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Produzione e valorizzazione del biogas nei processi di digestione anaerobica
No full textI processi di digestione anaerobica di matrici organiche, seppure necessitino di una impiantistica complessa e di una elevata competenza degli operatori, contrariamente ai processi aerobici, notoriamente energivori, offrono la concreta possibilità di ottenere un consistente ritorno economico mediante il recupero energetico dal biogas che in essi viene prodotto. Le tecnologie disponibili consentono di utilizzare il biogas, dopo una preliminare depurazione, a scopo cogenerativo, ossia per la produzione di energia elettrica e termica contemporaneamente, con rese tali da potere soddisfare gli autoconsumi dell’impianto di produzione stesso e tali da consentire una commercializzazione all’esterno dell’energia cogenerata. Oggi, mentre da una parte vengono proposte soluzioni che consentono di ottimizzare i convenzionali motori endotermici da decenni utilizzati a scopo cogenerativo, dall’altra viene prospettato l’uso di sistemi assai più evoluti che, seppure ancora applicabili a campi ristretti di potenze prodotte, consentono di ottenere benefici economici ed ambientali di non trascurabile entità. Particolari forme di incentivazione recentemente attivate promuovono, inoltre, prima della trasformazione energetica del biogas, la valorizzazione per conversione a biometano, avente maggiore potere calorifico del biogas, e il successivo utilizzo diretto di quest’ultimo come combustibile per autotrazione o per successiva cogenerazione, comportando tale pratica elevati benefici economici ed ambientali
Tecniche di upgrade del biogas a biometano.
No full textIl biogas prodotto dalla digestione anaerobica (AD) a partire da matrici organiche, sia in reattori controllati (digestori) che da discariche controllate, è costituito principalmente da metano, CH4 (50÷70%) e anidride carbonica, CO2 (30÷50%). Il contenuto relativo di CH4 e CO2 nel biogas dipende principalmente dalla natura del substrato e dal pH nella massa in digestione. Oltre a questi due, il biogas contiene, inoltre, quantità minori di altri composti, come l'azoto (0÷3%), il vapore acqueo (5÷10%), l’ossigeno (0÷1%), l’idrogeno solforato (0÷10.000 ppmv), che è prodotto dalla riduzione del solfato contenuto in alcuni rifiuti, l’ammoniaca, proveniente prevalentemente da idrolisi di materiali proteici, gli idrocarburi (0÷200 mg·m-3) e i silossani (0÷41 mg·m-3), ossia composti silico-organici. Oltre al CH4, tutti gli altri gas contenuti nel biogas sono indesiderati e sono considerati inquinanti del biogas stesso; alcuni di questi si ritengono addirittura dannosi al punto da scoraggiare l'utilizzo del biogas nei motori a combustione, come gli idrocarburi alogenati e i silossani, poiché producono acidi alogenati e silice che, a lungo termine, corrodono le superfici metalliche dei motori, ricoprono le candele, abradono le superfici e ostacolano il funzionamento delle valvole. Il contenuto energetico del metano descritto dal potere calorifico inferiore (PCI) è 50,4 MJ·kg-1CH4 o 36 MJ·Nm-3CH4 (in condizioni standard di temperatura e pressione). Tale valore risulta tanto minore quanto maggiore è il contenuto di CO2 o di N2 nel biogas. Per il biogas con contenuto di metano nell'intervallo 60-65%, Il PCI è di circa 20-25 MJ·m-3biogas. H2S e NH3 sono tossici ed estremamente corrosivi, danneggiando l'unità combinata di calore e potenza (CHP) e le parti metalliche attraverso l'emissione di SO2 dalla combustione. A ciò contribuisce anche la presenza di silossani come già accennato. In virtù delle sue proprietà energetiche, oggi sono sempre più proposte ed applicate tecnologie di miglioramento qualitativo delle caratteristiche del biogas allo scopo di poterne attuare lo sfruttamento per alimentazione/integrazione di reti di distribuzione di gas naturali, per autotrazione, per produzione energia elettrica e per teleriscaldamento (Fig. 1.1). Gli impianti di trattamento del biogas finalizzati al miglioramento delle sue potenzialità energetiche sono configurati, normalmente, in due stadi di trattamento: il primo stadio), denominato "biogas cleaning", ha l’obiettivo di rimuovere i composti nocivi e/o tossici (come H2S, Si, composti organici volatili (VOC), silossani, CO e NH3. All’atto pratico tale stadio è praticamente costituito solo dall'unità di rimozione dell’H2S, comunemente basata sull'ossidazione biologica dell'H2S da parte di batteri solfo-ossidanti. Il secondo stadio di trattamento è denominato "upgrading del biogas" e mira ad aumentare il potere calorifico basso del biogas e, quindi, a convertirlo in standard di combustibile più elevato (Sun et al., 2015). Nel processo di “upgrading” la CO2 contenuta nel biogas grezzo viene rimosso o convertito in CH4 mediante reazione con H2 (Kougias et al., 2017). Nel caso in cui il biogas trattato sia purificato fino ad assumere composizione simile a quella del gas naturale, il prodotto finale del gas è chiamato biometano (Kougias et al., 2017). Attualmente, le specifiche della composizione del gas naturale sono fissate dalle normative nazionali e in alcuni paesi è richiesto che il contenuto metano sia maggiore del 95%. Tuttavia, la Commissione Europea ha come obiettivo quello di determinare norme per armonizzare la qualità del gas in tutti gli stati membri (Angelidaki et al., 2018). Oggi sono disponibili numerose tecnologie commerciali per effettuare l’upgrading del biogas e, pertanto, negli ultimi anni è crescente in Europa, soprattutto in quella del nord, il numero di impianti a questo finalizzati (Fig. 1.2). Ciò anche in virtù del fatto che, come si può notare nella Figura 1.3, il biometano produce un quantitativo di GHG, in termini di CO2eq. emessa, nettamente inferiore rispetto i comuni combustibili applicati negli autoveicoli, e, in particolare, meno di 2432 volte la quantità emessa per uso di combustibili fossili. Ciò rende il biometano un combustibile “sostenibile”
Achieving complete nitrification below the washout SRT with hybrid membrane aerated biofilm reactor (MABR) treating municipal wastewater
Full text linkThis study analyzed the performances of a hybrid membrane aerated biofilm reactor (MABR) pilot plant in terms of nutrients removal of the attached growth and suspended biomass in comparison with a conventional activated sludge (CAS) system at different sludge retention time (SRT) (20−3) days. Overall, the MABR showed better performances than the CAS in terms of TSS (86% vs 79%), COD (89% vs 85%) and total nitrogen (80% vs 65%). The minimum SRT for achieving complete nitrification in the MABR was close to 3 days, corresponding to a SRT in the aerobic compartment of 1.9 days, whereas in the CAS it was equal to 8 days (aerobic SRT of 4.8 days). Nitrification rate in biofilm was on average equal to 0.40 gNH4-N h−1 (2.40 gNH4-N m−2d−1). Its contribution to the overall nitrification in the MABR plant was 25–30% on average, although it increased when the SRT was decreased. Particle size distribution and microscopic analyses showed particles of biofilm detached from the membrane of the MABR. The seeding effect allowed sustaining nitrification of the suspend biomass at very low SRT. The nitrification rate observed in the suspended biomass in the MABR slightly decreased from 3.42 mgNH4-N gVSS−1 h−1 to 2.87 mgNH4-N gVSS−1 h−1 when the SRT was decreased from 20 days and 3 days, whereas in the CAS it collapsed from 2.33 mgNH4-N gVSS−1 h−1 to 0.47 mgNH4-N gVSS−1 h−1, because of nitrifying washout. Moreover, the biofilm detachment involved a positive effect in settling properties of the suspended biomass
Biomethane production from anaerobic co-digestion of selected organic fraction of municipal solid waste (Ofmsw) with sewage sludge: Effect of the inoculum to substrate ratio (isr) and mixture composition on process performances
Full text linkThe aim of this study was to evaluate the effect of the inoculum to substrate ratio (ISR) and the mixture ratio between organic fraction of municipal solid waste (OFMSW) and sewage sludge (SS) on the methane production potential achievable from anaerobic co-digestion (AcoD). Biochemical Methane Potential (BMP) assays at mesophilic temperature were used to determine the best AcoD configuration for maximizing methane yield and production rate, as well as to address possible synergistic effects. The maximum methane yield was observed at ISR of 1 and 60% OFMSW:40% SS as co-digestion mixture, whereas the highest methane production rate was achieved at ISR of 2 with the same mixture ratio (207 mL/gVS/d). Synergistic effects were highlighted in the mix-tures having OFMSW below 60%, determining an increase of approximately 40% in methane production than the OFMSW and SS digestion as a sole substrate. The experimental data demonstrated that co-digestion of OFMSW and SS resulted in an increase in the productivity of methane than anaerobic digestion using the sole substrates, producing higher yields or production rates while depending on the ISR and the mixture ratio
Analisi sperimentale e modellistica di formazione del fouling delle menbrane negi sistemi MBR
No full textLa tecnologia MBR è una realtà consolidata e la sua applicazione è considerata una valida alternativa ai sistemi convenzionali, soprattutto ove il refluo depurato assuma pienamente il ruolo di “risorsa” riutilizzabile. Tuttavia, la diffusione dei bioreattori a membrana è frenata prevalentemente dall’elevato costo di investimento su cui grava, inoltre, l’impossibilità di prevedere correttamente la durata della vita utile delle membrane a causa dell’incompleta conoscenza del fouling, della sua evoluzione e delle sue conseguenze. Il fenomeno di sporcamento, infatti, è estremamente complesso e la conoscenza dei meccanismi di deposito e le proprietà sporcanti di tutti gli agenti presenti nella miscela da filtrare è lungi dall’essere completa. In questo contesto, le caratteristiche della particolare miscela filtrata (fango attivo) hanno un ruolo essenziale nella definizione qualitativa e quantitativa del fouling; tuttavia, a causa dell’estrema complessità della sua composizione, è praticamente impossibile scorporare l’influenza di ogni elemento, fisico o biologico, nei confronti della formazione dei fenomeni di sporcamento (dimensione dei fiocchi biologici, dispersione cellulare, presenza di composti organici ed inorganici, grado di attività e maturazione batterica, etc.). Per quanto detto sopra, allo scopo di migliorare le conoscenze sul fouling, buona parte delle ricerche concentrano l’analisi sperimentale sullo studio degli effetti causati dalle singole componenti (soprattutto batteri, proteine e colloidi) sul processo di micro o ultrafiltrazione. Parallelamente all’analisi delle componenti più sensibili, la letteratura focalizza l’attenzione sui principali parametri tecnico-gestionali che possono condizionare il processo: carico inquinante, idrofobicità della membrana e della miscela aerata, flusso di permeato e dimensioni dei pori della membrana. La complessità del fenomeno viene aggravata dalla natura estremamente labile di alcune sostanze (EPS, sostanze umiche, ecc...) che possono influenzare negativamente i meccanismi di deposito in funzione delle variazioni delle condizioni operative e gestionali. Inoltre, l’interazione tra colloidi in sospensione e cake depositato sulla membrana è influenzata da moltissime variabili che sono legate alle numerosissime componenti presenti nella miscela biologica, e alle loro correlazioni, di conseguenza possono manifestarsi significative differenze, in termini di permeabilità e persistenza dello stato di deposito, anche in due impianti funzionanti con la stessa configurazione e con le stesse apparenti condizioni di funzionamento. Da un punto di vista teorico, si può affermare che lo sporcamento della membrana è dovuto a due fenomeni fondamentali: il deposito di colloidi, batteri, protozoi e virus all’interno dei pori (sporcamento interno) e il deposito superficiale (deposizione esterna) dei fiocchi biologici e delle particelle sospese che hanno dimensioni mediamente superiori a quelle dei pori. Sebbene i meccanismi di sporcamento siano stati studiati a lungo, in letteratura ci sono molte contraddizioni sull’effettivo ruolo di molti foulants (agenti sporcanti); molti autori, infatti, assegnano un peso totalmente opposto al ruolo esercitato dai singoli agenti responsabili dello sporcamento, o all’effetto che questi hanno sul tipo di deposito (reversibile, irreversibile, irremovibile ...) . Una recente review sui sistemi MBR, distingue tre diversi tipi di intasamento delle membrane (Meng et al., 2009): il fouling reversibile, irreversibile e irremovibile. Il primo può essere rimosso tramite lavaggio idraulico, ad esempio controlavaggio e azione idrodinamica; il fouling irreversibile non può essere rimosso per semplice pulizia idraulica, ma richiede una pulizia più intensa (cioè chimica); infine il fouling irremovibile non può essere rimosso da ogni approccio. Ulteriori motivi di contraddizione sono evidenziati nell’attribuzione del peso maggiore o minore nella formazione del fouling tra solidi disciolti, solidi sospesi e colloidali (Wisniewski e Gransmick,1998; Defrance et al., 2000). Queste contraddizioni evidenziano la complessità del fenomeno e la difficoltà della sua determinazione. Tuttavia il parametro fondamentale, che sembra accomunare i diversi meccanismi di sporcamento, è rappresentata dalle dimensioni medie dei foulants in relazione alle dimensioni medie dei pori della membran
Il foaming nei sistemi MBR: misure e valutazioni in-situ
No full textNonostante la tecnologia MBR mostri un grande trend di crescita nel numero di applicazioni in piena scala, rimane ancora poco studiato il fenomeno della formazione di schiume all’interno dei reattori biologici che può provocare non pochi problemi gestionali degli impianti. Quest’aspetto fa sì che il fenomeno è oggi di crescente interesse scientifico, anche a seguito d’ipotesi secondo cui i fenomeni di foaming e fouling potrebbero reciprocamente influenzarsi, considerando i fattori comuni di influenza (EPS, microrganismi filamentosi idrofobici, fisiologia del fango). A tal riguardo viene anche mostrato che la ricerca scientifica condotta in Italia sull’argomento è molto ben avviata, stante l’elevata incidenza percentuale del numero di pubblicazioni prodotte rispetto a quello complessivo su scala mondiale. Infine, in questo capitolo sono analizzati le possibili cause del fenomeno e i metodi per valutarne l’entità, a fenomeno avvenuto, o da usare a scopo previsionale. Inoltre, è riportato un particolare caso di studio concernente l’esercizio di un impianto pilota IA-MBR (Intermittent Aeration Membrane BioReactor) in cui, mediante una specifica analisi del foaming determinatosi, è stato possibile accertare il contestuale ruolo delle sostanze polimeriche extracellulari (EPS) e dei microrganismi filamentosi idrofobici nella formazione della schium
Sensitivity analysis: fundamentals
No full textSensitivity analysis (SA) is a valuable tool to support the use of mathematical models for environmental systems. Local or global SA (namely, LSA and GSA) are performed in order to better understand processes and to select the most influential factors affecting processes. The main objective of this extended abstract is to provide an informed problem statement of the issues surrounding LSA and GSA applications in the environmental water quality modelling field. Specifically, this paper aims at identifying, for the most popular methods, their potential use, the critical issues to be solved and the limits identified in a comprehensive literature review
Mathematical protocols for calibration of wastewater treatment models
No full textActivated sludge models can be very useful for designing and managing wastewater treatment plants (WWTPs). However, as with every model, they need to be calibrated for correct and reliable application. Activated sludge model calibration is still a crucial point that needs appropriate guidance. Indeed, although calibration protocols have been developed, the model calibration still represents the main bottleneck to modelling. This abstract shows a procedure for the calibration of an activated sludge model based on a comprehensive sensitivity analysis and a novel step-wise Monte Carlo-based calibration of the subset of influential parameters. The key point of the step-wise procedure is that calibration is undertaken for sub-groups of variables instead of solving a complex multi-objective function. Moreover, even with this step-wise approach parameter identifiability issues may occur, but this is dealt with by using the general likelihood uncertainty estimation (GLUE) method, that so far has rarely been used in the field of wastewater modelling. An example from a real case study illustrates the effectiveness of the proposed methodology
Aeration tank and secondary clarifier as one system. in "Activated Sludge Separation Problems: Theory, Control Measures, Practical Experieces. Eds. Rossetti S., Tandoi V., Wanner J.
No full textTraditionally the activated sludge process is treated as two stage process. The first stage (aeration basin) is described in terms of biological processes while the description of the second stage concentrates on processes of biomass separation and thickening. The modern approach to the activated sludge process looks at both the biological and the separation stage as one system. The aim of this chapter is to explain the interactions between the two parts of the activated sludge system
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