10, 11].


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La disintegrazione dei fanghi può avvenire per via meccanica, biologica,

termica, o chimica.

3.1. Pretrattamenti fisici o meccanici

Le biomasse possono dover subire numerosi trattamenti di tipo

meccanico prima di essere inviate al digestore. Si tratta per lo più di processi

piuttosto semplici ed economici ed in taluni casi si rendono assolutamente

necessari per rendere la particolare biomassa utilizzata adatta alla digestione

anaerobica.

Un tipico esempio in cui non si può prescindere dall’utilizzare operazione

di tipo meccanico è quando si intende realizzare impianti che digeriscono la

parte organica dei rifiuti solidi urbani (RSU). Hanno tuttavia necessità di questo

genere di lavorazioni anche i rifiuti organici provenienti dai mattatoi, i residui

contenenti lignina e cellulosa ed in generale i substrati e cosubstrati aventi

dimensioni caratteristiche troppo elevate e tali da rendere difficoltoso e poco

efficace il ‘lavoro’ dei batteri metanigeni che potrebbero infatti avere difficoltà

ad attaccare parte della materia organica teoricamente sfruttabile.

La scelta delle operazioni da eseguire, la loro sequenza ed il tipo di

apparecchiature da utilizzare, deve essere effettuauta in relazione a:

• natura e caratteristiche del rifiuto in ingresso all’impianto

• tipo di processo di digestione anaerobica adottato

• qualità e destino dei materiali in uscita dall’impianto

Quest’ultimo aspetto riveste un’importanza particolare, in quanto il

destino dei materiali prodotti dall’impianto influenza direttamente le scelte di

processo ovvero il grado di raffinazione richiesto.

Ciò vale in particolar modo per la frazione secca, che può essere

termovalorizzata in impianti dedicati di trattamento dei rifiuti o, in alternativa,

trasformata in un combustibile ad elevato grado di purezza, avente requisiti tali

da poter essere utilizzato in impianti industriali.

Tra le svariate tipologie di rifiuti che vengono trattate preliminarmente si

può effettuare, in funzione dell’intensità dei processi di pretrattamento ai quali


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i rifiuti vengono sottoposti, una semplice classificazione in due classi; è infatti

possibile distinguere fra rifiuti con pretrattamento limitato e rifiuti che

prevedono, invece, un pretrattamento molto più spinto .

Tra le matrici più facilmente trattabili sono da evidenziare i resti del

processo alimentare, vari oli e avanzi alimentari, mentre tra i rifiuti che

prevedono un pretrattamento più esteso troviamo quelli provenienti da

raccolta indifferenziata e/o differenziata e alcuni rifiuti industriali.

Vediamo ora alcuni dei più diffusi tra i trattamenti meccanici:

Dilacerazione

Lo scopo della dilacerazione è quello di aprire i contenitori di raccolta nei

quali vengono conferiti i rifiuti e di ridurre la pezzatura del materiale più

voluminoso per permettere una selezione corretta.

Tale operazione viene effettuata attraverso apparecchiature aprisacchi, le

quali consentono di raggiungere l’obiettivo fissato senza provocare una

frantumazione spinta del rifiuto, che potrebbe compromettere i successivi

trattamenti per la commistione di materiali fini inerti triturati alla rimanente

parte del rifiuto.

Questa operazione viene di norma eseguita con mulini ad alberi lenti, a

dischi o a coltelli, oppure con mulini a coclee o con cilindri rompisacchi.

Tale operazione di pretrattamento riveste particolare importanza nel caso

la biomassa utilizzata sia costituita da rifiuto proveniente da raccolta

indifferenziata e/o da raccolta differenziata.

Separazione metalli

Tale operazione viene condotta con il duplice obiettivo di recuperare

materie prime e di proteggere da abrasione ed eccessiva usura le

apparecchiature successivamente utilizzate; la separazione dei metalli si

ottiene impiegando separatori magnetici per metalli ferrosi e separatori a

correnti indotte per metalli non ferrosi.


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Figura 3.1 – Tamburo magnetico rotante per la separazione di metalli ferrosi

Separazione inerti e plastiche

Lo scopo della separazione degli inerti e delle materie plastiche è quello di

rimuovere dalla biomassa le frazioni non biodegradabili e di ridurre il rischio di

abrasione e di blocchi o intasamenti durante il processo. Tale operazione viene

effettuata attraverso l’utilizzo di varie apparecchiature, singolarmente od in

sequenza tra loro, quali vagli rotanti, vagli a dischi, vagli vibranti, separatori

densimetrici, balistici o separatori ad umido.

Figura 3.2 – Vista dell’interno di un vaglio rotante


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Controllo pezzatura

Di norma è necessario sottoporre il flusso di rifiuti organici diretti al

reparto di preparazione del substrato ad una riduzione delle dimensioni allo

scopo di rendere la pezzatura compatibile con il processo e con le

apparecchiature utilizzate per la movimentazione della miscela.

Figura 3.3 – Trituratore industriale

Infatti, come anche esposto in precedenza a proposito delle condizioni

favorevoli per i microrganismi della digestione anaerobica, la granulometria del

substrato influenza direttamente le rese di processo, in quanto da essa dipende

la superficie di contatto tra i microrganismi ed il materiale da digerire. Il

controllo della pezzatura viene effettuato tramite fasi di vagliatura e

triturazione eseguite prima delle operazioni di miscelazione del substrato.

Omogeneizzazione (tramite miscelazione) e regolazione del contenuto di

umidità

I materiali organici disponibili devono inoltre essere sottoposti ai

trattamenti necessari all’ottenimento di una miscela avente le caratteristiche

chimico-fisiche ottimali per poter essere introdotta nei digestori. Tale

preparazione si rende necessaria al fine di garantire il corretto funzionamento

del processo e al fine di ottimizzare le rese di metanizzazione.

Le biomasse devono essere diluite in modo da regolare l’umidità della

miscela al valore ottimale, prima dell’invio all’unità di digestione. Tale valore


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dipende dal tipo di processo utilizzato (ad umido, a secco, semi-secco) e dal

materiale da sottoporre al trattamento. L’obiettivo può essere raggiunto

tramite l’aggiunta di fanghi oppure di acqua di ricircolo proveniente dalla

sezione di disidratazione.

Oltre alla regolazione del contenuto d’acqua è anche necessario

provvedere all’omogeneizzazione della miscela prima dell’introduzione nel

digestore.

I tipi di miscelatori maggiormente utilizzati sono:

• miscelatori a coclee per processi a secco o semi-secco

• idropolpatori per processi ad umido o semi-secco

Figura 3.4 – Esempio di miscelatore a clocea

I dispositivi di agitazione o miscelazione devono essere realizzati in

materiale resistente all’azione abrasiva o corrosiva dei materiali costituenti i

rifiuti. L’unità di miscelazione deve essere facilmente accessibile ed

ispezionabile, al fine di consentire lo svolgimento delle operazioni di pulizia e di

manutenzione ordinaria e straordinaria.


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3.2. Pretrattamenti Termici

Il pretrattamento termico può avvenire in un intervallo di temperature

molto variabile, generalmente tra i 60 e i 180°C. Naturalmente, all’aumentare

della temperatura aumenta anche la pressione a cui è necessario portare la

biomassa, anche in funzione del contenuto di acqua della stessa per evitarne

l’ebollizione. Il meccanismo con cui agisce il trattamento termico varia a

seconda dell’intervallo termico [12]:

• per temperature inferiori ai 100°C prevalgono i meccanismi disgregativi

del fiocco e la parziale lisi dei batteri; pertanto un’elevata

solubilizzazione della sostanza organica particolata può essere ottenuta

solo con trattamenti di lunga durata;

• per temperature più elevate, tra i 100°C e i 200°C, si ha una forte

destabilizzazione della struttura del fango e la lisi delle cellule

batteriche.

I principali effetti dell’idrolisi termica sono:

1. lisi delle cellule (mediante la fluidificazione delle membrane)

2. variazione dell’equilibrio chimico dei polimeri esocellulari (con la

trasformazione dei polimeri in frammenti più rapidamente

biodegradabili)

3. Idrolisi termica dei componenti intra o extra cellulari (con

denaturazione ed idrolisi delle proteine)

L’utilizzo del pretrattamento di idrolisi termica produce diversi effetti sul fango:

a) solubilizzazione del COD, proporzionale alla temperatura del processo,

almeno fino a 200°C

b) solubilizzazione di parte dei solidi sospesi: all’aumentare della

temperatura di idrolisi, oltre al rapporto VSS/TSS diminuisce anche il

rapporto TSS/TS

c) aumento di concentrazione di acidi grassi volatili, dovuta alla

degradazione dei lipidi (le lunghe catene di acidi grassi possono venire

ridotte) o anche alla degradazione delle proteine.


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Il pretrattamento termico apporta anche delle modifiche alle caratteristiche

fisiche dei fanghi:

1. all’aumentare della temperatura, i valori di pH prima aumentano (in

seguito al de-assorbimento delle proteine e della volatilizzazione dei

composti acidi) e poi diminuiscono (in seguito alla degradazione delle

macromolecole in composti acidi)

2. fino a 150 °C, la viscosità apparente del fango (a parità di sforzo di

taglio) diminuisce con l’aumento della temperatura [13]

3. aumento nella sedimentabilità del fango: ciò è dovuto [14] alla

solubilizzazione degli EPS, generalmente molto idratati, che rilasciano

gran parte dell’acqua legata

4. la filtrabilità del fango digerito subisce variazioni in funzione della

temperatura del pretrattamento. Si rileva inoltre un peggioramento

della filtrabilità del fango digerito per temperature del pretrattamento

inferiori a 130°C (dovuta alla solubilizzazione del fango e all’aumento

delle particelle di piccole dimensioni) e un netto miglioramento della

filtrabilità (sempre dopo digestione anaerobica) per temperature

superiori ai 150°C dovuto alla modifica strutturale del fango e dal

rilascio dell’acqua;

5. Il pretrattamento termico consente anche di ridurre le schiume in modo

efficace, al contrario di altri metodi di disintegrazione dei fanghi

(disintegrazione meccanica, enzimatica e termica a 121 °C [15].

3.3.1 Effetti della temperatura

I trattamenti termici vengono divisi in due gruppi [13], in funzione del

range di temperatura a cui operano e degli effetti sulla produzione di biogas:

• i trattamenti a basse temperature (70-120 °C), che generalmente

portano ad un limitato incremento della produzione di biogas, attorno

al 20-30 %

• i trattamenti a temperature più elevate (160-180 °C), che portano ad un

aumento variabile ma comunque più consistente della produzione di

biogas, tra il 40 e il 100%.


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L’energia corrispondente alla maggiore produzione di biogas

conseguibile con digestione mesofila di fanghi biologici di supero pretrattati ad

alta temperatura è generalmente superiore al dispendio energetico per il

riscaldamento, mentre la differenza tra resa e spesa energetica è minore nel

caso di pretrattamenti termici a bassa temperatura. Esiste comunque un limite

superiore di temperatura (intorno a 180-200°C), oltre il quale l’efficienza di

idrolisi termica non solo inizia a calare [16, 17] ma, anzi, comporta la

produzione di composti difficilmente degradabili dai microrganismi metanigeni.

Diversi studi a scala pilota indicano il range tra 165°C e 180°C come ottimale

per la biodegradabilità del fango e la produzione di biogas [13, 16, 18, 19].

3.3.2 Effetti della durata del pretrattamento e della tipologia

di biomassa

Di norma, il tempo di contatto è significativo per idrolisi alle basse

temperature [20], mentre lo è meno per i processi ad alta temperatura.

Generalmente, dai dati (quasi tutti riferiti a test su scala pilota) risulta che i

tempi di contatto più lunghi, dell’ordine delle ore o anche giorni, si riferiscono

ai trattamenti alle temperature più basse. Per contro, nei processi alle

temperature più alte, superiori ai 150°C, le massime solubilizzazioni si

raggiungono dopo 30-60 minuti [21] e in questi casi trattamenti troppo

prolungati portano a una riduzione della biodegradabilità [13].

La tipologia del fango digerito costituisce un elemento importante per la

determinazione dell’efficacia dell’applicazione del pretrattamento di termolisi.

A parità delle altre condizioni operative, infatti, l’utilizzo di fanghi con

composizione diversa può dare risultati anche molto variabili tra di loro. Diversi

studi hanno confermato che il maggiore incremento di produzione di biogas si

ottiene nel trattamento dei fanghi biologici di supero [20, 17, 10].

Studiando le correlazioni tra l’incremento di produzione di biogas e la

concentrazione di solidi volatili nel fango non pretrattato termicamente si

conclude che:

• l’efficacia del pretrattamento termico è tanto maggiore quanto minore

è il contenuto di SV nel fango non pretrattato;


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• per i fanghi con un elevato contenuto di SV, che in ogni caso hanno alte

produzioni di biogas, l’applicazione di un pretrattamento termico

potrebbe non essere utile.

L’effetto del tipo di fango sull’aumento della produzione di biogas viene

valutato mediante un’analisi ai minimi quadrati parziali (un’estensione

multivariata del modello di regressione lineare multipla) che prende in

considerazione la correlazione tra diverse variabili: la temperatura, la

solubilizzazione di COD, ST, SV, proteine, carboidrati e la biodegradabilità del

fango non trattato (Bo). Come atteso, tutti questi fattori (ad eccezione della

biodegradabilità del fango non trattato) sono risultati tra loro correlati. Per

questo motivo la solubilizzazione del COD (SCOD) è stata mantenuta quale

parametro generale rappresentativo della degradazione della sostanza

organica. Una relazione, valida in prima approssimazione per la stima

dell’incremento della produzione di biogas, che tenga conto dei parametri

appena citati è la seguente.

Incremento della produzione di biogas = 2.156 + 1.1155 SCOD – 2.348 Bo

Per temperature inferiori ai 170°C, l’effetto dei pretrattamenti termici sulla

digestione anaerobica in batch può essere quindi stimato considerando

semplicemente il COD solubilizzato e la biodegradabilità iniziale del fango non

trattato. In particolare, l’aumento della produzione di biogas è tanto maggiore

quanto più alta è la solubilizzazione del COD e quanto più bassa è la

biodegradabilità iniziale del fango. Inoltre, quest’ultimo parametro non è

correlato alla composizione dei campioni di fango (ovvero fanghi con la stessa

concentrazione iniziale di sostanza organica presentavano biodegradabilità

iniziali diverse tra di loro).

A seguito del pretrattamento dei fanghi a temperature tra 150°C e 200°C, si è

riportato un maggiore aumento di produzione di biogas per digestioni di tipo

mesofilo rispetto a digestioni in regime termofilo, mostrando che l’impatto del

pretrattamento è più significativo nei sistemi a minor velocità di processo.


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Figura 3.5 – Confronto tra gli incrementi produttivi di biogas per pretrattamenti termici a

bassa e alta temperatura

Nella precedente figura sono riportati i risultati ottenuti da alcuni studi

in cui viene valutato l’effetto del pretrattamento termico sul potenziamento

della produzione di biogas.In generale, negli studi effettuati da diversi autori il

pretrattamento di tipo termico o termochimico consente di ottenere un

incremento maggiore della produzione di biogas rispetto ai pretrattamenti di

tipo meccanico o ossidativi.

Inoltre anche se le rese del pretrattamento termochimico sembrano

essere maggiori o confrontabili rispetto a quelle ottenute dall’idrolisi termica, il

trattamento termico a temperature elevate è stato valutato vantaggioso

rispetto al trattamento termochimico in quanto l’uso di sostanze chimiche

implica un costo aggiuntivo sul trattamento e determina la presenza di

sostanze non biodegradabili nei fanghi [21].

Nella seguente tabella si può osservare una forte eterogeneità dei

miglioramenti osservati nella produzione di biogas (o metano). È ormai noto,

infatti, che il processo di idrolisi termica dipende da diversi fattori oltre alla

temperatura di processo, quali il tempo di contatto, la composizione del fango

e la tipologia di digestione anaerobica (mesofila o termofila) che segue il

pretrattamento.


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Tabella 3.1 – Incrementi della produzione di biogas per diversi pretrattementi termici


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3.3. Pretrattamento della biomassa con ultrasuoni

La disintegrazionead ultrasuonièun metodoben

notoperladisgregazionedelle cellulemicrobichee l’estrazione

dimaterialeintracellulare[22].Gli ultrasuoni sono oltre l’intervallo di udibilità

umana; parte dello spettro sonoro che va dai 20 kHz ai 10 MHz viene generato

da un trasduttore dell’apparecchio ultrasonico che converte energia da forma

meccanica o elettrica in energia acustica, sotto forma di onde sonore ad alta

frequenza. L’energia sonora viene trasmessa ad un amplificatore che a propria

volta la trasmette in forma di vibrazioni ad alta frequenza alla biomassa di

processo.

Figura 3.6 – Campo di frequenza del subsonico, del sonico e dell’ultrasonico

L'impatto delle onde a ultrasuoni su un liquido provoca la compressione

periodica (pressione positiva) e rarefazione (pressione negativa) del mezzo,

nello specifico, della biomassa processata. Micro bolle si verificano al di sopra

di una soglia certa di intensità in rarefazione a causa alla pressione negativa.

Queste micro bolle, note anche come bolle di cavitazione, contengono liquidi e

gas vaporizzati disciolti nel liquido. Come si propaga il fronte d’onda, le micro

bolle oscillano sotto l'influenza della pressione positiva.

Tali bolle inizialmente crescono di volume, finché non raggiungono una

dimensione tale per cui si verifica il fenomeno della risonanza e in pochi

microsecondi, raggiunta la dimensione critica, collassano violentemente su se

stesse. Tale fenomeno è schematizzato sommariamente nel seguente disegno.


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Figura 3.7 – Fenomeno della cavitazi one

L’illustrazione mostra come una cavità cresca in successione finché non

implode. Tale violento collasso produce uno sforzo di taglio idromeccanico nel

liquido contenente le bolle. E’ stato dimostrato come le macromolecole con

una massa molecolare oltre i 40'000 dalton vengano distrutte dal fenomeno di

cavitazione descritto. Tali sforzi meccanici assumono valori importanti per

frequenze inferiori ai 100 kHz [23]. Nella fase dell’implosione, la temperatura

nell’intorno della cavitàpuò aumentare fino a 5000 K e la pressione crescere

fino a 500 bar all’interno della cavità stessa.

Figura 3.8 – Bolla creatasi per cavitazione

Queste condizioni estreme possono portare alla distruzione termica dei

compostipresenti nelle bolle di cavitazione e alla generazione di radicali molto

reattivi (°H, °HO2 e °OH) eperossido di idrogeno (H2O2) [24, 25]. In questo

modo le reazioni sonoro-chimiche possono degradare gli inquinanti volatili


Pagina 195

tramite processi di pirolisi all'interno dellebolle di cavitazione, mentre le

sostanze inquinanti non-volatili vengono degradate da reazioni radicali

idrossiliche nel liquido [26].

Mentre i processi di degrado sonoro-chimico possono verificarsi in una

vasta gamma di frequenze degli ultrasuoni, da 20 kHz fino a circa 1 MHz, il

picco d’efficacia delle reazioni sonoro-chimiche è stato osservato oltre i 100

kHz [27, 28].Sia le forze di taglio idromeccanico che gli effetti chimici

indottipossono contribuire alla disintegrazionedei fanghi di depurazione,

aumentando quindi la solubilizzazione delle sostanze contenute.Queste

temperature e pressioni estreme, della durata di pochi microsecondi, non

perdurano a sufficienza per riscaldare i liquidi processati tramite ultrasuoni.

Tuttavia, gli aumenti localizzati di temperatura e pressione sono sufficienti per

aumentare la reattività chimica, la degradazione dei polimeri presenti, nonché

la produzione di radicali liberi.

Il ricorso agli ultrasuoni nel trattamento dei fanghi è di recente

applicazione e trova attualmente impiego solo in applicazioni di nicchia.

Figura 3.9 – Pretrattamento con ultrasuoni di acque grigie domestiche

Un primo impiego è nel trattamento dei fanghi in eccesso prima che

questi vengano processati nel digestore anaerobico. Quando questi sono

soggetti ad ultrasuoni, la loro temperatura aumenta. Se l’eccesso di fanghi

viene trattato termicamente prima di essere ulteriormente disidratato, gli

effetti termici hanno solitamente conseguenze positive sulle caratteristiche dei


Pagina 196

fanghi sia per quanto riguarda la capacità di disidratazione, che per la qualità

dei solidi biologici residui [29].

Una seconda tipologia di applicazione in cui può essere impiegato il

trattamento descritto è quella in cui si debba ridurre il numero di organismi

filamentosi presenti nel fango di riciclo, soprattutto nel caso di fanghi che

presentano l’indesiderato fenomeno di Bulking, per cui i batteri producono

elevate quantità di materiale extracellulare e danno origine a fiocchi di aspetto

gelatinoso che trattengono notevoli quantità di acqua. In questa situazione,

l’aumento di temperatura indotto dal trattamento con ultrasuoni dovrebbe

essere limitato per evitare di distruggere tutti i microrganismi presenti. Questo

perché quando i fanghi in eccesso vengono condotti nuovamente al

trattamento biologico, dovrebbero mantenere attivi i batteri in essi presenti,

per consentirgli di essere operativi nella vasca di aerazione.

Il già descritto meccanismo di cavitazione gioca un ruolo fondamentale

nell’ambito dell’applicazione degli ultrasuoni al trattamento dei fanghi; in

particolare i principali effetti sono sintetizzabili in:

• alto stress meccanico (sforzo di taglio)

• reazioni di radicali: formazione dei radicali OH- e H+

• reazioni chimiche di trasformazione delle sostanze

• decomposizione termica di sostanze volatili.

Questi effetti portano alla disintegrazione dei fanghi con conseguente

minimizzazione della produzione di fanghi in eccesso, oltre ad una fonte di

carbonio utile alla successiva denitrazione e al miglioramento della digestione

anaerobica e della disidratazione dei composti.

I principali benefici di questa tipologia di pretrattamento sono:

• aumento del tasso di disintegrazione dei fanghi

• aumento della produzione di biogas

• riduzione della produzione di agglomerati solidi

• maggior disidratazione del fango residuo

• aumento del tasso di carico di fanghi

• miglioramento generale dell’operatività e della stabilità del digestore.


Pagina 197

3.4.1 Efficienza della disintegrazione con ultrasuoni

Attraverso il pretrattamento ad ultrasuoni viene distrutta la parete

cellulare dei microbi e vengono quindi rilasciati i materiali intracellulari nella

fase acquosa. Inoltre, gli ultrasuoni aiutano anche a de-agglomerare il

particolato biologico di maggior diametro (“fiocchi”) oltre a distruggere grandi

particelle organiche in particelle di piccole dimensioni. Si può ragionare in

termini di cambiamenti nelle caratteristiche fisiche, chimiche e biologiche del

fango (o WAS, Waste Activated Sludge). Pertanto è necessario poter

quantificare il grado di disintegrazione dei fanghi.

Finora, i dati ottenuti da ricerche condotte in merito non sonosufficienti

per adattarsi ad un modello che preveda la disintegrazione dei fanghi. Questo

perché il grado di disintegrazione dipende da numerose variabili associate al

pretrattamento ad ultrasuoni. Alcune di queste sono la frequenza di

funzionamento, la forma e il tipo del generatore e dell’amplificatore di

ultrasuoni, i tipi di fanghi,il contenuto di TS (Total Solids), la frazione organica,

la temperatura di esercizio, la densità di potenza degli ultrasuoni.

La forma dell’amplificatore è considerata uno dei fattori più importanti che

riguardano il grado di disintegrazione dei fanghi e il suo design è spesso

coperto da brevetto. Ciò rende spesso difficile quantificare molte condizioni di

funzionamento dei sistemi ad ultrasuoni.I dati quantitativi forniscono molte

informazioni preziose, quali:

1. l’efficienza di un particolare sistema ad ultrasuoni (convertitore, design

dell’amplificatore)

2. valutazione dell’apporto minimo di energia necessaria per la rottura

delle cellule

3. altri dati di funzionamento ottimale, come il contenuto di solidi totali, la

durata del trattamento, la densità di potenza degli ultrasuoni, la loro

frequenza ed ampiezza, e altre proprietà mirate ad ottimizzare il

processo di disintegrazione

4. i costi operativi del sistema a ultrasuoni per la disintegrazione dei

fanghi.


Pagina 198

Diversi parametri sono stati impiegati per valutare l'efficienza di

disintegrazione dei fanghi. Quest’ultima può essere valutata attraverso

l’alterazione delle:

- proprietà fisiche, come il cambiamento nella distribuzione della

dimensione delle particelle attraverso un esame microscopico

- proprietà chimiche, quali l’aumento della concentrazione di COD

solubile e la concentrazione di ammoniaca, oltre al rilascio di proteine

- proprietà biologiche, quali tasso di assorbimento di ossigeno e il

numero di batteri eterotrofi residui.

Nell’ambito di una valutazione fisica, l’analisi granulometrica, lo studio

dell’immagine microscopica, la torbidità dei fanghi e la potenziale

disidratazione sono alcune delle tecniche utilizzate per giudicare il grado di

disintegrazione per mezzo di ultrasuoni. In particolare, si tiene specialmente

conto della distribuzione statistica della granulometria e dell’analisi delle

immagini microscopiche.

Interessante è esaminare l’effetto di differenti trattamenti ad ultrasuoni

variando la densità di potenza e la durata del trattamento. Ad esempio, è stato

verificato che, ad una frequenza di 20 kHz e un input di potenza massima pari a

110 W, la dimensione media dei fiocchi non è diminuita per densità di potenza

dell’ordine di 0,11 W/ml [30]. Quando si aumenta tale valore a 0,22 W/ml, il

diametro medio comincia a diminuire. Per densità di potenza pari a 0,33 e 0,44

W/ml, le dimensioni si riducono da circa 99 μm rispettivamente a 22 μm e 3 μm

durante 20 minuti di trattamento. Prolungando l’esperimento non si osserverà

alcuna ulteriore diminuzione della dimensione media dei fiocchi di biomassa. Si

può quindi concludere che la densità di potenza degli ultrasuoni utilizzati è più

importante del tempo effettivo del trattamento, in termini di disintegrazione

raggiunta. In ulteriori studi [13] è stata esaminata la distribuzione dei valori

della dimensione del particolato a diversi input di energia specifica (kJ/kgTS)

utilizzando ultrasuoni a frequenza di 20 kHz con potenza di alimentazione di

225 W. I risultati sono presentati nella seguente tabella, dove per d50 si intende

che il 50% delle particelle ha un diametro minore uguale o minore a d50.


Pagina 199

Energia specifica (kJ/kg TS) d50 (μm)

0 32

660 19,6

1350 18,5

6950 17,6

14550 12,7

Tabella 3.2 – Dimensione media del particolato per diversi valori di energia specifica

Si è mostrato poi [26] come il d50 delle particelle presenti nei fanghi trattati sia

calato da un valore iniziale di 165 μm fino a 135 μm e 85 μm durante

trattamenti di durata pari rispettivamente a 29.5 e 96 secondi ad una

frequenza di 31 kHz e una potenza di alimentazione di 36W.

3.4.2 Studio microscopico e produzione di biogas

La disintegrazione dei fanghi è stata ampiamente esaminata sulla

base di osservazioni visive utilizzando radiazioni luminose e microscopi

elettronici: attraverso una microfotografia si è in grado di raccogliere

d50

KJ/KgTS


Pagina 200

informazioni qualitative, come i cambiamenti strutturali nei conglomerati, la

scomparsa dei filamenti, etc.

Sebbene, l'immagine al microscopico ottico non fornisca informazioni a

livello cellulare, quando il WAS (Waste Activated Sludge) viene osservato al

microscopio ottico prima del trattamento, si identificano dei corpuscoli di

agglomerati biologici ‘impigliati’ in numerosi filamenti. Dopo appena qualche

minuto di ultrasuoni, i filamenti e i fiocchi sono quasi completamente

disintegrati ed si osserva una composizione di base più o meno omogenea.

Il microscopio a scansione elettronica (SEM) è invece in grado di fornire

informazioni più approfondite sui fanghi, in particolare a livello cellulare. Prima

del trattamento, si possono osservare fiocchi impigliati in un gran numero di

filamenti. Queste strutture simili a filamenti sono essenzialmente i residui

organici (con diametro inferiore a 0,25 micron) a contatto con i fiocchi. Durante

il trattamento con ultrasuoni, l’integrità strutturale dei fiocchi, così come dei

filamenti, viene significativamente perturbata senza tuttavia apprezzabili

distruzioni delle cellule batteriche, come viene mostrato nelle figure a seguire,

la prima con microscopio ottico, la seconda con microscopio a scansione

elettronica.

Figura 3.10 – Osservazione con microscopio ottico del WAS prima del trattamento (a sinistra)

e dopo 2 minuti di ultrasuoni alla frequenza di 20 kHz e potenza pari a 1,5 kW (1000x)


Pagina 201

Figura 3.11 – Osservazione al microscopio a scansione elettronica del WAS trattato con ultrasuoni a 1.5

kW alla frequenza di 20 kHz; (A) 0 min (controllo); (B) 2 min; (C) 10 min; (D) 30 min

A titolo di esempio, si riportano ora i risultati di una sperimentazione

relativa alla produzione di biogas successiva al pretrattamento con ultrasuoni

[31]. La biomassa trattata con ultrasuoni è stata posta in tre differenti digestori

dopo un certo periodo (42 giorni) dalla digestione di materiale organico, per

verificare la differenza tra la produzione di biogas del digestato di controllo, di

quello a flusso pieno e di quello a flusso parziale trattati rispetto alla situazione

precedente.

La condizione di start-up è stata raggiunta in 35 giorni. E 'stato trovato

che la produzione di biogas di tutti e tre i digestori è stata pari a 1152, 1188,3 e

1205 ml/settimana ed inoltre la variazione percentuale della produzione di

biogas è stata inferiore al 5% della produzione di biogas per ogni digestore.

Dopo 42 giorni, l'alimentazione dei fanghi è stata trattata con ultrasuoni e

avviata nei digestori anaerobici AD (Uf) e AD (Up). Dopo l'alimentazione con i

fanghi trattati, il tasso di produzione di biogas nel caso di flusso pieno e di

flusso parziale nel digestore è aumentato rapidamente per le prime due

settimane, dopodiché il tasso di produzione è stato costante per una

settimana, ed è stato ripetutamente aumentato fino a raggiungere condizioni


Pagina 202

stabili. Il tasso di produzione di biogas è poi aumentato improvvisamente al

giorno 84 giorni, a causa di inaspettato incremento di temperatura da 35 °C a

45-50 °C causato da un guasto tecnico nel regolatore di temperatura.

Figura 3.12 – Confronto tra la produzione di biogas di tre diversi digestori con diversi livelli di

trattamento della biomassa con ultrasuoni

La precedente figura mostra il tasso di produzione di metano in tutti e

tre i digestori. Da questo grafico, il digestore a flusso continuo mostra un tasso

di produzione di metano maggiore sia rispetto al digestore a flusso parziale che

rispetto al digestore di riferimento. In particolare i valori sono pari a 1712.6 ml/

settimana per un tempo di ritenzione dei solidi (SRT, Solids Retention Time) di

20 giorni e 2203 ml/settimana con un SRT di 15 giorni. Il tasso di produzione di

metano nel digestore a flusso continuo è stato aumentato del 110% con un SRT

di 20 giorni e dell’88,7% con un SRT di 15 giorni rispetto al digestore di

riferimento. Inoltre, il tasso di produzione di metano nel digestore a flusso

parziale è aumentato del 94,5% con un SRT di 20 giorni e del 61,8% con un SRT

di 15 giorni, sempre riferendosi al digestore “non pre-trattato”.

E’ interessante notare come la composizione del biogas in termini di

metano siano state le medesime nel digestore a flusso continuo e in quello a

flusso parziale in entrambi i tempi di ritenzione dei solidi (SRT). E’ stato infatti


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aumentato del 56% per un SRT di 20 giorni e del 18% nel caso di 15 giorni di

SRT sia nel caso del digestore a flusso continuo che nel caso del flusso parziale,

rispetto al digestore di controllo.

Figura 3.13 – Contenuto di metano nei tre digestori in esame.

La composizione del biogas è stata analizzata in ogni settimana,

utilizzando un gascromatografo (GC-TCD). La figura precedente mostra il

contenuto di metano nel biogas per ognuno dei tre digestori anaerobici per

entrambi i SRT. Il contenuto di metano nel biogas nei tre digestori di controllo

“AD(Uo)”, a flusso continuo “AD (Uf)” e a flusso parziale “AD (Up)” è stato pari

rispettivamente al 58,56%, 60,98% e il 59,8% per una SRT di 20 giorni e al

58,13%, 60,47% e 59,83% per un SRT di 15 giorni. Questo risultato indica che la

percentuale di metano in biogas è stata leggermente migliorata nel flusso

continuo e nel caso del digestore anaerobico a flusso parziale rispetto al già

citato riferimento: ciò è dovuto ad una condizione favorevole per i batteri

metanigeni in entrambi i digestori. I risultati ottenuti in questa sperimentazione

sono stati confermati anche in altri studi [26]; in particolare, conferme sono

arrivate sulle percentuali di metano all’interno del biogas prodotto, sempre

confrontando diversi “livelli” e condizioni di pretrattamento con ultrasuoni

rispetto alla digestione di biomassa tal quale.


Pagina 204

3.4. Controllo del pH

Analogamente a quanto già scritto relativamente alla temperatura,

anche il pH esercita una notevole influenza sulla velocità di reazione andando

ad inibire o favorire l’azione degli enzimi necessari alla degradazione. Ogni

enzima infatti rimane attivo in un limitato intervallo di pH, al di fuori del quale

si ha un rallentamento appunto della velocità di reazione e conseguentemente

anche della crescita microbica, con una diminuzione dell’efficienza degradativa

del substrato.

Il pH inoltre influenza la forma in cui i composti del substrato risultano

essere disponibili per i microrganismi: per esempio solo in un intervallo

abbastanza ristretto di pH (compreso tra 6 e 8) l’acido acetico necessario per la

metanogenesi si trova in forma indissociata ed è in grado di attraversare le

membrane cellulari risultando effettivamente disponibile per i batteri

acetoclastici: per valori di pH del mezzo più elevati aumenta la contrazione

dell’acetato in forma dissociata (CH3COO-) che non può attraversare la

membrana batterica, mentre per valori inferiori a 5 la concentrazione della

forma non dissociata aumenta non solo nel mezzo, ma anche all’interno delle

cellule batteriche andando a superare la reale capacità di metabolizzazione con

conseguente inibizione da eccesso di substrato.

Il controllo del pH risulta fondamentale nel mantenimento di condizioni

ottimali di processo e va quindi eseguito non solo prima dell’inizio del processo

di digestione, ma anche durante il suo svolgimento;il suo monitoraggio deve

essere infatti condotto affinché i risultati ottenuti siano effettivamente

significativi.

È attraverso il monitoraggio del pH che può essere verificata la stabilità

del processo: sue variazioni infatti sono correlabili ad una modificazione della

capacità tamponante del mezzo di reazione, ma anche a squilibri tra le specie

microbiche che intervengono durante la fase di metanogenesi.

In genere si considerano stabili processi che avvengono a pH compreso tra

6,5 e 7,5. Tali valori dipendono principalmente dalla presenza di CO2 nel mezzo

e dalle concentrazioni di acidi grassi volatili e ammoniaca.


Pagina 205

In realtà il monitoraggio del pH consente di rilevare solo con un certo

ritardo eventuali squilibri all’interno del sistema, poiché le sue variazioni di

valori si verificano solo quando cessa l’attività tamponante del bicarbonato in

soluzione.

Pretrattamento della biomassa con O3

Pagina 206

Pretrattamentodella4.

BiomassaconO3

A temperatura ambiente e pressione atmosferica, l’ozono è un gas

incolore che si avverte per l’odore pungente percettibile anche in

concentrazioni minime (< 0,03 ppm). La sua struttura chimica è un ibrido di

risonanza fra tre formule limite possibili, il che ne fa una molecola

estremamente reattiva.

Figura 4.1 – Caratteristiche chimico-fisiche della molecola di O3

L’ozono è un gas instabile in fase gassosa, a 20 °C con un tempo di

dimezzamento di tre giorni, in soluzione acquosa di 20 minuti, ed allo stato

liquido è esplosivo. Il suo peso è maggiore di quello dell’aria (circa 1,5 volte); è

un normale costituente dell’atmosfera e la sua concentrazione varia a seconda

dell’altitudine, raggiungendo un massimo a 20-25 km dalla terra ed un minimo

a livello del mare. Le molecole di ozono contengono 3 atomi di ossigeno e sono

instabili rispetto alla molecola diatomica. È contraddistinto da una temperatura

di condensazione di -112°C mentre solidifica a -193°C. Essendo contraddistinto

da una maggiore reattività rispetto all’ossigeno, ha forti proprietà ossidanti,


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paragonabili a quelle del fluoro. Poiché è un potente germicida, viene anche

impiegato per sterilizzare aria e acqua potabile.

Viene generalmente prodotto provocando un fenomeno di arco

elettrico controllato in un flusso di ossigeno puro o aria secca. La miscela di O2

e O3prodotta viene solitamente utilizzata nelle applicazioni industriali. Essendo

un elemento molto instabile e reattivo, la preparazione di ozono puro necessita

di macchinari appropriati e include la necessità di produrlo in concomitanza

con l’utilizzo.

4.1. Formazione dell’ozono in natura

Uno dei meccanismi tipici di formazione dell’ozono è quando una

miscela di O2 e NO2 viene esposta ad un forte irraggiamento luminoso: queste

condizioni si possono facilmente riscontrare, ad esempio, nell’aria inquinata

delle metropoli. Normalmente la concentrazione di NO2 nell’aria è molto bassa,

poiché ossigeno ed azoto non reagiscono a temperatura ambiente. Tuttavia

tale fenomeno può aver luogo all’interno dei motori a combustione interna,

secondo la reazione:

N2 (g)+ O2(g)calore

2 NO(g)

L’NO formato all’interno dei MCI delle automobili reagisce

spontaneamente con l’ O2 presente nell’aria per formare NO2.

2 NO(g) + O2(g) 2 NO2(g)

Il biossido d’azoto è un gas marrone - rossastro che si dissocia quando

viene irradiato con una forte luce.

NO2(g) NO(g) + O(g)

L’atomo di ossigeno formatosi in questo processo è estremamente

reattivo e rapidamente si unisce ad una molecola di ossigeno, formando ozono.

O(g) + O2(g) O3(g)


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In contrasto con gli effetti negativi dell’ozono nell’aria che respiriamo, la

sua presenza nella stratosfera(15-55 km sul livello del mare) è essenziale in

quanto svolge un’azione filtro alle radiazioni ultraviolette generate

dall’irraggiamento solare. L’O2 assorbe le radiazioni ad alta densità energetica

(con lunghezza d’onda minore di 240 nm), non filtrando quindi le radiazioni tra

i 240 nm e i 290 nm, che vengono filtrate dall’O3 prodotto nella stratosfera da

reazioni fotochimiche che coinvolgono l’ossigeno. Quando l’ossigeno diatomico

assorbe la radiazione ultravioletta nella stratosfera avente lunghezza d’onda

minore di 240 nm, si scinde in due atomi di ossigeno.

O2(g)UV light

2 O(g) (lunghezza d’onda < 240 nm)

I risultanti atomi di ossigeno si combinano con l’ossigeno per generare

ozono.

O(g) + O2(g) O3(g)

Questa reazione è di natura esotermica: il risultato, al netto delle due

reazioni precedenti, è la conversione di tre molecole di O2 in due molecole di

ozono con la conversione simultanea di energia luminosa in calore. Come

detto, l’ozono assorbe la radiazione ultravioletta con lunghezze d’onda fino a

290 nm. Per lunghezze d’onda minori la radiazione causa a sua volta la

decomposizione di una mole di ozono in una mole di molecole di O2 e una di

atomi di O, attraverso una reazione esotermica.

O3(g)UV light

O2(g) + O(g) + calore (lunghezza d’onda < 290 nm)

L’effetto complessivo di tali reazioni è la degradazione dell’energia

luminosa in calore. Globalmente, quindi, l’ozono presente nella stratosfera

previene l’arrivo della radiazione ad alta energia sulla terra convertendo tale

radiazione in calore.

L'ozono può essere ottenuto anche a partire da molecole di ossigeno in

prossimità di scariche elettriche, scintille, fulmini, secondo la reazione:

3O2 → 2O3


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La suddetta reazione di formazione dell'ozono è endotermica, e

necessita dell'assorbimento di calore di reazione pari a 69kCal.

Il premio Nobel per la chimica del 1995 fu conferito a tre scienziati per

le loro ricerche sulla chimica che controlla il bilancio di ozono in atmosfera.

Paul Crutzen, direttore del ‘Department of Atmospheric Chemistry’ del Max

Plank Institute for Chemistry in Germania, mostrò nel 1970 che gli ossidi di

azoto possono partecipare alla decomposizione dell’ ozono.

O3 UV light O2 + O

NO + O3

NO2 + O2

NO2 + O

NO + O2

Net: 2 O3

3 O2

Poiché il monossido d’azoto viene generato nel terzo step, una singola

molecola di NO può partecipare alla scissione di molte molecole di ozono.

Crutzen descrisse come l’N2O rilasciato dal suolo terrestre salga invariato dagli

strati più bassi dell’atmosfera finché non viene decomposto dalle radiazioni UV

nella stratosfera. Una frazione dell’N2O viene inoltre convertita in NO che

svolge una funzione da catalizzatore nella scissione delle molecole di ozono.

4.2. Produzione dell’ozono nel settore industriale

Il principale processo per la produzione di ozono è quello che prevede

l’impiego di generatori ad effetto corona, dei quali sono state sviluppate

diverse varianti particolarmente efficienti. Tra i vantaggi:

• la possibilità di costruire generatori di dimensioni anche contenute;

• poter produrre ozono riducendo al minimo la produzione di altri gas

irritanti;

• la longevità delle celle ad effetto corona, che può superare i dieci anni;

• l’elevata produttività.


Pagina 210

Altro processo è quello che prevede l’impiego di lampade a raggi

ultravioletti con banda di emissione concentrata sugli 185 nm. Tali lampade

presentano innumerevoli svantaggi rispetto alle celle ad effetto corona:

• produttività di ozono molto più modesta;

• concentrazioni massime di ozono ottenibili pari ad un decimo di quelle

ottenute con le celle ad effetto corona;

• elevato consumo di elettricità;

• breve vita operativa delle lampade.

Un terzo processo ottiene ozono direttamente per via elettrolitica, ed è

sperimentato da alcuni anni nella depurazione di acque reflue dell’industria

farmaceutica. Tale soluzione suscita oggi molto interesse ed in pochi anni sono

stati depositati diversi brevetti al riguardo.

Attualmente per la produzione di ozono si utilizzano celle che ricalcano

il brevetto di Werner Von Siemens del 1857 ed i generatori d’ozono progettati

da Welsbach nel 1950. Tali celle sono costituite da due elettrodi concentrici

separati da una intercapedine di pochi decimi di millimetro (0,8 ÷ 1,5 mm),

nella quale fluisce l'aria o l'ossigeno. Tra gli elettrodi c'è una differenza di

potenziale di 7.000÷30.000 V, con una frequenza che può essere compresa nel

campo 50 - 1.000 Hz.

Dal punto di vista strutturale, l'elettrodo più interno è di metallo,

mentre l'elettrodo esterno è costituito da un film conduttivo metallico che

avvolge esternamente un tubo di materiale dielettrico, ordinariamente vetro

borosilicato oppure ceramica (quest’ultima introdotta tra il 1984 ed il 1985).

L'elettrodo interno è collegato al generatore di media tensione, mentre

l'elettrodo esterno è collegato a terra (in certi casi tali collegamenti possono

essere invertiti).

La pressione di esercizio può variare da quella atmosferica fino a 3 bar.

Si tenga presente che la formazione di ozono dall’ossigeno avviene con

diminuzione del numero di moli e dunque è favorita da un aumento di

pressione. Giacché una quota variabile tra l’85% ed il 95% dell’energia che

alimenta le celle viene trasformato in calore, si deve provvedere ad un

adeguato raffreddamento tramite aria o acqua. A titolo di esempio, per la

produzione di 1 g/h di ozono sono necessari circa 2,5 l/h d'acqua di


Pagina 211

raffreddamento a 15 °C. Generatori d'ozono sino a 5÷10 g/h possono anche

essere raffreddati ad aria, ma sopra tali potenze il raffreddamento ad acqua è

indispensabile. I generatori di ozono di grandi dimensioni sono più efficienti di

quelli di taglia più modesta, necessitano di una potenza elettrica unitaria

minore e, conseguentemente, anche meno acqua di raffreddamento.

Producendo ozono da ossigeno la concentrazione raggiungibile è circa

doppia di quella che si ha partendo da aria, ma il processo ha rese più elevate

in quest’ultimo caso, in quanto la presenza di un gas inerte favorisce la cinetica

di formazione dell'ozono. Utilizzando aria si arriva a concentrazioni di ozono del

6% in massa, 76,8 g/Nm3 (la maggior parte dei generatori industriali dà una

concentrazione di ozono di 25 g/Nm3), con rese di 0,028 g/kJ;si ha inoltre una

minore produzione di calore, con meno necessità di raffreddamento forzato

della cella ed un risparmio sui costi di esercizio, dato che si lavora con aria

atmosferica.

Utilizzando ossigeno, l’ozono è fornito già secco e molto puro. Le

concentrazioni di ozono raggiungibili possono superare il 20% in massa, 286

g/Nm3, con rese di 0,069 g/kJ. La produzione di calore, vista la sua correlazione

alla quantità di ozono formata, è più intensa.

Quando si utilizza aria, èdi fondamentale importanza che essa sia

assolutamente secca: il punto di rugiada non deve essere superiore a -50 °C.

Oggi tale grado di essiccazione può essere ottenuto abbastanza facilmente

tramite membrane oppure con essiccatori ad adsorbimento. Quando l'aria è

perfettamente secca (punto di rugiada di -55 °C o meno), non si ha nemmeno

la formazione di NOx. Essa deve essere anche completamente priva di nebbie

d'olio dai compressori, per cui è opportuno impiegare compressori non-

lubrificati. Depositi di olio nella cella favoriscono il generarsi di archi che la

danneggiano gravemente, sino a perforarla.

Altro punto essenziale è la perfetta stabilità e “pulizia”

dell'alimentazione elettrica; i circuiti del generatore d'ozono devono essere in

grado di sopprimere gli eventuali archi che si producessero nelle celle che, date

le differenze di potenziale in gioco, porterebbero all'immediata perforazione

dell'elettrodo. Tutto ciò implica una sofisticata tecnologia per la realizzazione

dei generatori d'ozono, sia per ciò che riguarda la preparazione dell'aria, sia per

la parte elettrica e dell'elettronica di potenza. Nonostante le problematiche


Pagina 212

appena viste, un impianto di generazione di ozono ha una vita operativa

piuttosto lunga e richiede una manutenzione abbastanza ridotta. Oltre alle

celle tipo Siemens sopra descritte, negli ultimi vent’anni sono state provate una

serie di celle, sempre basate sull’effetto corona, a geometria innovativa: ad

intercapedine ampia, a scarica fredda, tipo Siemens a piccolissima

intercapedine, a elettrodo in rete metallica, ad elettrodo in filo metallico fine,

oltre ad innumerevoli altri esperimenti basati su tecnologie o materiali speciali.

4.2.1. Possibili applicazioni industriali

Oggi l’ozono trova principalmente impiego nelle seguenti applicazioni:

• preozonazione di acque ad uso potabile;

• rimozione del colore, dei tensioattivi e del COD residuo di reflui

industriale;

• disinfezione di acque per uso farmaceutico, elettronico e alimentare;

• nel riutilizzo industriale o agricolo delle acque depurate;

• disinfezione dell'acqua negli acquedotti;

• disinfezione dell'acqua delle piscine;

• disinfezione dell'acqua destinata all'imbottigliamento;

• disinfezione di superfici destinate al contatto con gli alimenti;

• disinfezione dell'aria da spore di muffe e lieviti;

• disinfezione di frutta e verdura da spore di muffe e lieviti;

• ossidazione di inquinanti chimici dell'acqua (ferro, arsenico, acido

solfidrico, nitriti e complessi organici);

• ausilio alla flocculazione di fanghi attivi nella depurazione delle acque;

• pulizia e sbiancamento dei tessuti;

• abrasione superficiale di materie plastiche e altri materiali per

consentire l'adesione di altre sostanze o per aumentarne la

biocompatibilità;


Pagina 213

• invecchiamento accelerato di gomme e materie plastiche per

verificarne la resistenza nel tempo.

I principali vantaggi che derivano dall’uso di questo gas sono dovuti a:

• forte potere ossidante;

• mancata produzione di fanghi o concentrati;

• capacità di degradare inquinanti;

• assenza di inquinamenti secondari;

• capacità di migliorare le caratteristiche generali delle acque,

aumentandone la biodegradabilità;

• annullamento della salinità dell’acqua trattata;

• possibilità di ottenere anche un refluo disinfettato (nei trattamenti che

hanno come obiettivo l’ossidazione di sostanze organiche);

• capacità di evitare fenomeni corrosivi e fermentativi grazie alla forte

azione disinfettante e ossigenante;

• flessibilità di dosaggio e semplicità impiantistica, che minimizzano i costi

di gestione e il controllo operativo.

Le prospettive future dell’impiego dell’ozono sono legate

principalmente al suo utilizzo nei processi di ossidazione avanzata (AOP) e

come inibitore della crescita dei fanghi biologici negli impianti di trattamento

dei reflui con sistema a fanghi attivati. Negli ultimi 20 anni sono stati fatti

numerosi progressi nell’ambito della depurazione delle acque reflue e, in

particolare, nella gestione dei fanghi biologici. Tuttavia, i costi attuali per il

trattamento dei fanghi rappresentano ancora una voce economica

particolarmente rilevante nell’ambito della gestione delle acque reflue,

raggiungendo in taluni casi il 50%, e talvolta anche il 60%, dei costi totali di

trattamento delle stesse.

Relativamente allo smaltimento finale dei fanghi, le soluzioni

attualmente praticate (confinamento in discarica controllata, incenerimento in

impianti di termodistruzione per rifiuti o cementifici e l’impiego in agricoltura),


Pagina 214

devono rispettare limiti restrittivi imposti dalla normativa vigente in materia,

che comporta costi elevati. Pertanto, la gestione dei fanghi di depurazione può

essere considerata a ragione un problema tutt’altro che risolto. Un utile

contributo alla risoluzione di tale problema è dato sicuramente dallo studio di

tecnologie di trattamento alternative che risultino più efficienti e meno

costose, ma al contempo anche dall’applicazione di quelle strategie che

consentano la riduzione della produzione di fango e in particolare di quello

biologico, alcune delle quali già utilizzate con successo in applicazioni

impiantistiche reali. Tali strategie possono essere raggruppate in due classi

principali: quelle che operano per disintegrazione e quelle finalizzate alla

diminuzione del rendimento di crescita batterico.

Nell’ambito della prima classe, diverse esperienze sono state

effettuate, principalmente in scala pilota o di laboratorio, sull’impiego

dell’ozono per la parziale ossidazione del fango biologico prelevato dalla

corrente di ricircolo dal sedimentatore secondario o direttamente dalla vasca di

ossidazione della linea acque o anche della linea fanghi. L’applicazione di tale

tecnologia ha consentito di ridurre la produzione di fango biologico in

percentuali significative (dal 30 al 70% in media), variabili in relazione alla

condizioni operative dell’impianto ed al dosaggio di ozono. Al contempo, sono

stati riscontrati apprezzabili miglioramenti nelle caratteristiche di

sedimentabilità del fango, con particolare riferimento alla riduzione del

problema del bulking filamentoso e delle schiume biologiche.

L’effetto dell’ozono sulla biomassa è, in primo luogo, uno stress chimico

a livello cellulare che porta alla lisi dei batteri più deboli o già parzialmente

danneggiati a formare substrato organico per gli organismi più forti o di classe

superiore. Inoltre, i batteri danneggiati hanno la necessità di rigenerare le

proprie strutture cellulari funzionali (per esempio RNA e DNA); l’energia

necessaria per tale ricostruzione è attinta dall'ossidazione delle materie

organiche con conseguente diminuzione di quella disponibile per la

duplicazione. Tale stress chimico si esplica più intensamente nei riguardi di

alcune popolazioni batteriche a struttura maggiormente ramificata

(filamentosi). Questo genera una conseguente riduzione dei fenomeni di

bulking e un miglioramento della qualità dei fanghi residui. La selezione di

colonie batteriche a struttura più compatta (fiocco), migliora lo SVI (Sludge

Volume Index), quindi la sedimentabilità e la disidratabilità dei fanghi residui


Pagina 215

prodotti. Una parte dei fanghi di supero o di ricircolo viene sottoposta ad un

breve ma intenso trattamento ad ozono. L’alto potenziale ossidativo dell’ozono

porta alla rottura del materiale cellulare, che viene quindi metabolizzato dalla

popolazione batterica più forte.

Nel complesso, l’attività depurativa biologica non viene intaccata da

questo processo, poiché esso ha il preciso scopo di rimuovere la frazione più

debole dei fanghi biologici e rendere quindi più efficiente la frazione realmente

attiva nella rimozione degli inquinanti. Dato che il materiale cellulare

proveniente dalla lisi dei batteri ossidati viene reso disponibile come substrato

organico, bisogna comunque tenere in conto un leggero aumento del carico

organico in ingresso alla fase biologica, normalmente compensato dalle migliori

performance dell’impianto.

L’uso dell’ozono permette quindi di:

• danneggiare le strutture cellulari degli organismi più forti in modo che

l’energia derivata dal consumo dei nutrienti venga utilizzata per il

ripristino della cellula e non per la riproduzione;

• provocare una lisi negli organismi più deboli;

• favorire la sopravvivenza dei “predatori” (protozoi - metazoi) che

metabolizzino le cellule lise o danneggiate.

Pertanto, l’uso mirato della tecnologia con ozono per la degradazione

chimico-biologica del fango secondario comporta i seguenti benefici:

• riduzione delle quantità di fango da smaltire;

• migliore caratteristiche drenanti;

• riduzione dei costi dei prodotti chimici;

• eliminazione dei batteri filamentosi;

• migliore sedimentabilità.


Pagina 216

4.3. Il pretrattamento della biomassa con ozono

Come detto, l’ozono è un potente agente ossidante capace di ossidare

un ampio spettro di componenti organici e inorganici, ha una forte attività di

scissione cellulare ed è in grado di eliminare i microrganismi presenti nella

biomassa da trattare, oltre ad ossidare successivamente le sostanze rilasciate

dalle cellule [32]. Possiede infatti la capacità di scindere le macromolecole in

composti più piccoli come acidi carbossilici, acidi idrofili, carboidrati,

amminoacidi. Ad esempio il legame doppio carbonio – carbonio e le strutture

ad anello non chiuso sono particolarmente suscettibili alla degradazione da

ozono.

Di base, accade che una mole di O3 reagisce con la sostanza ossidata

nella misura per cui, in linea teorica, 48 grammi di ozono possono decomporre

16 grammi di COD (chemical oxigen demand), mentre in pratica tale processo

di mineralizzazione avviene con quantitativi superiori.

Un parametro fondamentale per descrivere il processo di

pretrattamento con ozono è la dose utilizzata nel processo. Questa può essere

espressa tramite differenti unità di misura, come [g O3/g TSS], [g O3/g TS] oltre

a [g O3/g COD]. Per comparare differenti studi occorre certamente dare

innanzitutto una definizione univoca di dose di ozono impiegato. Un’unità di

misura appropriata può essere allora [g O3/g TSS]. I possibili utilizzi del

trattamento di ozonizzazione all’interno di un impianto di trattamento delle

acque reflue è di seguito schematizzato.

I principali fattori che influiscono sulla performance dell’ozonizzazione

della biomassa da trattare sono il pH, la tipologia e la concentrazione dei vari

componenti organici ossidabili, la dose di ozono adoperata. Tuttavia, anche

altri parametri si sono rivelati fondamentali. Questi sono la competizione tra

componenti organiche refrattarie e biodegradabili, la presenza di agenti

ossidanti solubili e l’efficienza del fenomeno di trasferimento di massa

dell’ozono. E’ stata inoltre sottolineata [33] l’importanza dei fenomeni di

competizione tra particolato organico (ad esempio, microrganismi) e le specie

chimiche dissolte per aver reagito con i radicali OH° causati dalla

decomposizione dell’ozono durante il trattamento. Poiché tali radicali OH°

reagiscono molto rapidamente con la maggior parte delle categorie delle

specie dissolte, queste non sono facilmente individuabili. Questo può verificarsi


Pagina 217

anche con le varie particelle costituenti la frazione organica del fango attivo in

esame. In un tale miscuglio, una grande quantità di specie sotto forma di

particolato può facilmente reagire con i radicali idrossilici, o con ozono

molecolare, in modo che non sarà disponibile altro ozono per distruggere il

particolato inerte prefissato. Di conseguenza, un sistema di trattamento

ottimale di ozono dovrebbe tentare di ridurre questo inconveniente il più

possibile.

In sistemi bifase liquido/gas, si considera di solito [34] che non vi è alcun

limite al trasferimento di massa nella fase gassosa durante il trasferimento di

un gas con una bassa solubilità, come è il caso dell’ozono. Poiché questo ozono

trasferito al liquido viene consumato principalmente attraverso rapide reazioni

con le varie sostanze organiche disciolte, queste reazioni avranno

effettivamente luogo proprio solo nell’interfaccia gas/acqua (la zona

corrispondente è di solito definita come “ film liquido” e ha uno spessore di

pochi centesimi di millimetro) e questo si traduce in una totale assenza di

ozono dissolto all'interno del liquido sfuso [34].

Questo è il cosiddetto ''fast kinetic regime” (regime di cinetica rapida)

dove l’apparente tasso di trasferimento di massa di ozono può superare il

massimo tasso fisico di trasferimento di massa gas-liquido. Tale accrescimento

del tasso di trasferimento di massa è caratterizzato dal fattore di

accrescimento, E, definito nelle equazioni seguenti.

� = ��. � ∙ ��∗

δEFF = δ / Ε

In cui:

- δ è lo spessore teorico del film liquido;

- NO3,flusso effettivo di ozono trasferito al liquido; solitamente tale

parametro viene valutato misurando il flusso del gas in tutto il reattore

e la concentrazione di ozono in entrata e in uscita dal contenitore;


Pagina 218

- ��∗, flusso massimo corrispondente all’assorbimento fisico, che dipende

dall'equilibrio del valore della concentrazione di ozono nel liquido;

- kL·a, coefficiente di trasferimento di massa complessivo. Nella maggior

parte delle situazioni, la sperimentazione procede con l’utilizzo

dell’ossigeno e dell’acqua purificata; in tal caso è possibile applicare dei

metodi di correzione analitica, per potersi riferire al modello qui

proposto.

In figura 2 viene rappresentato il profilo dell’ozono dissolto nel

cosiddetto “film liquido” in funzione del valore di E, precedentemente definito.

Senza alcuna interazione con le reazioni chimiche presenti, ovvero per E = 0, lo

spessore del film liquido, δ, assume un valore massimo, mentre la

concentrazione di ozono diminuisce linearmente dalla concentrazione di

equilibrio ��∗, fino a zero. In presenza di composti organici causanti un

aumento dei fenomeni di trasferimento, l’andamento della concentrazione di

ozono corrisponde alla linea tratteggiata. Si nota come questa sia nulla già per

un valore pari a δEFF , che è minore dello spessore totale, ed è pari proprio a

δ/E.

Figura 4.2 – Rappresentazione schematica del massimo e dell’effettivo spessore del film liquido


Pagina 219

Di solito il componente più rapido a reagire, a causa della sua maggior

concentrazione o della sua alta reattività, viene attaccato dall’ozono in forma

“preferenziale” e determina il valore del parametro E e di conseguenza, anche

il valore dello spessore effettivo del film liquido δEFF, oltre il quale non è

presente alcun quantitativo di ozono dissolto. Questo fenomeno va

considerato quando, in sede di progetto, va scelto il sistema di contatto

gas/liquido da adoperare per il trasferimento dell’ozono, oltre alla

determinazione delle dimensioni ottimali.

Con particolare riferimento ai fanghi, l’efficienza del trattamento con

l’ozono in termini di riduzione della loro produzione in eccesso è stata

verificata in una sperimentazione durata 6 anni in scala di laboratorio e in scala

pilota ([35], [36], [37]) in cui il trattamento fa riferimento all’opzione 1 del

seguente schema.

Figura 4.3 – Varie modalità operative associate al processo di ozonizzazione per la disintegrazione dei

fanghi

Le acque di scarico cittadine della città di Tolosa (Francia) sono state

utilizzate per alimentare il sistema. Si riporta di seguito la produzione di fango

organico in funzione del COD degradato durante un esperimento di 3 mesi.

Nella linea di controllo, trattata esclusivamente con fanghi attivi, l’andamento

della produzione di fanghi organici è descrivibile con una funzione lineare del

tipo 0.33±0.06 g VSS/(g CODrimosso). L’andamento della stessa grandezza per il

campione trattato con ozono presenta invece valori del tipo 0.07 g VSS/(g

CODrimosso).


Pagina 220

Figura 4.4 – Produzione di fango organico in eccesso: confronto tra una linea di trattamento

convenzionale ed una in cui si impiega ozono.

Per quanto riguarda la riduzione della produzione di fanghi in eccesso, è stato

trovato nell’ambito della stessa ricerca che con una dose di ozono compresa tra

0.07 e 0.08 g O3/(g CODrimosso) è possibile conseguire riduzioni di fanghi in

eccesso prossime al 100%.

Figura 4.5 – Relazione tra il dosaggio specifico di ozono e la percentuale di riduzione di ESR


Pagina 221

4.3.1. Effetti dell’ozono sulle proprietà dei fanghi

Numerose ricerche internazionali sono state condotte per rilevare le

differenze tra le caratteristiche chimico-fisiche dei fanghi prima e dopo il

trattamento con ozono. Considerato un fango grezzo composto nella quasi

totalità da residui (99.2%) e da particelle solubili (0.8%), con una dose di 0.05 g

O3/g TSS la parte di residui, SCOD (COD solubile), microparticelle e minerali

sono giunte rispettivamente al 63.9%, 19.6%, 13.8%, e 2.7% [38]. Prolungando

il tempo di contatto con l’ozono, le parti di COD solubile e di microparticelle

aumenta ulteriormente, mentre aumentando la dose di ozono si ha una forte

crescita della percentuale di minerali. In particolare, con una dose di 0.06 –

0.16 g O3/g TSS le quantità di residui, SCOD, microparticelle e minerali sono

risultate essere rispettivamente pari al 43-15 %, 15-31%, 25-34% e 16-21% [39].

Durante il trattamento con ozono, aumentano le concentrazioni di azoto

solubile, fosforo e COD. Inoltre, diminuiscono sia il pH che il rapporto VSS/TSS.

Si è verificato che, con una dose di 0.16 g O3/g TS (Total Solid) tale rapporto

cala dal 78% al 73% [40] mentre con una dose di 0.5 g O3/g TS il pH è calato da

6.2 a 3.0 [41]. Inoltre, il contenuto d’acqua nel fango esaminato decresce

all’aumentare della dose di ozono [42]. Infatti la disgregazione causata dal

pretrattamento va a modificare la distribuzione dell’acqua nella biomassa

attraverso il rilascio dell’acqua che era contenuta all’interno degli agglomerati.

Il contenuto di acqua decresce rapidamente, per poi livellarsi, per dosi di ozono

maggiori di 0.5 g O3/g TS [40]. Un'altra caratteristica che varia a causa del

trattamento è la granulometria delle particelle e degli agglomerati organici ed

inorganici. Con una dose di 0.16 O3/g TS il diametro medio delle particelle è

passato da 36.3 a 32.6 μm, mentre altre volte [42] il diametro delle stesse è

sceso da 6 μm a 4 μm con una dose di 0.5 g O3/g TSS. Ancora, con dosi di 0.5 g

O3/g TSS il diametro medio delle particelle è calato da 70 μm a 40 μm [43]. E’

stato inoltre verificato che con dosi ancora maggiori, la distribuzione della

granulometria si sposta sempre più verso valori più piccoli : con 5 g O3/g TSS la

granulometria media è stata pari a 5 μm .


Pagina 222

4.3.2. Effetti sull’attività biologica e meccanismi di

diffusione

E’ stato documentato come la presenza di ozono inibisca la vitalità dei

batteri eterotrofi, la cui attività decresce esponenzialmente all’aumentare del

grado di solubilizzazione della biomassa trattata. Circa il 70% dell’attività

microbiologica dei fanghi è stata inibita con dosi di 0.03 – 0.04 g O3/g TSS [44].

E’ stato riportato [45, 46] come quantitativi di ozono pari a 0.05 g O3/g TSS

siano in grado di inattivare il 97% dei microrganismi eterotropi e l’80% dei

batteri azotanti. Inoltre l’ozono potrebbe avere un ruolo nell’attività di de-

idrogenasi dei fanghi se la dose è maggiore di 0.04 g O3/g TSS [47]. E’ stato

trovato inoltre che dosi di ozono maggiori di 0.02 g O3/g TSS portano alla

rottura e al successivo rilascio di frammenti di DNA dei microbi, mentre per

dosi maggiori di 0.06 g O3/g TSS gli unici batteri a sopravvivere sono della

famiglia dei Rhodocyclaceae, in particolare il genere Azonexus e il

Ferribacterium. Con dosi ancora superiori, pari a 0.08 – 0.10 g O3/g TSS i fanghi

così trattati perdono ogni attività microbiologica [48].

Di seguito, viene mostrato come cambia la composizione

granulometrica degli agglomerati presenti nei fanghi trattati successivamente

all’azione dell’ozono. In particolare, oltre a venir eliminati i batteri filamentosi,

responsabili della formazione della schiuma, ritenuta dannosa ai fini di un

corretto processo di digestione anaerobica [49], si nota come i fiocchi si

presentino molto più compatti dopo il contatto dell’ozono.

Figura 4.6 – Confronto tra le strutture dei “fiocchi” non trattati con O3 (a sinistra) e le strutture

sottoposte a processo di ozonolisi (a destra)


Pagina 223

Si è verificato che, durante il contatto con l’ozono, la frazione attiva

della biomassa non ne viene attaccata; al contrario, questo probabilmente

reagisce prevalentemente con il particolato inerte proveniente dalle acque

reflue di alimentazione o dalla biomassa durante il processo di degradazione

biologica. Come mostra la figura seguente, il tasso di inattivazione di diversi

fanghi (tutti provenienti da acque reflue urbane) è pari circa ad 1/10 di quello

trovato per una coltura di escherichia coli; si ipotizza, quindi, che la materia

organica protegga in qualche modo le cellule eterotrofe della biomassa

dall’azione dell’ozono. Quindi, l’azione dell’ozono è diretta specificatamente al

materiale organico e minerale inerte presente nel fango trattato.

Figura 4.7 – Tasso di inattivazione per 4 diversi tipici di fango a confronto con una coltura di Escherichia

coli

Lo spessore del film liquido in cui hanno luogo i fenomeni di diffusività è

espresso dall’equazione δ=DO3/KL,in cui la diffusività dell’ozono è pari a DO3=

1.74 · 10-9 m2/s ed il coefficiente di trasferimento del film, nel caso in esame, è

pari a KL= 10-4 m/s. Si ha quindi δ ≈ 15÷20 μm, per cui, considerato il fattore E,

si ottiene δEFF≤ 10μm. Come si evince dalla figura seguente, le particelle

reagenti migrano verso il limite del film effettivo quando reagiscono con

l’ozono, producendo specie solubili associate con colloidi di piccole dimensioni,

che vengono ossidati parzialmente dall’ozono in prossimità dell’interfaccia

gas/liquido, che tuttavia migrano soprattutto verso la parte liquida per poi

degradarsi ulteriormente.


Pagina 224

Figura 4.8 – Spessore effettivo del film liquido in relazione alla grandezza delle particelle

Nei processi biologici, le cellule sono organizzate in macro-agglomerati,

come indicato nella figura seguente. Tali agglomerati hanno tipicamente un

diametro variabile tra i 100 e i 150 μm. Sono composti da particelle più piccole,

le quali il più delle volte costituiscono la parte attiva della biomassa,

organizzate in colonie “intrappolate” in esopolimeri aventi dimensioni tipiche

tra i 10 e i 15 μm. Si suppone che la maggior parte del materiale inerte in forma

di particelle sia posto al di fuori dei micro-agglomerati.

Figura 4.9 – Rappresentazione schematica della struttura della biomassa e relative dimensioni

caratteristiche

L’ozono ha la capacità di rompere i macro-agglomerati con facilità

ottenendo così particelle più piccole, di circa 5 μm. Diversamente, le particelle

più piccole contenenti prevalentemente biomassa eterotrofa non vengono

distrutte dall’azione ossidativa dell’ozono a causa della stabilità conferita loro

dagli esopolimeri. Come si illustra in figura 10, queste particelle, relativamente

larghe, raggiungono la zona soggetta a reazione chimica con difficoltà. Tale


Pagina 225

fenomeno può spiegare perché la parte attiva della biomassa risulta protetta

durante l’ozonizzazione, a differenza della frazione inerte.

Figura 4.10 – Le particelle contenenti biomassa eterotrofa non vengono intattate dall’azione ossidante

dell’O3

4.3.3. Effetti sulla biodegradabilità di fanghi e acque

di scarico industriali: industria del lievito

Si è avuta conferma dell’aumento della biodegradabilità dei fanghi

trattati con ozono, verificando che il 60% circa del COD solubile generato

dall’ozonizzazione è in una forma biodegradabile [38]. Nel caso di fanghi non

trattati, sono stati necessari 24 giorni per produrre 300 mL di biogas per

grammo di COD, mentre lo stesso materiale pretrattato con dosi di 0.10 – 0.16

g O3/g TSS ha impiegato 15–18 giorni per produrre la stessa quantità di biogas

[34]. E’ stato inoltre evidenziato come con dosi di 0.10 g O3/g TSS i fanghi

trattati abbiano raggiunto livelli di biodegradabilità raddoppiati, anche

triplicati, rispetto al materiale non trattato, sia in condizioni aerobiche che

anaerobiche, mantenute per 5 giorni. In particolare, in condizioni aerobiche, la

biodegradazione dei fanghi ozonizzati dopo 15 giorni è stata misurata pari al

45.4%, 63.0% e 77.1% con rispettive dosi di ozono di 0.02, 0.05 e 0.10 g O3/g

TSS, comparate col valore di 36% dei fanghi non trattati, posti nelle medesime

condizioni.

Nel caso di digestione anaerobica la biodegradazione aumenta

all’aumentare del dosaggio di ozono fino a valori di 0.2 g O3/g TSS, superato

questo valore tale caratteristica non presenta più variazioni. Questo poiché

l’ozono svolge anche una funzione di ossidante nei confronti dei prodotti


Pagina 226

biodegradabili presenti, per cui non si è consumato ulteriormente per

trasformare la materia organica refrattaria residua.

Ulteriori ricerche sono state effettuate nell’ambito dell’ozonizzazione di

acque di scarico industriali, per ridurne la quantità e migliorarne le proprietà

organolettiche, ottenendo così un processo finale di purificazione del materiale

di scarico. Ad esempio, i risultati di trattamenti di questo tipo hanno

confermato come l’ozono possa essere impiegato nella lavorazione finale delle

acque di scarico dell’industria del lievito, riducendo colore, odore e

contaminanti. Durante il trattamento, la biodegradabilità delle acque trattate è

aumentata, ma non ci sono stati effetti particolarmente positivi per quanto

riguarda una possibile successiva digestione anaerobica da parte di batteri

mesofili, questo probabilmente a causa della particolarità della biomassa in

questione.

I risultati di tale ricerca in termini quantitativi sono indicati in tabella 1.

Gli esperimenti indicano che l’efficienza della ‘post-ozonizzazione’ in termini di

riduzione del COD è compresa tra il 30% e il 49%, con un quantitativo di ozono

utilizzato (misto ad aria ed inoculato tramite diffusore in ceramica) variabile tra

1.2 e 2.5 mg/mg COD rimosso.

n.

Parametri del fango trattato

Dosaggio di O3

dn/ΔCOD, mgO3/mgCO

D

Efficienza post

ozonolisi ΔCOD %

Parametri del fango post ozonolisi

COD

tot mg/l

BOD

mg/l

BOD/COD

COD

tot mg/l

BOD

mg/l

BOD/COD

1 205

5 161 0.08 2.45

30 1460

317 0.22

2 212

0 579 0.27 2.47

31 1470

381 0.26

3 148

0 204 0.14 2.2

34 970 310 0.32

4 186

0 308 0.17 1.2

49 940 297 0.32

5 194

0 147 0.08 1.6

30 1430

250 0.17

Tabella 1 – Risultati del trattamento con ozono di acque industriali di scarto di un industria del lievito


Pagina 227

Nelle figure che seguono viene invece espressa la dipendenza di CODtot,

CODsol, BOD e BOD/COD (biodegradabilità dell’acqua di scarico) con la dose di

ozono utilizzata, espressa in mg di ozono per litro di materia trattata. La dose di

ozono per ridurre considerevolmente il COD residuo è risultata pari a circa

1000 – 1500 mg/L e sia il CODtotche il CODsolsono diminuiti.

Questo indica come durante la post-ozonizzazione il particolato

organico presente sia stato solubilizzato e la materia solubile ossidata.

Figura 4.11 – L’effetto dell’ozono sul CODTOT e il BOD (run 1)

Figura 4.12 – L’effetto dell’ozono sul CODTOT, CODsol, BOD (run 2)


Pagina 228

Come regola si ha che i risultati della post-ozonizzazione dell’acqua di

scarico della lavorazione dei lieviti dipendono dalla composizione dell’acqua

stessa. Il valore di BOD e il rapporto BOD/COD dell’acqua trattata sono

aumentati durante il trattamento. Nella figura 12 invece, il BOD è diminuito: ciò

è da attribuire alla bassa efficienza del trattamento biologico precedente

all’ozonizzazione. L’acqua trattata biologicamente contiene un gran

quantitativo di componenti biodegradabili, con un CODtot di 2120 mg/L e un

valore di BOD pari a 580 mg/L. Anche in questo caso, la biodegradabilità è stata

inizialmente migliorata dall’ozonizzazione (con una dose di 300 mg/L) per poi

decrescere. In figura 13 si può notare come la biodegradabilità, a dosi

relativamente elevate di ozono, risenta fortemente sia dell’aumento del BOD

che della diminuzione del COD.



Pagina 229



In genere, durante l’ozonizzazione il pH diminuisce a causa della

formazione di acidi carbossilici. Tuttavia, negli esperimenti qui descritti, questo

è accaduto solo in un caso (run 2), mentre negli altri casi il pH è aumentato. Un

motivo plausibile potrebbe essere che gli acidi scaturiti dall’ossidazione

biochimica siano stati degradati dall’ozono. In ogni caso, il trattamento ha

rimosso colore e odore dell’acqua trattata, oltre ad aumentarne la

biodegradabilità.


Pagina 230

4.3.4. Effetti sui materiali legnosi

Il trattamento di materiali lignei può essere utilizzato sia in processi di

preparazione di mangimi per animali a partire da scarti del legno che in

processi riguardanti l’industria della carta. Sono di particolare interesse gli

effetti dell’azione ossidante dell’ozono sulla lignina e sulla cellulosa. I primi

esperimenti condotti nel 1963 hanno riportato [50] una certa resistenza alla

diffusione dell’ozono attraverso le strutture del legno all’interno della pasta, a

cui si contrappone il fatto che le reazioni più rapide in assoluto sono quelle

riguardanti i casi di contatto tra gas e solido. La cinetica chimica è stata

migliorata ponendo l’impasto di legno in pre-ammollo con una quantità di

acqua pari alla sua massa e applicando dei cicli a pressione variabile, ottenendo

così una riduzione sia della cellulosa che della lignina.

E’ stato inoltre posto a contatto l’ozono con legno di cedro [51]

evidenziando che le pareti cellulari vanno incontro ad una progressiva de-

lignificazione. Questo anche perché il legno in oggetto era stato sottoposto ad

un pretrattamento ad alta umidità e ciò ha predisposto le cellule rendendole

più accessibili agli effetti dell’ozono. Studiando la reazione tra ozono e α-metil

glucosio [52] si è avuta conferma come la difficoltà maggiore risieda nella

resistenza alla diffusione all’interno delle cellule di emicellulosa. Una parte

significativa di resistenza all’ozono persiste nelle fibre del legno anche dopo

che queste siano state attaccate in modo estensivo [53]. Questa osservazione

conferma ancora una volta come i trasferimenti diffusivi della massa di ozono

controllino la cinetica di reazione tra ozono e biomassa. Adoperando degli

enzimi per trasformare la cellulosa contenuta nella paglia in zuccheri più

semplici, si è riscontrata una conversione del 75% della cellulosa per il

campione pre-trattato con ozono contro il 20% della biomassa non trattata. E’

sempre necessario un certo tasso di umidità per permettere la dilatazione della

struttura interna del legno e renderlo più accessibile all’ozono, tuttavia troppa

acqua potrebbe portare a reazioni indesiderate con l’ozono stesso generando

perossidi e idrossili.

Nel seguente grafico si mostra la digeribilità della biomassa con una

dose di ozono pari a 50 ppm in aria, in caso di umidità del 10% e del 50%.


Pagina 231

Figura 4.16 – Aumento della digeribilità all’aumentare del tempo di contatto con ozono

E’ stato osservato come il progressivo attacco dell’ozono causa una

diminuzione del pH da 7.0 a 2.0 dopo 2 ore di contatto. Questo porta a dei

fenomeni di scissione della cellulosa in zuccheri. La temperatura deve essere

più bassa possibile per prolungare il tempo di vita dell’ozono, anche se ne

consegue una diminuzione dei processi di diffusione; tuttavia questa scelta

aumenta le probabilità di contatto tra molecole di ozono e biomassa. Nel caso

si utilizzi acqua come solvente, la temperatura minore utilizzabile dipenderà

dalle caratteristiche fisico-chimiche della soluzione, quindi circa 0°C.

Figura 4.17 – Confronto tra la digeribilità in funzione del tempo di contatto per 0 °C e 25 °C


Pagina 232

Durante il contatto tra ozono e biomassa sono stati analizzati i gas in

uscita tramite gascromatografo; anche se non si tratta di misure esatte, si può

affermare che viene prodotta poca CO2e che le tipologie dominanti sono solo

tre: azoto, ossigeno ed anidride carbonica.

Componente Mole %

N2 77,5 ± 2

O2 18,7 ± 2

CO2 5,1 ± 0,5

C1Hna 1,3

C2Hma 0,2

C3Hra 0,2

a- Si sono osservati solo i picchi

Tabella 2 – Gas prodotti al contatto con ozono

Vengono inoltre riportati i valori di emicellulosa e lignina prima e dopo il

trattamento con 50 ppm di O3 in una miscela O3-O2 alla temperatura di 0°C per

2h, in condizioni di pressione fluttuante. La tabella indica che sia la cellulosa

che la lignina sono attaccate dall’ozono, ma la lignina è maggiormente

vulnerabile: subisce un calo del 51% contro il 15% della cellulosa.

Componente Biomassa legnosa non

trattata

Biomassa legnosa trattata con

O3

Emicellulosa 48,60 % 41,05 %

Klason lignina 22,91 % 12,10 %

Dioxane lignina

9,41 % 4,61 %

Tabella 3 – Confronto tra i valori di lignina ed emicellulosa pre e post trattamento


Pagina 233

4.4. Confronto fra pretrattamenti di natura termica,

meccanica e chimica

Dopo aver approfondito i principali pre-trattamenti della biomassa per

migliorare il processo di digestione anaerobica, si riportano i risultati di alcune

ricerche in cui è stato effettuato un confronto diretto tra questi, in termini di

resa di biogas, solubilizzazione, efficienza economica globale.

4.5. Confronto tra ozono e microonde – acque di

scarico industria alimentare

Si prenderà ora in esame la variazione di BOD, COD, la produzione di

metano e si procederà con un’analisi costi-benefici in merito al processo di

digestione anaerobica di acque di scarico dell’industria alimentare pretrattate

con ozono, con microonde o con microonde e acidificazione a pH 2.

I processi termici, chimici, biologici e meccanici e le loro possibili

combinazioni sono stati studiati come tecniche di trattamento per accelerare

l’idrolisi e la solubilizzazione dei fanghi. Tali trattamenti causano la scissione o

la degradazione delle cellule dei fanghi, di conseguenza la materia organica

diviene più accessibile ai microrganismi anaerobici. Questo comporta

solitamente una maggior produzione di metano e una riduzione dei tempi di

digestione. L’efficienza del pretrattamento viene comunemente valutata in

termini di biodegradabilità o di produzione di biogas.

L’ozonizzazione è un promettente processo di pre-ossidazione capace di

controllare efficacemente il livello di sostanze organiche inquinanti presenti

nell’acqua: come detto, l’ozono è un forte agente ossidante e disinfettante ed

agisce in modo tale che i componenti composti da macromolecole tendono a

decomporsi in molecole più piccole.

L’uso delle microonde è un trattamento alternativo per raggiungere la

disintegrazione dei fanghi attraverso un rapido riscaldamento interno dei

materiali trattati. Tale metodo risulta anch’esso molto promettente: le pareti

cellulari dei microrganismi vengono distrutte e le sostanze organiche vengono


Pagina 234

così rilasciate e digerite dai batteri, contribuendo così anche al processo di

degradazione biologica.

Si riporta a titolo di esempio il processo di digestione anaerobica su

fanghi a base di acque di scarico di un impianto industriale che tratta

l’inscatolamento del mais. Il COD iniziale della biomassa trattata è pari a 136

mg/l, mentre la biodegradabilità in 5 giorni (BD5%) è stata calcolata con

l’espressione BD5% = (BOD5/COD0)·100.

Il trattamento con l’ozono è stato effettuato in soluzioni con agitatore

continuo, diluite al 6% di contenuto di materia secca. L’ozono è stato generato

a partire da ossigeno e inoculato attraverso un diffusore di ceramica nei 180

cm3di soluzione, mentre la concentrazione di ozono nel gas insufflato è stata

pari a 32 mg/dm; il tempo di contatto è stato pari a 30 e a 60 minuti, con un

flusso di gas in ingresso pari a 1 L/min.

Il trattamento con microonde è stato effettuato con due potenze

differenti, pari a 250 W e 500 W. Per le misure, sono stati diluiti 200 g di fango

in 200 ml di acqua distillata e poi irradiati per 5 min.

Infine, si è provveduto ad eseguire un pretrattamento in cui sono stati

utilizzati sia ozono sia microonde: in particolare, si è ozonizzata la biomassa per

30 minuti e si è utilizzato un flusso di microonde della potenza di 250 W per 5

minuti.

I test di produzione di biogas sono stati effettuati in modalità continua e

condizioni mesofile, a 30° C per 30 giorni, in un digestore anaerobico dotato di

misuratore di pressione, alimentato con fanghi provenienti dall’impianto di

trattamento dei fanghi reflui cittadini. La composizione del biogas è stata

determinata con un gascromatografo e uno spettrometro di massa. La

produzione netta di energia (NEP) di un processo che comprende l’uso di

microonde può essere calcolata tramite la semplice equazione :

NEP = qcomb · mCH4 - Pm ·τ

in cui:

qcombè il potere calorifico del metano [J/kg], mCH4 è la massa del metano

prodotto [kg], Pm è la potenza elettrica assorbita dal generatore di microonde

[W], τ è la durata del trattamento [s].


Pagina 235

Per quanto riguarda il trattamento con ozono, è stata applicata la stessa

espressione, con la sostituzione di Pm con la potenza elettrica assorbita dal

generatore di ozono.

La prima serie di misure riguarda i valori di COD e BOD, ed è riportata

nelle figure seguenti.

Figura 4.18 – Confronto tra il COD ottenuto con i diversi di pretrattamento in esame

Si è potuto verificare come i vari trattamenti eseguiti hanno comportato

una diminuzione del valore del COD, ed un aumento del BOD. Da notare come

la diminuzione del COD nel caso dei due trattamenti combinati non giustifichi la

maggior complessità del sistema, anche se si impiega meno tempo, risultando

molto simile all’esito avuto con 60 minuti di ozono. In ogni caso è stato

riscontrato un aumento della biodegradabilità in termini di BD5.


Pagina 236

Figura 4.19 – Confronto tra il BOD ottenuto con i diversi di pretrattamento in esame

Figura 4.20 – Confronto tra il BOD5 ottenuto con i diversi di pretrattamento in esame

Il pretrattamento di 30 minuti di ozono ha aumentato la

biodegradabilità di un fattore prossimo a 3, mentre quello a 60 minuti ha

ottenuto risultati ancora migliori, raggiungendo una biodegradabilità BD5%

prossima al 100 %, così come la combinazione dei due trattamenti.

La serie di risultati seguente si riferisce invece alla produzione di biogas.

Le misure effettuate con lo spettrometro di massa e il gascromatografo

mostrano come dopo 30 giorni di fermentazione siano presenti sia CH4 che

CO2in fase gassosa. Il fango non trattato è stato preso a riferimento: la sua

produzione è stata pari a 18.0 ml/g di materia secca. Il pretrattamento

effettuato esclusivamente con microonde non ha conseguito un significativo


Pagina 237

aumento della produzione di biogas, a differenza del trattamento con ozono

(figura 21).

Figura 4.21 – Confronto tra la produzioni di metano ottenute

Non si denunciano inoltre forti differenze tra la produzione di metano

con il trattamento a 60 minuti di O3 e il trattamento combinato

ozono/microonde. I migliori risultati sono ottenibili attraverso un ulteriore

pretrattamento che prevede l’uso di microonde (applicate per 5 minuti)

associato ad un’acidificazione della biomassa a pH 2 con una soluzione 1 M di

HCl. E’ stato poi misurato il tasso di produzione di biogas specifico in termini di

dm3/kg al giorno considerando la quantità di biogas prodotta nei primi 10

giorni del test.

Pretrattamento Durata del

pretrattamento

BOD5%

(BOD5%/COD)*100

Produzione

di biogas

[cm3/g

giorno]

Non trattato - 26 1,037

Ozono 30 63 3,77

Ozono 60 94 7,40

Ozono/microonde 30+5 96 9,52

Microonde/acidificazione (pH 2)

5 95 25,75

Tabella 6 – Sunto tra i risultati ottenuti con i diversi pretrattamenti


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I risultati mostrano come la totalità dei trattamenti effettuati ha

migliorato di molto il tasso di produzione iniziale di biogas. Volendo fare,

invece, un bilancio complessivo dell’energia impiegata nei trattamenti, si ha

che il trattamento con 30 minuti di ozono e quello con microonde e pH 2 hanno

i migliori risultati, mentre gli altri richiedono più energia di quanta non ne

ottenga poi con l’incremento di biogas prodotto.

Figura 4.22 – Produzione netta di energia (NEP) per i diversi tipi di pretrattamento esaminati

In conclusione, si ribadisce come il trattamento con microonde, da solo,

non comporti un aumento della produzione di biogas a partire dalla biomassa

in esame, poiché non modifica a sufficienza la biodegradabilità del contenuto

amidaceo, mentre l’ozono e le microonde abbinate a un pH fortemente acido

sono in grado di migliorare la biodegradabilità e la produzione di biogas. Il

contatto con l’O3 per 30 minuti e le microonde con pH 2.0 portano ad ottimi

risultati in termini di bilancio energetico.


Pagina 239

4.6. Confronto tra ozono, ultrasuoni e alte

temperature – fanghi attivi

Si riportano i risultati ottenuti in un processo di digestione anaerobica di

fanghi attivi per una durata complessiva di 50 giorni, pretrattati con ozono (0,1

gO3/gTS0), con alte temperature (40°C, 60°C, 90°C, 120°C) e con ultrasuoni (200

MJ/kg TS0), confrontando poi i risultati.

I fanghi attivi trattati fanno riferimento ad un impianto di depurazione

delle acque reflue della città di Limoges, Francia. Prima del trattamento, tali

fanghi sono stati concentrati fino a raggiungere i 14,26 g/l di TS (Total Solids)

con deviazione standard σ = 2.18 g/Le un contenuto di solidi volatili pari al

72.82% del TS.

L’apparecchiatura necessaria al trattamento con ultrasuoni assorbe una

potenza elettrica pari a 50 W e induce una radiazione elettromagnetica a 20

kHz. L’energia specifica applicata al fango così trattato è pari a 2·105 kJ/kgTS,

ed è definita dall’equazione :

SE = h∙+

[∙Z\� dove P è la potenza del dispositivo ad ultrasuoni [W], t il tempo del

trattamento [s], V il volume trattato [dm3] e TS0 è la concentrazione iniziale di

TS [g/L].

Il dispositivo per l’ozonizzazione opera consumando una potenza di 180

W e garantisce una portata di 600 Nl/h ad una pressione di 0.7 bar, in

condizioni di temperatura ambiente, con l’ozono insufflato direttamente nel

test. Poiché l’ozonizzazione porta ad una diminuzione del pH, questo è stato

riportato a 7 ÷ 7.2 usando NaOH (1N). Per ogni ozonizzazione, si è lavorato con

prove da 700 ml per la durata di 60 minuti. La dose di ozono adoperata è stata

pari a 0.1 gO3/gTS.

Il trattamento termico è stato applicato una volta con un’autoclave e

una volta con un termostato a diverse temperature. L’autoclave ha mantenuto

il fango (un campione di 700 ml) alla temperatura di 121 °C e alla pressione di 1

bar per 15 minuti, mentre il reattore munito di termostato ha mantenuto il

fango a 40°C, 60°C e 90°C per 60 minuti. Le potenze necessarie a mantenere


Pagina 240

tali temperature sono state pari a 400W, 600W, 900W e 6000W per le tre

temperature indicate, rispettivamente, e per l’autoclave.

Il bilancio energetico dei vari trattamenti è stato valutando secondo

l’espressione :

ET = EPRETREATMENT+ EMIXING + EHEATING - EBiogas(kWh)

L’agitatore utilizzato ha una potenza di 40 W, mentre il sistema di

riscaldamento, utilizzato per mantenere la biomassa a 35-37°C, assorbe una

potenza di 640 W. Viene considerata anche l’energia derivante dalla

combustione del metano prodotto e contenuto nel biogas, considerando una

percentuale in volume del 65% sul totale, pari a 35.95 J/ml di CH4.

Innanzitutto sono stati analizzati gli effetti dei differenti pretrattamenti

sulla solubilizzazione dei fanghi trattati. I risultati sono esposti nella seguente

tabella.

Ultrasuoni

Termico

(40 °C)

Termico

(60 °C)

Termico

(90 °C)

Autoclave

(121 °C) Ozono

SE (kJ/kgTS0)

200 144 216 558,62 665,02 46,28

SCOD 46 3,8 8 16,8 15,7 10

BOD5/COD5 58 67 69 40 45 75

SPROTEINE 97,7 0,5 8,8 45 44 9

SCARBOIDRATI 33 0,3 4 37,6 33,6 7,1

STSS 46,5 5 8,8 15,8 4,2 15

SVSS 55 6,5 11,7 21,2 4,8 19,2

Tabella 7 – Risultati ottenuti con i diversi tipi di pretrattamento

Si nota come il livello di solubilizzazione raggiunto sia più dipendente

dal tipo di trattamento effettuato che dal valore di energia specifica utilizzata. Il

trattamento ad ultrasuoni ha portato i risultati migliori in termini di

solubilizzazione di TSS e VSS (rispettivamente del 47% e del 55%) ma anche

buoni effetti sulla solubilizzazione della materia organica (SCOD 46%, Sproteins

98%, Scarbohydrates 33%). Il trattamento termico a 90°C e l’ozonizzazione

hanno anch’essi portato a buoni risultati (solubilizzazione del TSS pari al 15% e

al 16% rispettivamente), mentre a temperature più basse (40°C, 60°C) o con

l’autoclave (121°C, a 1 bar) si sono raggiunti risultati non particolarmente

positivi.


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La tabella seguente mostra invece i contributi dati dal pretrattamento e

dalla digestione anaerobica, separatamente, sulle caratteristiche di

solubilizzazione dei fanghi trattati.

Pretrattamento Contol

1 Ultrasuoni

Termico

(90°C) Autoclave

Control

2

Termico

(40°c)

Termico

(60°C) Ozono

Condizioni anaerobiche

Rendimento rimozione TSS

72 86,2 76,5 76,9 66 69,5 73 78,5

Miglioramento resa rimozione/rimozione

1,2 1,06 1,07 1,05 1,1 1,2

% imputabile al pretrattamento

0 53,5 19,8 4,4 0 7,2 12 19,1

% imputabile alla digestione

100 46,5 80,2 95,6 100 92,8 88 80,9

Valore iniziale di rimozione di TSS (gTSS/L giorno)

0,81 0,14 0,69 0,74 0,58 0,6 0,58 0,76

Tabella 8 – Contributo della digestione anaerobica e del pretrattamento

Si può anzitutto notare come il trattamento ad ultrasuoni consegua di

per sé il 53.5% della solubilizzazione totale e quindi della riduzione dei fanghi in

eccesso, mentre con l’ozono la gran parte della solubilizzazione (circa l’81%)

avviene durante la successiva fase della digestione. Dunque mentre gli

ultrasuoni attuano una buona riduzione delle dimensioni medie dei

conglomerati organici ed inerti già durante il pretrattamento stesso, l’ozono

predispone lo stato microbiologico dei fanghi rendendo più efficace il

successivo lavoro dei batteri protagonisti della digestione anaerobica stessa.

Una situazione analoga a quest’ultima descritta si presenta nel caso di

trattamenti termici, che però non hanno risultati altrettanto interessanti in

termini di resa globale, come si può notare anche dal seguente grafico,

riportante l’andamento della concentrazione di TSS durante il processo di

digestione anaerobica.


Pagina 242

Figura 4.23 – Pretrattamenti termici: concentrazione di TSS durante la digestione anaerobica

L’analisi dell’efficienza globale di un trattamento, intesa come bilancio

economico complessivo, si basa sul costo energetico dello stesso comparato ai

possibili benefici derivanti da una migliore digestione da parte dei batteri

mesofili. L’energia necessaria al pretrattamento, ES, rapportata all’energia

totale applicata sia durante il pretrattamento che durante il processo di

digestione è risultata essere pressoché trascurabile, come si nota dalla

seguente tabella alla voce Epretrattamento/ET.

Control

1 Ultrasuoni

Termico

(90 °C) Autoclave

Control

2 Ozono

Termico

(40 °C)

Termico

(60 °C)

Epretrattamento/ET (%)

- 0,10 1,10 2 - 0,18 0,39 0,61

EB (kWh/kg TSSRIMOSSO)

4655 2601 3665 3381 3212 2496 2958 2682

Riduzione dei costi

- 44 21 27 - 22 8 16,5

Tabella 9 – Resa energetica globale dei processi di pretrattamento

Si va infatti da valori dello 0.1% per gli ultrasuoni al 2% dell’autoclave.

La voce “riduzione dei costi” si basa su un prezzo medio del kWh pari a 0.11€;

non considera inoltre tutte le voci di costo presenti in un impianto reale, quali

possono essere il costo del personale, il costo dell’impianto stesso, i costi di

manutenzione, etc: in questa sede si considera esclusivamente il costo dovuto

allo sfruttamento di un determinato sistema di pretrattamento della biomassa.


Pagina 243

Si conclude ribadendo come i migliori risultati si abbiamo con il pretrattamento

ad ultrasuoni e con l’ozonizzazione, i quali conferiscono riduzione di costi (44%

e 22% rispettivamente) oltre a un netto miglioramento in termini di riduzione

dei fanghi in eccesso (del 20% circa) e alla diminuzione del TSS (dell’86% e del

79% rispettivamente). Il trattamento ad ultrasuoni riduce il tempo di digestione

ma è costoso in termini energetici, mentre l’ozono è più economico ma, come

visto, pone in evidenza il periodo di permanenza nel digestore della biomassa

così trattata.

Laboratorio e risultati sperimentali

Pagina 244

Laboratorioerisultati5.

sperimentali

L’utilizzo dell’ozono ha dunque una lunga storia nel trattamento delle acque

reflue in particolare per la sua capacità di ossidare dei componenti altamente

inquinanti e pericolosi scindendoli in molecole più semplici. Come visto nel

capitolo precedente sono stati anche eseguiti alcuni studi sull’effetto che il

trattamento con ozono può avere sulla digestione aerobica di acque reflue e

fanghi; tali lavori hanno evidenziato un miglioramento dell’efficienza del

processo di digestione sia in termini di quantità di fanghi residui sia in termini

di cinetica del processo.

Si è quindi cercato di verificare se l’ozono può portare a simili vantaggi anche

per quanto riguarda i processi di digestione anaerobica di vari tipi di biomassa.

L’ipotesi da cui siamo partiti è che questo pretrattamento abbia il duplice

effetto positivo di velocizzare la fase di idrolisi e di scindere alcune molecole

complesse e stabili che non riuscirebbero ad essere digerite in tempi accettabili

dai classici batteri metanigeni.

Per poter effettuare la sperimentazione è stato necessario innanzitutto definire

i contorni dell’esperimento che si voleva portare a termine al fine di

comprendere quali fossero le attrezzature e gli strumenti di misura necessari.

E’ stato subito evidente la necessità di coinvolgere un laboratorio di ricerca

eterno al DMA per avere a disposizione degli strumenti di misura piuttosto

costosi ed indispensabili alle analisi. Per tale motivo è stato stretto un accordo

di collaborazione con il DICEA della ‘Sapienza’.

5.1. Descrizione dei componenti acquistati

All’interno del presente paragrafo sarà descritto il piccolo laboratorio di

misura allestito: in figura 1 si riporta una foto complessiva, mentre nel seguito

saranno illustrate in dettaglio le caratteristiche tecniche dei vari componenti. In

sintesi, quest’ultimi sono:

- due piastre termiche da 4 postazioni ciascuna per complessivi otto

digestori anaerobici;


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- otto digestori anaerobici;

- otto eudiometri, ognuno collegato al corrispondente digestore

anaerobico.

Figura 5.1 – Catena sperimentale

� Piastra VELP SCIENTIFICA modello AM4 (Multiple Heating

Magnetic Stirrer)

Le piastre VELP SCIENTIFICA AM4 sono piastre con agitatore magnetico

riscaldante a quattro, ognuno comandabile separatamente. Tali piastre sono

costruite in lega d’alluminio e rivestite con una speciale protezione nera che

assicura un’uniforme distribuzione del calore su tutta la superficie ed un’ottima

resistenza all’aggressione dei reagenti chimici corrosivi.

Figura 5.2 – Piastre Velp AM4

Le sue caratteristiche tecniche generali sono:


Pagina 246

• Struttura:lega di alluminio con verniciatura epossidica

• Piastra riscaldante: lega di alluminio con speciale protezione

• Diametro della piastra riscaldante: 155 mm

• Numero di posizioni di agitazione: 4

• Potenza: 2550 W

• Alimentazione: 115 o 230 V / 50-60 Hz

• Peso: 8.3 Kg

• Dimensioni (L*H*P): 715*115*220 mm

Prestazioni:

• Regolazione elettronica dei giri: fino a 1200 rpm per ogni piastra

• Regolazione della temperatura: da temperatura ambiente a 370°C per

ogni piastra

Figura 5.3 – Regolazione termica e dei giri/minuto

• Volume d’acqua agitabile: fino a 5 litri per ogni piastra

• Sistema di agitazione: magnete trascinatore adeguato anche per lavoro

in continuo.

Accessori opzionali

• Calotta sferica per palloni 250 ml



• Ancoretta magnetica 6*35 mm (è l’oggetto di color bianco, all’interno

del digestore, nella foto)

• Ancoretta magnetica 9.5*60 mm

• Asta di sostegno

� I reattori


Pagina 247

La sperimentazione è stata eseguita in 8 reattori miscelati costituiti da

bottiglie in vetro pyrex aventi una capacità volumetrica pari ad 1 litro. Tali

digestori sono dotati di un apertura attraverso la quale il biogas prodotto

fuoriesce dal reattore ed è convogliato all’eudiometro con una valvola ed un

tubicino in tygon. Allo stesso modo, sul fondo di ciascun reattore è presente

un’apertura per il campionamento del materiale in digestione.

L’agitazione della miscela all’interno di ciascun reattore è effettuata,

come detto in precedenza, sfruttando l’azione di un’ancoretta magnetica

controllata dalla piastra VELP.

Figura 5.4 – Ancoretta magnetica per agitazione della biomassa

Al fine di isolare termicamente i reattori è stata applicata, a ciascun

reattore, una camicia termica in poliuretano visibile in figura 5.5.

Figura 5.5 – Camicia in poliuretano per isolamento termico dei digestori

La temperatura del sistema viene controllata tramite apposito

termometro inserito tra la camicia termica ed il reattore.


Pagina 248

Ciascun reattore, coibentato con la camicia termica, viene riscaldato e

portato ad una temperatura costante grazie al calore originato dalla piastra.

Quindi la piastra provvede alla somministrazione di calore e alla miscelazione

della biomassa in digestione all’interno del reattore. Nel nostro caso, come è

possibile vedere da quanto riportato in figura 3, la prova è stata eseguita ad

una temperatura della piastra scaldante di circa 50°C e con una velocità di

miscelazione pari a 100 rpm. La scelta di tali valori ha permesso di mantenere

la temperatura dei digestori costante intorno ai 39 °C ottimale per la

proliferazione dei batteri mesofili. L’importanza del mantenimento, all’interno

del reattore, di una temperatura costante ed ottimale, e l’importanza di una

buona agitazione della miscela è stata ampiamente discussa nei capitoli

precedenti.

Ciascun reattore è collegato al proprio eudiometro attraverso un tubo

in tygon, impermeabile ai gas nelle condizioni operative testate, mentre per il

sistema di campionamento del digestato sono stati utilizzati tubi in pvc chiusi

con pinze di Hoffman, come visibile in figura 5.6.

Figura 5.6 – Pinze Hoffman sul ramo di prelievo della biomassa di campionamento


Pagina 249

� L’eudiometro

L’eudiometro è il componente della catena di misura che permette la

misurazione del volume di biogas prodotto. È costituito da una colonna

cilindrica graduata e da un imbuto separatore connessi idraulicamente.

All’interno di ciascun eudiometro è presente una soluzione acida e

salina ottenuta mediante saturazione di acqua deionizzata con cloruro di sodio

(NaCl) e con successiva aggiunta di acido cloridrico (HCl) per creare condizioni

di pH (circa 2) tali da minimizzare la solubilizzazione dell’anidride carbonica

presente nel biogas. Tale soluzione ha, infatti, il ruolo di “liquido barriera” in

quanto impedisce lo scioglimento dei composti gassosi prodotti nel processo di

digestione nella soluzione stessa.

Figura 5.7 – Collegamento tra digestore anaerobico ed eudiometro per la misurazione del biogas

prodotto


Pagina 250

La misura del biogas si basa proprio sullo spostamento, dovuto alla

pressione del gas prodotto, di questa soluzione acida salina dal cilindro

graduato all’imbuto separatore: il biogas prodotto nel reattore durante il

processo di digestione si accumula nel cilindro graduato dove è presente la

soluzione acida salina. Visto che il biogas è insolubile in tale liquido, causa (per

il principio dei vasi comunicanti) un travaso della soluzione stessa dalla colonna

all’imbuto. Si assiste quindi ad una variazione del livello del liquido all’interno

del serbatoio e ad un contemporaneo abbassamento del livello del liquido

all’interno della colonna.

L’imbuto separatore, nel quale sfoga la soluzione acida salina, si trova a

pressione atmosferica e deve essere mantenuto in posizione fissa e sempre più

alto rispetto alla colonna cilindrica.

La scala graduata dell’eudiometro viene tarata ad ogni ciclo facendo

combaciare, nelle condizioni di riposo iniziali, la parte inferiore del menisco con

lo 0. Misurando l’abbassamento del livello del liquido nel cilindro graduato

attraverso le apposite tacche di graduazione e noto il diametro interno

dell’eudiometro (6 cm), si è in grado di calcolare quanto biogas è stato

prodotto.

Figura 5.8 – Accumulo del biogas prodotto all’interno dell’eudiometro

Nella parte alta dell’eudiometro è presente un’uscita a T, ogni ramo

della quale è dotata di apposita valvola, mentre una seconda uscita è presente


Pagina 251

sul fondo per il collegamento con l’imbuto separatore. Una delle due uscite

della T è connessa al rispettivo reattore, mentre l’altra uscita viene utilizzata

per i flussaggi e per i prelievi del biogas. La scala graduata, invece, consiste in

una fascetta bianca sulla quale è stata fatta una graduazione in millimetri.

Figura 5.9 – Valvole di regolazione dei flussi presenti sull’eudiometro

La parte inferiore di ciascuna colonna è collegata al proprio imbuto

separatore mantenuto, come già detto, in posizione fissa e sempre più alto

rispetto alla colonna.

In conclusione possiamo dire che l’eudiometro non è un separatore di

gas ma un sistema a spostamento di liquido, basato sul principio dei vasi

comunicanti, nell’ipotesi che la soluzione acida salina non permetta al biogas

prodotto di sciogliersi nella soluzione stessa.

5.2. Materiali parametri e strumenti di misura

La biomassa scelta per il primo ciclo sperimentale sono stati i fanghi di

depurazione. Tale scelta è dovuta sia alla facilità di reperimento sia al fatto che

i fanghi possono essere usati, in alternativa alle deiezioni animali, come inoculo

in tutti i digestori.

Valvola di collegamento

eudiometro-digestore

Valvola per il prelievo di

biogas prodotto

Valvola per lo svuotamento

dell’eudiometro


Pagina 252

Per determinare quale fosse il dosaggio di ozono tale da massimizzazre

la produzione di metano ed aumentare la sedimentabilità del fango sono state

eseguite le seguenti prove batch:

- prova senza dosaggio di ozono (di seguito indicata con D0);

- prova con dosaggio 0,05 mg/l (di seguito indicata con D05);

- prova in doppio con dosaggio 0,1 mg/l di seguito indicate con D1A e D1B);

- prova con dosaggio 0,15 mg/l (di seguito indicata con D15);

- prova in doppio con dosaggio 0,2 mg/l (di seguito indicate con D2A e D2B).

- Il processo di ozonizzazione

Il dosaggio di ozono è avvenuto tramite un generatore di ozono che mediante

effetto corona trasforma le molecole di O2 in molecole di O3. Il dosaggio

dell’ozono nel fango è avvenuto all’interno di una colonna di scambio di forma

cilindrica, di diametro di circa 10 cm e di altezza di circa 1 m. I diversi dosaggi si

sono ottenuti variando il tempo di contatto tra fango ed ozono all’interno della

colonna in base alla portata del generatore che è di 5 mgO3/h.

Figura 5.10 – il processo di ozonizzazione

-I parametri monitorati

Di seguito sono riportati i parametri di processo monitorati durante la

sperimentazione in accordo con l’APHA-AWWA Standard Methods:

-Produzione biogas

Monitorizzata con eudiometri precedentemente tarati.

-Percentuali di composizione del biogas

Ozonizzatore

Colonna contenente fango in

cui gorgoglia O3


Pagina 253

Analisi eseguite con un cromatografo Varian STAR 3600 CX equipaggiato con un

thermal conductivity detector (TCD) ed una colonna Restek micro-impaccata (2

m lunghezza, 1 mm diametro interno).

-ST, SVT

Con muffola a 105°C per i solidi totali e 550°C per i solidi volatili totali.

-VFA

Analisi eseguite con un cromatografo Varian STAR 3600 CX equipaggiato con un flame ionization detector (FID) ed una colonna capillare Teknokroma (30 m di lunghezza, 0.53 mm di diametro interno). -IC,TC,TOC (della fase liquida).

Analisi eseguite con un analizzatore di TOC Shimadzu.

-pH, ORP.

Misure effettuate con pH-metro/conduttimetro Hanna.

-Il fango di depurazione

Il fango di depurazione utilizzato nella sessione sperimentale è proveniente

dall’impianto di depurazione di Sabaudia, provincia di Latina. Le condizioni

iniziali dei parametri monitorizzati successive al dosaggio di ozono sono

riportate nella tabella seguente:

D0 D05 D1A D1B D15 D2A D2B

Dosaggio O3[mg/l] 0 0,05 0,1 0,1 0,15 0,2 0,2

pH 7,12 7,45 7,63 7,64 7,55 7,75 7,73

ORP[mV] -114 97 166 195 208 209 211

TS[mg/l] 8,14 7,14 6,94 6,94 6,53 5,46 5,46

TVS[mg/l] 5,82 5,34 4,96 4,96 5,02 4,15 4,00

IC[mg/l] 35,85 28,03 17,23 17,23 21,72 37,56 37,56

TC[mg/l] 118,91 111,04 86,58 86,58 44,86 111,75 111,75

TOC[mg/l] 83,06 83 69,34 69,34 23,13 74,18 74,18

VFA[mg/l] 13,08 10,7 6,92 6,92 19,03 18,04 18,04

Tabella 9 Parametri del fango tal quale


Pagina 254

5.3. Metodologia di preparazione della biomassa

alla digestione anaerobica

Vediamo nel dettaglio la procedura seguita una volta che è stata montata la

catena e si è potuti passare alla successiva fase di preparazione ed inserimento

della biomassa all’interno dei reattori.

5.3.1. Prova di tenuta

Prima di inserire la biomassa all’interno degli otto reattori è stata fatta una

prova di tenuta riempiendo parzialmente i reattori con acqua e flussando, in

seguito, il sistema con N2 alla pressione di 0.8 atm per qualche minuto; per

considerare valida la prova i livelli raggiunti dalla soluzione all’interno dei

cilindri dovevano rimanere costanti per almeno un’ora.

L’acqua è stata successivamente tolta aprendo la pinza di Hofman e

convogliandola attraverso il tubo in pvc presente sul fondo del reattore in un

contenitore esterno.

Tolta l’acqua dal reattore si è fatta un’accurata fase di asciugatura al fine di non

avere nessuna traccia di umidità all’interno.

Ovviamente, tali operazioni sono state ripetute in maniera identica per tutti gli

otto reattori.

5.3.2. Caratteristiche della biomassa inserita nei

reattori

La biomassa inserita all’interno dei reattori è composta da una miscela di

fanghi da depurazione di acque reflue pretrattati e di fanghi di attivazione

(inoculo).

Più precisamente, in ogni reattore, si sono inseriti 600 ml di miscela di cui 120

ml (20%) di fanghi di attivazione e 480 ml (80%) di biomassa ozonizzata in

diverse concentrazioni a seconda del reattore nel quale inserire la miscela; i


Pagina 255

primi 2 reattori sono reattori di confronto nei quali si sono inseriti 600 ml di

biomassa tal quale non ozonizzata.

E’ bene evidenziare che per questa sperimentazione come inoculo sono stati

usati gli stessi fanghi su cui si vuole testare l’ozonizzazione. Quando si parla di

fanghi di attivazione si fa quindi riferimento alla stessa biomassa non trattata.

Figura 5.11 – La biomassa nei digestori

5.3.3. Preparazione della biomassa

5.3.3.1. Ozonizzazione biomassa

In figura 5.11 viene ritratto il processo di ozonizzazione e possono essere viste

tutte le attrezzature e le componenti necessarie a tale processo.


Pagina 256

Figura 5.12– Il processo di ozonizzazione

Si può vedere in basso a destra una bombola di ossigeno collegata

all’ozonizzatore che crea l’ozono sfruttando l’effetto corona. La macchina è in

grado di fornire concentrazioni predefinite e costanti di O3.

Nota la quantità di biomassa presente nella camera di reazione e la

concentrazione relativa di ozono desiderata (ad esempio nel primo ciclo

sperimentale per il terzo reattore 0.05 mg di ozono per litro di biomassa) è

sufficiente far gorgogliare il gas per il tempo corretto. La miscela di ossigeno ed

ozono viene iniettata dal basso nel cilindro di vetro che costituisce l’ambiente

di reazione. Il flussaggio della miscela di gas avviene attraverso un gran numero

di piccoli ugelli presenti sul fondo della camera di prova sia per distribuire il

flusso in maniera il più omogenea possibile su tutto il volume della biomassa

sia per diminuire le dimensioni caratteristiche delle bolle di gas ed aumentare

quindi la superficie utile per le reazioni chimiche.


Pagina 257

Figura 5.13– Ozonizzazione dei fanghi

La seconda foto, scattata sempre durante il processo di ozonizzazione, mostra

molto bene l’insufflazione di ozono all’interno della biomassa.

Terminato il processo di ozonizzazione si preleva dalla colonna cilindrica il

quantitativo voluto di biomassa ozonizzata. La terza ed ultima foto è stata

scattata al termine del processo di ozonizzazione e dopo aver prelevato la

biomassa ozonizzata dalla colonna cilindrica. Si è notato un cambiamento di

colore, visibile anche in foto, della biomassa che si presenta ora con una

tonalità più chiara.

5.3.3.2. La preparazione della ‘ricetta’

Per il primo ciclo sperimentale vediamo nel dettaglio anche come sono stati

miscelati gli inoculi con la biomassa per creare la ricetta.

primo reattore (D0A):

Il primo reattore funge da elemento di riscontro per poter vedere quali sono le

caratteristiche e la capacità produttiva di questo tipo di biomassa senza

pretrattamenti.


Pagina 258

Per la preparazione della miscela da inserire nel primo reattore si sono dunque

prelevati 600 ml di biomassa tal quale, si sono pesati, registrato il peso ed

infine inseriti all’interno del digestore.

Figura 5.14 – biomassa dopo l'inserimento nel digestore di prova prima della chiusura del reattore

secondo reattore (D0B):

uguale al primo reattore

terzo reattore (D.05):

per la preparazione della miscela da inserire nel terzo reattore sono stati

prelevati 120 ml di fanghi di attivazione, si sono pesati, registrato il peso ed

inseriti nel reattore.

poi è stata prelevata la biomassa tal quale, si è sottoposta a processo di

ozonizzazione in concentrazione di 0.05 mg di ozono per litro di biomassa, si

sono prelevati al termine del processo di ozonizzazione (4 minuti e trenta

secondi) 480 ml di biomassa ozonizzata, si sono pesati, registrato il peso ed

infine inseriti nel reattore

quarto reattore (D0.1A):

per la preparazione della miscela da inserire nel quarto reattore sono stati

prelevati 120 ml di fanghi di attivazione, si sono pesati, registrato il peso ed

inseriti nel reattore.

poi è stata prelevata la biomassa tal quale, si è sottoposta a processo di

ozonizzazione in concentrazione di 0.1 mg di ozono per litro di biomassa, si


Pagina 259

sono prelevati al termine del processo di ozonizzazione (durato 18 minuti) 480

ml di biomassa ozonizzata, si sono pesati, registrato il peso ed infine inseriti nel

reattore

quinto reattore (D0.1B):

uguale al quarto reattore

reattori successivi (D0.15; D0.2°; D0.2B):

per la preparazione della miscela da inserire nel sesto reattore (D0.15), si sono

ripetute le stesse operazioni che sono state fatte per preparare la miscela da

inserire nel quarto reattore con l’unica differenza che la biomassa è stata

ozonizzata in concentrazione di 0.15 mg di ozono per litro di biomassa; tale

discorso vale anche per il settimo (D0.2A) e ottavo reattore (D0.2B) dove la

biomassa è stata ozonizzata in concentrazioni di 0.2 mg di ozono per litro di

biomassa.

A titolo riepilogativo è stata realizzata la seguente tabella, dove viene riportata

per ogni singolo reattore la composizione della miscela inserita nel reattore, il

peso in grammi dei fanghi di attivazione e di biomassa ozonizzata inseriti nel

reattore e le concentrazioni di ozono della biomassa inserita nel reattore:

Reattore ml di fanghi

di attivazione

massa (g)

dei fanghi

di attivazione

ml di biomassa

mg di ozono

per litro

di biomassa

massa (g)

di biomassa

D0A 0 0 600 0 582.50

D0B 0 0 600 0 582.94

D0.05 120 116.79 480 0.05 471.47

D0.1A 120 118.35 480 0.1 473.90

D0.1B 120 117.98 480 0.1 476.19

D0.15 120 116.63 480 0.15 475.00

D0.2A 120 117.23 480 0.2 470.11

D0.2B 120 117.20 480 0.2 472.16


Pagina 260

5.3.3.3. Misura del pH e del potenziale redox

Inserita la miscela all’interno degli otto reattori è stato misurato il pH ed il

potenziale redox della miscela inserita in

ciascun reattore.

La misura del pH e del potenziale redox è stata

effettuata con il pHmetro da laboratorio.

I valori di pH ottenuti erano, per tutti gli 8

reattori, prossimi al valore 7 e quindi non è

stato necessario correggere l’acidità per

permettere la proliferazione dei batteri

metanigeni.

Nella seguente tabella riportiamo, per tutti gli 8 reattori, i valori di pH e del

potenziale redox ottenuti.

pH Potenziale redox

7.08 -88

7.12 -114

7.45 97

7.63 166

7.64 195

7.55 208

7.75 209

7.73 211

5.3.3.4. Flussaggio di azoto

Prima di avviare il processo di digestione anaerobica, si sono chiusi i reattori ed

è stato fatto un flussaggio di azoto nella miscela inserita all’interno di essi.


Pagina 261

Tale operazione, ripetuta per ogni singolo reattore, viene fatta per togliere

l’ossigeno eventualmente presente nel reattore e quindi avere condizioni

anaerobiche all’interno di esso.

Figura 5.12 – Il flussaggio di azoto

L’ossigeno presente all’interno del reattore passa, attraverso un tubo in tygon,

dal reattore allo eudiometro ed in seguito gorgoglia oltre la soluzione acida

salina.

La durata del flussaggio di azoto è stata di 5 minuti per ogni reattore per un

totale di circa 40 minuti.

Il laboratorio è quindi pronto per l’avvio della digestione anaerobica che è

stata mantenuta ad una temperatura di 39°C (campo mesofilo) e con una

velocità di agitazione della miscela pari a 100 rpm.


Pagina 262

Figura 5.13 – Durante la digestione

5.4. I risultati del primo ciclo sperimentale Per il primo ciclo sperimentale vediamo in modo esteso i dati ottenuti:

Il primo reattore ha avuto dei problemi di tenuta delle guarnizioni e non si

è potuto ottenere dati significativi.

Secondo reattore (D0B):

giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0 3 1,8 50,89 8 2,2 62,20 10 4,4 124,40 13 7,3 206,40 15 8,5 240,33 22 9,2 260,12

Terzo reattore (D0.05A):

giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0

3 0.5 14.13

8 0 0

10 1.5 42.41

13 2 56.54

15 2.4 67.85

22 3.4 96.13

0306090

120150180210240270300

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )

giorni di permanenza

0306090

120150180210240

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )



Pagina 263

Quarto reattore (D0.1A):


3 3.8 107.44

8 7.7 217.71

10 10.1 285.57

13 14.2 401.49

15 15.4 435.42

22 15.8 446.73

Quinto reattore (D0.1B):


3 3.8 107.44

8 7.5 212.05

10 9.4 265.77

13 14.2 401.49

15 15.6 441.07

22 16.7 472.18

Sesto reattore (D0.15):


3 1.6 45.23

8 3 84.82

10 4.5 127.23

13 8.7 245.98

15 9.4 265.77

22 9.6 271.43

0

100

200

300

400

500

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )


0

100

200

300

400

500

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )


0

100

200

300

400

500

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )



Pagina 264

Settimo reattore (D0.2A):


3 2 56.54

8 3.5 98.96

10 5.5 155.50

13 9.8 277.08

15 11 311.01

22 11.9 336.46

Ottavo reattore (D0.2B):


3 2.3 65.03

8 4.5 127.23

10 5.7 161.16

13 9.2 260.12

15 9.2 260.12

22 9.8 277.08

Riunendo i dati in un unico grafico si possono agevolmente confrontare i

risultati:

0

100

200

300

400

500

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )


0

100

200

300

400

500

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5 20 22,5 25

Bio

gas

pro

do

tto

(cm

3 )



Pagina 265

Figura 5.17 – produzione del biogas

Si può notare una anomalia di funzionamento del reattore con dosaggio 0,05

mgO3/l effettuato in singolo.

Tutti gli altri casi conducono ad un incremento della produzione di biogas con

un massimo per il dosaggio di 0,1mg/dm3. I risultati ottenuti per questi due

digestori sono particolarmente simili e corrispondono ad un aumento di

produzione di biogas di circa il 77% rispetto al fango tal quale (mediamente

459 ml contro 260ml).

Per escludere la possibilità che i risultati siano eccessivamente condizionati da

differenze di concentrazione della biomassa abbiamo successivamente

normalizzando i dati di produzione rispetto ai solidi volatili totali misurati peri

i singoli digestori ottenendo risultati analoghi:

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0 5 10 15 20 25

Bio

ga

s p

rod

ott

o (

ml)


produzione biogas

0,2 B

0,2 A

0,15

0,1 B

0,1 A

0,05

0


Pagina 266

Figura 5.18 produzione normalizzata di biogas

Se si considera che è stato riscontrata una riduzione della pressione parziale di

CO2 nel biogas prodotto per i batch ozonizzati, si ottiene un aumento di

produzione di CH4che supera il 90%.

I dati della produzione di metano vengono successivamente linearizzati (figura

19) secondo l’equazione di Gompertz modificata la quale, attraverso i tre

parametri Ps (produzione massima cumulata), Rm (velocità di produzione

massima) e λ (tempo di acclimatazione batterico) permette di descrivere la

curva cumulata di produzione del metano.

Equazione di Gompertz modificata:

+−

⋅−= 1)(expexp)( t

P

eRPtH

s

ms λ

0

50

100

150

200

0 5 10 15 20

Nl B

iog

as/

kg

SV

T


D2A

D1B

D1A

D0

D15

D05


Pagina 267

Figura 5.19 – produzione di metano

I parametri dell’equazione sono stati ricavandoli dalla correlazione con i dati

sperimentali:

Figura 5.20 – andamento della produzione massima cumulata

In figura 5.20 si può quindi vedere come la produzione cumulata di metano, per

queste concentrazioni di solidi, può raggiungere valori massimi per dosaggi tra

0,1 e 0,15 mgO3/l.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

-2 3 8 13 18 23

Nl C

H4/k

gS

VT

i


D05

D1A

D1B

D15

D2A

D2B

D0

0

50

100

150

200

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Ps

O3 [mg/l]


Pagina 268

Figura 5.21 – tempo di acclimatazione batterico

In figura 5.21 e 22 si vede come un corretto dosaggio dell’ozono abbia grandi

effetti sulla cinetica delle reazioni. In particolare nella prima viene evidenziata

una notevole riduzione del tempo di acclimatazione dei batteri metanigeni per

dosaggi prossimi ai 0,1 mgO3/l mentre nella seconda si vede che la velocità

massima di produzione (Rm) presenta un andamento quasi lineare con il

dosaggio.

Figura 5.22 – velocità massima di produzione

Di notevole interesse è stata anche l’analisi dell’andamento dei VFA, acidi

grassi volatili, che viene descritto in figura 5.23. Si nota come nel caso del

fango maggiormente ozonizzato questi presentino il picco di accumulo intorno

ai 10 giorni mentre il batch non ozonizzato o quello ozonizzato a 0,05 mg/l

dopo i 15 giorni. Ciò è ulteriore indice del fatto che la digestione anaerobica

0

2

4

6

8

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

λ

O3 [mg/l]

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Rm

O3[mg/l]


Pagina 269

abbia avuto inizio prima nel fango trattato con O3 rispetto a quello non

trattato o trattato a basse concentrazioni.

Figura 5.23 – andamento VFA

I due grafici seguenti (figure 5.24 e 5.25) descrivono l’andamento del pH e

dell’ORP (Potenziale di ossido riduzione) che, come atteso, trovano valori

iniziali più alti nel fango trattato a causa della forte capacità ossidante

dell’ozono. Il pH si assesta tra il 6,9 ed il 7,1 mentre, per quanto riguarda

l’ORP, questo sembra avere un rapido abbassamento nei giorni successivi a

quello iniziale (giustificabile con la solubilizzazione di nuovo materiale

organico favorita dall’ozonizzazione stessa) favorendo così il processo di

digestione.

Figura 5.24 – andamento del PH

0

50

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25

gV

FA

/Kg

SV

Ti

Giorni

D0

D05

D1A

D1B

D2A

D2B

D15

6,7

6,9

7,1

7,3

7,5

7,7

7,9

0 10 20 30

pH

Giorni

D0

D05

D1A

D1B

D15

D2A

D2B


Pagina 270

Figura 5.25 – andamento del potenziale di ossidoriduzione

Per quanto riguarda gli ST ed i STV iniziali va notato che, con il crescere del

dosaggio, questi diminuiscono con una correlazione lineare (ciò è dovuto alla

forte capacità ossidante dell’ozono).

Figura 5.26 – variazione di ST ed SV iniziali

Anche l’andamento dei solidi totali (ST) e di quelli volatili (SV) nel tempo

(figura 5.27, 28) risulta decrescente per tutti i dosaggi come era lecito

-120

-70

-20

30

80

130

180

230

0 5 10 15 20 25 30

OR

P[m

V]

Giorni

D0

D05

D1A

D1B

D15

D2A

D2B

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

g/l

Dosage/ ST

Dosage SV


Pagina 271

aspettarsi visto che una parte del carbonio organico si trasforma in metano ed

anidride carbonica.

Figura 5.27 – andamento temporale degli ST

Figura 5.28 – andamento temporale degli SVT

5.5. Il secondo ciclo di digestione Prima di procedere con l’analisi di altri tipi di biomasse o di affinare lo studio si

è deciso di riproporre l’esperimento uguale a se stesso per verificarne la

riproducibilità, controllare che non ci siano parametri funzionali influenti non

presi in considerazione e per verificare che le caratteristiche fondamentali, sia

in termini di composizione che di producibilità, di questa biomassa non

dipendono in modo sensibile dal periodo di prova.

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

0 10 20 30

ST

[g/l

]

Giorni

D0

D05

D1A

D1B

D15

D2A

D2B

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00

0 10 20 30

SV

T[g

/l]

Giorni

D0

D05

D1A

D1B

D15

D2A

D2B


Pagina 272

Dopo pochi giorni di funzionamento del laboratorio ci si è resi conto di una

profonda difformità dei livelli di producibilità rispetto ai valori attesi di tutti i

digestori tranne il primo. Procedendo ad una analisi della composizione del

substrato ed in seguito degli strumenti di laboratorio utilizzati si è potuto

riscontrare la rottura dell’ozonizzatore. Abbiamo subito interrotto

l’esperimento e provveduto affinché si potesse reperire un nuovo

ozonizzatore da laboratorio. Questo inconveniente ha portato a più di 9 mesi

di pausa delle attività sperimentali.

5.6. La ripresa delle sperimentazioni Una volta ripristinata l’attrezzatura necessaria abbiamo potuto dare il via al

nuovo ciclo di digestione con alcune modifiche procedurali rispetto a quello

concluso.

Innanzitutto si è deciso di sperimentare solo dosaggi in doppio; vale a dire che

per ogni dosaggio di ozono è stato testato in due digestori. Questo riduce

sicuramente il numero di punti di misura ma permette di evidenziare

eventuali anomalie di funzionamento di uno dei digestori mettendo quindi al

riparo da carenza di dati.

Per dare maggiore generalità ai risultati i dati sperimentali che vengono qui

presentati sono normalizzati rispetto ai solidi totali contenuti nella biomassa

tal quale inserita nei digestori. In questo modo si limita molto l’effetto che la

concentrazione di componenti organiche ha sui risultati ottenibili.

I nuovi dosaggi presi in considerazione sono stati:

Reattore 1 0 mgO3/gSTi

Reattore 2 0 mgO3/gSTi

Reattore 3 0,0125 mgO3/gSTi





Reattore8 0,05 mgO3/gSTi


Pagina 273

Vediamo per prima cosa come sia variata la concentrazione (in massa) di CO2

e di CH4 nel biogas prodotto:

Reattore %CH4 %CO2

0A 57,98 42,02

0,0125A 70,15 29,85

0,0125B 71,97 28,03

0,0250A 69,83 30,17

0,0250B 77,35 22,65

0,05A 79,75 20,25

0,05B 75,19 24,81

Figura 5.29 – Andamento concentrazione CH4

Come si può vedere il la percentuale di CH4aumenta repentinamente con

l’ozonizzazione e questo è indice del fatto che tale processo modifica le

caratteristiche del substrato aumentando il quantitativo di materiale organico

facilmente digeribile idrolizzato e, conseguentemente, facilitando il

metabolismo dei batteri metanigeni; questo ha comportato un aumento della

produzione di gas metano mantenendo pressoché costante il quantitativo di

anidride carbonica.

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

90,00

0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06

%C

H4

, %

CO

2

mgO3/gSTi

%CH4

%CO2


Pagina 274

Anche in questo caso, come nel primo ciclo sperimentale, l’ozonizzazione ha

portato ad un leggero aumento del PH della ricetta che comunque si è

mantenuto entro i limiti di funzionamento ottimale del processo di digestione

anaerobica.

Di seguito riportiamo anche l’andamento nel tempo del COD e del CODsol.

Figura 5.30 – andamento del COD

Figura 5.31 – andamento del COD solubile

0,0

1000,0

2000,0

3000,0

4000,0

5000,0

6000,0

7000,0

8000,0

9000,0

0 5 10 15 20 25 30

CO

D t

ot

[mg

/l]

giorni

0A

0,0125A

0,0125B

0,0250A

0,0250B

0,05A

0,05B

0,0

200,0

400,0

600,0

800,0

1000,0

1200,0

1400,0

0 5 10 15 20 25 30

CO

D s

ol[

mg

/l]

giorni

0A

0,0125A

0,0125B

0,0250A

0,0250B

0,05A

0,05B


Pagina 275

Come si può vedere l’andamento rappresentato del CODtot presenta, almeno

per alcuni dosaggi, un andamento altalenante ed anomalo. Ciò è molto

probabilmente dovuto alla tecnica di misura effettuata legata a sua volta agli

strumenti a nostra disposizione: potevano essere testati solo piccoli

quantitativi alla volta di materiale estratto dal reattore e i fanghi non sono

sufficientemente omogenei potendo presentare delle zone leggermente più

liquide e delle altre con dei piccoli fiocchi.

Vediamo infine quale sia stato l’effetto dell’ozonizzazione sulla produzione di

gas metano ottenuta a partire dai flussi di biogas e considerando le pressione

parziale di CH4 in esso presente.

Figura 5.32 Andamento della produzione di gas metano

Come si vede anche in questo secondo ciclo sperimentale la produttività

presenta un massimo per il dosaggio intermedio di ozono di 0,0125 mg/gST , lo

stesso del primo ciclo.

In questo secondo ciclo tuttavia l’aumento di produttività riscontrato è stato

nettamente inferiore a quello precedente attestandosi su valori compresi tra il

50 ed il 55% in più. Questa differenza potrebbe essere dovuta al fatto che in

entrambi gli esperimenti proprio uno dei digestori in cui era stato inserito il

fango tal quale non ha garantito la tenuta e non ha fornito dati di produttività.

0

10

20

30

40

50

60

70

0 5 10 15 20 25 30

CH

4 t

ot

[Nl/

KgT

Si]

giorni

0A

0,0125A

0,0125B

0,0250B

0,05A

0,05B


Pagina 276

Conclusioniesviluppi6.

I risultati ottenuti durante questo lavoro di tesi sulla digestione anaerobica di

fanghi di depurazione pretrattati con ozono si sono rivelati di notevole

interesse. Un primo dato interessante è che, per questo tipo di biomassa,

l’ozono ha l’effetto di ossidare alcune molecole complesse e di rendere

disponibili alla digestione una frazione maggiore del substrato. L’ossidazione

delle molecole più lunghe e più stabili ha portato ad un’accelerazione della fase

di idrolisi che, congiuntamente all’effetto depressivo dell’ozono su alcuni ceppi

batterici antagonisti, ha determinato una notevole diminuzione del tempo di

acclimatazione delle colonie batteriche metanigene ed un aumento della

velocità massima di produzione. In particolare nelle concentrazioni ottimali si è

misurato un aumento della velocità di produzione del 55% circa e una

diminuzione del tempo di acclimatazione di circa il 70%. Questo risultato

potrebbe portare, negli impianti reali, ad una diminuzione dei tempi di

ritenzione della biomassa con conseguente diminuzione dei volumi necessari e

dei costi.

Ancor più interessanti sono stati i dati sulla produttività. E’ stato infatti

evidenziato un aumento di produzione di gas metano che è andato oltre le

aspettative iniziali: se ci limitiamo a quello che è risultato essere il dosaggio

ottimale di O3, l’aumento al termine del periodo di prova si è attestato tra il 55

e l’80% a seconda dei casi.

Alcuni inconvenienti tecnici, ed in particolare la rottura dell’ozonizzatore,

hanno portato ad un notevole allungamento dei tempi e, conseguentemente,

ad una diminuzione dei cicli sperimentali portati a termine. I risultati ottenuti

per i fanghi provenienti da depuratori urbani sono comunque assolutamente

significativi e, almeno qualitativamente, possono essere estesi anche alle

deiezioni animali.

Con questo lavoro di tesi è stato quindi possibile attrezzare un laboratorio,

predisporre una procedura di analisi e testare la validità dell’intera catena di

misura su un particolare tipologia di biomassa.


Pagina 277

I buoni risultati ottenuti suggeriscono sicuramente l’opportunità di estendere la

sperimentazione in varie direzioni.

Una prima possibilità è quella di verificare la trasferibilità dei risultati alle

deiezioni animali e, in particolare, a quelle bovine e a quelle suine; se infatti da

un punto di vista qualitativo le conclusioni a cui si è potuti giungere rimangono

valide vista la somiglianza biologica dei fanghi testati con questi tipi di

biomassa, non si può affermare tuttavia che il quantitativo ottimale di ozono

da iniettare si attesti sugli stessi livelli.

In un secondo momento potranno essere testati altre tipologie di biomassa a

partire da quelle più utilizzate per la digestione come, ad esempio, i trinciati di

mais, trincale e sorgo. Se si ottenessero indicazioni simili i risultati avrebbero

una grandissima ricaduta economica e potrebbero portare ad un significativo

cambiamento dello stato dell’arte nella tecnologica dei digestori aerobici.


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