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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
2
3
Ai miei genitori
4
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.).
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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;
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 25
Per tener conto dei costi energetici necessari per la raccolta, trattamento
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
e trasporto si moltiplicano i potenziali energetici ottenuti per un fattore
correttivo pari a 0,98.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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].
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
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 0,98
Potenziale energetico dei sottoprodotti da
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)
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Potenziale energetico dei sottoprodotti da
erbacee utilizzabili per fini energetici
(tep/anno)
Italia 2.591.962
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 0,98.
Potenziale energetico dei sottoprodotti da
erbacee al netto dei costi energetici di raccolta,
trattamento e trasporto (tep/anno)
Italia 2.540.123
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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:
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 36
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 37
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:
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 38
- 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.);
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 39
- 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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 40
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 41
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:
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 42
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 43
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 44
• 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,
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 45
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)
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 46
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).
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 47
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 48
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 49
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;
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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;
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 52
• 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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 53
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 54
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 55
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 56
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 57
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,
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 58
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 59
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 60
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 61
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
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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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 63
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 64
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 65
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 66
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 67
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 68
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 69
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).
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 70
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;
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 71
- 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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 72
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 73
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 74
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 75
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 76
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 77
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 78
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 79
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 80
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 81
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).
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 82
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 83
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.
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 84
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
Le biomasse ed il loro sfruttamento energetico
Pagina 85
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
Pagina 86
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).
La digestione anaerobica
Pagina 87
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
La digestione anaerobica
Pagina 88
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.
La digestione anaerobica
Pagina 89
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:
La digestione anaerobica
Pagina 90
� 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
La digestione anaerobica
Pagina 91
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
La digestione anaerobica
Pagina 92
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:
La digestione anaerobica
Pagina 93
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
La digestione anaerobica
Pagina 94
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
digestione anaerobica
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
La digestione anaerobica
Pagina 95
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,
La digestione anaerobica
Pagina 96
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
digestione anaerobica
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
La digestione anaerobica
Pagina 97
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
La digestione anaerobica
Pagina 98
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.
La digestione anaerobica
Pagina 99
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.
La digestione anaerobica
Pagina 100
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.
La digestione anaerobica
Pagina 101
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.
La digestione anaerobica
Pagina 102
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
La digestione anaerobica
Pagina 103
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.
La digestione anaerobica
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).
La digestione anaerobica
Pagina 105
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
La digestione anaerobica
Pagina 106
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.
La digestione anaerobica
Pagina 107
• 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.
La digestione anaerobica
Pagina 108
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.
La digestione anaerobica
Pagina 109
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
La digestione anaerobica
Pagina 110
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
La digestione anaerobica
Pagina 111
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.
La digestione anaerobica
Pagina 112
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.
La digestione anaerobica
Pagina 113
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:
Q è la portata influente
S è la concentrazione di substrato nella portata influente
V è il volume del reattore
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
La digestione anaerobica
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
Q è la portata influente
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
V è il volume del reattore
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:
La digestione anaerobica
Pagina 115
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.
La digestione anaerobica
Pagina 116
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:
La digestione anaerobica
Pagina 117
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.
La digestione anaerobica
Pagina 118
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]
La digestione anaerobica
Pagina 119
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:
La digestione anaerobica
Pagina 120
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.
La digestione anaerobica
Pagina 121
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;
La digestione anaerobica
Pagina 122
• 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
La digestione anaerobica
Pagina 123
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,
La digestione anaerobica
Pagina 124
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.
La digestione anaerobica
Pagina 125
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
La digestione anaerobica
Pagina 126
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
La digestione anaerobica
Pagina 127
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,
La digestione anaerobica
Pagina 128
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
La digestione anaerobica
Pagina 129
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
La digestione anaerobica
Pagina 130
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.
La digestione anaerobica
Pagina 131
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
La digestione anaerobica
Pagina 132
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.
La digestione anaerobica
Pagina 133
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
La digestione anaerobica
Pagina 134
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
La digestione anaerobica
Pagina 135
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.
La digestione anaerobica
Pagina 136
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.
La digestione anaerobica
Pagina 137
Figura 2.12–Rese medie di biogas m
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.
Figura 2.13–Rese medie di biogas m
3/t tq – Scarti di origine animale
La digestione anaerobica
Pagina 138
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.
Figura 2.14–Rese medie di biogas m
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.
La digestione anaerobica
Pagina 139
Figura 2.15–Rese medie di biogas m
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.
La digestione anaerobica
Pagina 140
Figura 2.16–Rese medie di biogas m
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.
Figura 2.17–Rese medie di biogas m
3/t tq – Biomasse oleaginose e proteiche
La digestione anaerobica
Pagina 141
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
La digestione anaerobica
Pagina 142
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.
La digestione anaerobica
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).
La digestione anaerobica
Pagina 144
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
La digestione anaerobica
Pagina 145
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
La digestione anaerobica
Pagina 146
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
La digestione anaerobica
Pagina 147
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.
La digestione anaerobica
Pagina 148
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
La digestione anaerobica
Pagina 149
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
La digestione anaerobica
Pagina 150
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
La digestione anaerobica
Pagina 151
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
La digestione anaerobica
Pagina 152
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
La digestione anaerobica
Pagina 153
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.
La digestione anaerobica
Pagina 154
Tabella 7 – Vantaggi/svantaggi e prestazioni del processo di digestione semi-secco
Criterio Vantaggi Svantaggi
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������
Contenuto in metano 50 – 60%
La digestione anaerobica
Pagina 155
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.
La digestione anaerobica
Pagina 156
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.
La digestione anaerobica
Pagina 157
Tabella 8 – Vantaggi/svantaggi e prestazioni del processo di digestione a secco
Criterio Vantaggi Svantaggi
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 ������
Contenuto in metano 50 – 60%
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:
La digestione anaerobica
Pagina 158
• 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
La digestione anaerobica
Pagina 159
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.
La digestione anaerobica
Pagina 160
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.
La digestione anaerobica
Pagina 161
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
La digestione anaerobica
Pagina 162
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.
La digestione anaerobica
Pagina 163
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.
La digestione anaerobica
Pagina 164
• 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.
La digestione anaerobica
Pagina 165
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.
La digestione anaerobica
Pagina 166
• 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
La digestione anaerobica
Pagina 167
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.
La digestione anaerobica
Pagina 168
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
La digestione anaerobica
Pagina 169
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.
La digestione anaerobica
Pagina 170
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.
La digestione anaerobica
Pagina 171
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;
La digestione anaerobica
Pagina 172
• 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.
La digestione anaerobica
Pagina 173
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,
La digestione anaerobica
Pagina 174
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.
La digestione anaerobica
Pagina 175
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.
La digestione anaerobica
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
La digestione anaerobica
Pagina 177
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
La digestione anaerobica
Pagina 178
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.
La digestione anaerobica
Pagina 179
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.
La digestione anaerobica
Pagina 180
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
Pagina 181
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].
Pretrattamento della biomassa
Pagina 182
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
Pretrattamento della biomassa
Pagina 183
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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 184
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
Pretrattamento della biomassa
Pagina 185
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
Pretrattamento della biomassa
Pagina 186
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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 187
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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 188
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%.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 189
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;
Pretrattamento della biomassa
Pagina 190
• 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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 191
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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 192
Tabella 3.1 – Incrementi della produzione di biogas per diversi pretrattementi termici
Pretrattamento della biomassa
Pagina 193
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.
Pretrattamento della biomassa
Pagina 194
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
Pretrattamento della biomassa
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
Pretrattamento della biomassa
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.
Pretrattamento della biomassa
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.
Pretrattamento della biomassa
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.
Pretrattamento della biomassa
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
Pretrattamento della biomassa
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)
Pretrattamento della biomassa
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
Pretrattamento della biomassa
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
Pretrattamento della biomassa
Pagina 203
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.
Pretrattamento della biomassa
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.
Pretrattamento della biomassa
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,
Pretrattamento della biomassa con O3
Pagina 207
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)
Pretrattamento della biomassa con O3
Pagina 208
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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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
Pretrattamento della biomassa con O3
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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;
Pretrattamento della biomassa con O3
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),
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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;
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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).
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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 .
Pretrattamento della biomassa con O3
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)
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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)
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Figura 4.13 – L’effetto dell’ozono sul CODTOT, CODsol, BOD (run 3)
Pretrattamento della biomassa con O3
Pagina 229
Figura 4.14 – L’effetto dell’ozono sul CODTOT, CODsol, BOD (run 4)
Figura 4.15 – L’effetto dell’ozono sul CODTOT, CODsol, BOD (run 5)
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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%.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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].
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
Pagina 238
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
Pagina 241
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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.
Pretrattamento della biomassa con O3
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;
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 245
- 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:
Laboratorio e risultati sperimentali
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
• Calotta sferica per palloni 500 ml
• Calotta sferica per palloni 1000 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
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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 )
giorni di permanenza
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 263
Quarto reattore (D0.1A):
giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0
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):
giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0
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):
giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0
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 )
giorni di permanenza
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 )
giorni di permanenza
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 )
giorni di permanenza
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 264
Settimo reattore (D0.2A):
giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0
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):
giorni h (cm) V (cm3) 0 0 0
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 )
giorni di permanenza
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 )
giorni di permanenza
Laboratorio e risultati sperimentali
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)
giorni di permanenza
produzione biogas
0,2 B
0,2 A
0,15
0,1 B
0,1 A
0,05
0
Laboratorio e risultati sperimentali
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
giorni di permanenza
D2A
D1B
D1A
D0
D15
D05
Laboratorio e risultati sperimentali
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
giorni di permanenza
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]
Laboratorio e risultati sperimentali
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]
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Reattore 4 0,0125 mgO3/gSTi
Reattore 5 0,025 mgO3/gSTi
Reattore 6 0,025 mgO3/gSTi
Reattore 7 0,05 mgO3/gSTi
Reattore8 0,05 mgO3/gSTi
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
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.
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 278
Bibliografia
[1] Erden G., Demir O., Filibeli A., Effect of ozone oxidation and ultrasonic
treatment on aerobic digestibility, Bioresource Technology, Elsevier 2010.
[2] Reynolds T., Aerobic digestion of thickened waste activated sludge,
Proceedings 28th Industrial Waste Conference, Purdue University, Lafayette,
Indiana, 1973.
[3] C. Bettiol, A. Calabria, D. Di Palma, M. Di Veroli, M. Lucentini, prof. V.
Naso, L. Rubini, F. Schina, G. Simeoni, Energia, liberi di crescere, Armando
Editore, Roma Ottobre 2004.
[4] A. Calabria, M. Di Veroli, L. Rubini,Studio sulla tecniche di conversione
energetica delle biomasse, Dipartimento di Meccanica e Aeronauitica,
Università degli Studi di Roma “La Sapienza”, Roma 2003.
[5] Caserta G., Prospettive e limiti nell’uso energetico delle biomasse, in
Energie Alternative –HTE, anno 12 n°68, Milano Italia, 1990.
[6] Rubini L., Cianci Venturi P., Biomasse per l’energia Collana Ecoenergie,
ISES Italia, Roma 2002.
[7] Calabria A., Crocè C., Rubini L., L’organizzazione della filiera delle
biomasse in Italia CIRPS
[8] Calabria A., Rubini L., Calcolo del potenziale energetico delle biomasse,
Progetto PERSEA, Roma 2002.
[9] V censimento generale dell’agricoltura, ISTAT
[10] Gavala H. et al. (2003), Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of primary and secondary sludge, Water Research, 37 (19), 4561-4572
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 279
[11] Climent, M. et al. (2007), Effects of thermal and mechanical pretreatments of secondary sludge on biogas production under thermophilic conditions, Chemical Engineering Journal, 133 (1-3), 335-342
[12] Andreottola G. et al. (2008), Minimizzare i fanghi di depurazione. Strategie integrate nel trattamento delle acque reflue, Università di Trento, DICA [13] Bougrier C., Delgenès J.P., Carrère H. (2008), Effects of thermal treatments on five different waste activated sludge samples solubilisation, physical properties and anaerobic digestion, Chem Eng. J. 139, 236-244
[14] Neyens E. et al. (2004), Advanced sludge treatment affects extracellular polymeric substances to improve activated sludge dewatering, J. Hazard. Mater. 106, 83-92 [15] Barjenbruch, M., O. Kopplow, (2003), Enzymatic, mechanical and thermal pre-treatment of surplus sludge, Adv. Environ. Res., 7: 715-720 [16] Stuckey D., McCarty P. (1984), The effect of thermal pretreatment on the anaerobicbiodegradability and toxicity of waste activated sludge, Water Research 18 (11), 1343-1353 [17] Pinnekamp J. (1989), Effects of thermal pretreatment of sewage sludge on anaerobic digestion, Wat. Sci. Tech. 21 (4-5, 5 pt 1), 97-108 [18] Li Y-Y, Noike T. (1992), Upgrading of anaerobic digestion of waste activated sludge by thermal pretreatment, Wat. Sci. Tech. 26 (3-4), 857-866 [19] Neyens, E. and Baeyens, J. (2003), A review of thermal sludge pre-treatment processes toimprove dewaterability, Journal of Hazardous Materials, 98 (1-3), 51-67 [20] Hiraoka M. et al. (1985), Highly Efficient anaerobic digestion with thermal pre-treatment, Wat. Sci. Tech. 17 (4-5), 529-539 [21] Valo, A., H. Carrere, J.P. Delgenes, (2004), Thermal, chemical and thermo-chemical pre-treatment of waste activated sludge for anaerobic digestion, J. Chem. Technol. Biotechnol., 79: 1197-1203 [22] Harrison, S.T.L. (1991), Bacterial cell disruption: a key unit operation in the recovery of intracellular products, Biotechnology Advances, 9 (2), 217-240
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 280
[23] Portenlanger, G. (1999), Mechanical and radical effects of ultrasound,TU Hamburg-Harburg Reports on Sanitary Engineering, 25, GFEU-Verlag, 139–151 [24] Mason, T.J. (1990), Sonochemistry: The uses of ultrasound in chemistry, The Royal Society of Chemistry, Cambridge, 157. [25] Young, F.R. (1989), Cavitation, 40–76. McGraw-Hill Book Company, Maidenhead,UK. [26] Tiehm, A., Nickel, K., Neis, U. (1997), The use of ultrasound to accelerate the anaerobicdigestion of sewage sludge, Water Science Technology, 36 (11), 121–128 [27] Hua, I.I. and Hoffmann, M.R. (1997), Optimization of ultrasonic irradiation as an advanced oxidation technology, Environmental Science and Technology,31, 2237–2243
[28] Petrier, C. and Francony, A. (1997), Incidence of wave-frequency on the reaction rates during ultrasonic wastewater treatment, Water Science Technology, 35 (4), 175-180 [29] Neyens, E. and Baeyens, J. (2003), A review of thermal sludge pre-treatment processes toimprove dewaterability, Journal of Hazardous Materials, 98 (1-3), 51-67 [30] Chu. C.P et al. (2001), Observations on changes in ultrasonically treated waste-activated sludge, Water Research, 35 (4), 1038-1046 [31] Bunrith,S. (2008),Anaerobic digestibility of ultrasound and chemically pretreated waste activated sludge, Asian Institute of Technology School of Environment, Resources and Development Thailand. [32]Cui, R., Jahng, D., Nitrogen control in AO process with recirculation of solubilized excess sludge, Water Research 38 (5), 1159–1172, 2004.
[33] Hoigne J. and H. Bader (1976), The Role of Hydroxyl Radical Reactions in Ozonation Processes in Aqueous Solutions, Water Res. 10(6): 377–386 [34] Danckwerts, P.V. (1970), Gas-Liquid Reactions,New York, McGraw-Hill
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 281
[35] Deleris, S.(2001), Reduction de la production de boues par couplage d’un procede´ chimique et d’une boue active´, Ph. D. Thesis No. 621, Toulouse, France: INSA [36] Cesbron, D.(2004), Caracterisation et analyse des competitions lors de l’action de l’ozone sur une boue : implications pour un procede´ de reduction de production de boue combinant traitement biologique et oxidation, Ph.D. Thesis No. 756, INSA: Toulouse, France [37] Salhi, M.(2003), Procedes couples boues actives—ozonation pour la reduction de la production de boues: etude, modelisation et integration dans la filiere de traitement de l’eau, Ph. D. Thesis No. 710, INSA: Toulouse, France [38] Yeom, I.T. et al. (2002), Effects of ozone treatment on the biodegradability of sludge from municipal wastewater treatment plants, Water Science and Technology 46 (4–5), 421–425 [39] Chu, L.B. et al. (2008), Enhanced sludge solubilization by microbubble ozonation, Chemosphere 72 (2), 205–212 [40] Bougrier, C. et al. (2006), Effect of ultrasonic, thermal and ozone pre-treatments on waste activated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability, Chemical Engineering and Processing 45 (8), 711–718 [41] Deleris, S. et al. (2002),Minimization of sludge production in biological processes: an alternative solution for the problem of sludge disposal, Water Science and Technology 46 (10), 63–70 [42] Zhao, Y.X. et al. (2007),Observations on ozone treatment of excess sludgei Water Science and Technology 56 (9), 167–175 [43] Park, K.Y. et al. (2004),Ozone disintegration of excess biomass and application to nitrogen removal, Water Environment Research 76 (2), 162–167 [44] Saktaywin, W. et al. (2005),Advanced sewage treatment process with excess sludge reduction and phosphorus recovery, Water Research 39 (5), 902–910 [45] Lee, J.W. et al. (2005),Operational strategies for an activated sludge process in conjunction with ozone oxidation for zero excess sludge production during winter season, Water Research 39 (7), 1199–1204
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 282
[46] Kobayashi, T. et al. (2001),Study on sludge reduction and other factors by use of an ozonation process in activated sludge treatment, In: 15th Ozone World Congress Conference, London [47] Nishimura, F., Katoh, G., Fujiwara, T. (1999),Improvement and reduction of activated sludge by ozonation and its application to wastewater treatment, In: 15th World Congress IOA, London [48] Yan, S.T. et al. (2009),Analysis of the mechanism of sludge ozonation by a combination of biological and chemical approaches, Water Research 43, 195–203 [49] Martins, A.M.P. (2004), Filamentous Bulking Sludge—A Critical Review, Water Res. 38:793–817 [50] Schuerch, C. J.(1963),polvm,Sci., PerfC, 2, 79-95 [51] Lantlcan. D. M.(1965),Ind. Eng. Chem. Rod. Res. Dev., 2, 86-70 [52] Katal, A.; Schuerch, C. J.(1966) Pdym. Sci.: Part A-1, 4, 2883-2703 [53] Moore. W. E.; Effland. M.; Slnha. E.; Bwdick, M. P.; Schuerch, C. (1966)Tappl [54] Cesbron, D. et al. (2003),Study of competition for ozone between soluble and particulate matter during activated sludge ozonation, Chemical Engineering Research & Design 81 (A9), 1165–1170 [55] Manterola, G., Uriarte, I., Sancho, L. (2008),The effect of operational parameters of the process of sludge ozonation on the solubilisation of organic and nitrogenous compounds, Water Research 42 (12), 3191–3197 [56] Wang, Z. et al.(2008),Bench-scale study on zero excess activated sludge production process coupled with ozonation unit in membrane bioreactor,Journal of Environmental Science and Health Part A-Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering 43 (11), 1325–1332 [57] Kamiya, T., Hirotsuji, J., (1998),New combined system of biological process and intermittent ozonation for advanced wastewater treatment, Water Science and Technology 38 (8–9), 145–153
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 283
[58] Goel, R., Tokutomi, T., Yasui, H. (2003a), Anaerobic digestion of excess activated sludge with ozone pretreatment, Water Science and Technology 47 (12), 207–214
[59] Lin. J.G et al., BMP test on chemically pretreated sludge, Bioresource
Technology, 68, 187-192, 1999
[60] Salsabil M.R., Laurent L., Casellas M. Dagot C., ), Techno-economic
evaluation of thermal treatment, ozonation and sonication for the reduction of
wastewater biomass volume before aerobic or anaerobic digestion, Journal of
Hazardous Materials,174. Elsevier 2009.
[61] Climent, M. et al., Effects of thermal and mechanical pretreatments of
secondary sludge on biogas production under thermophilic conditions,
Chemical Engineering Journal, 133 (1-3), 335-342. 2007
[62] Valo, A., H. Carrere, J.P. Delgenes, Thermal, chemical and thermo-
chemical pre-treatment of waste activated sludge for anaerobic digestion, J. Chem. Technol. Biotechnol., 79: 1197-1203, 2004
[63] Barjenbruch, M., O. Kopplow, , Enzymatic, mechanical and thermal
pretreatment of surplus sludge, Adv. Environ. Res., 7: 715-720, 2003.
[64] Wang. Q et al., Degradation of volatile fatty acids in highly efficient
anaerobic digestion, Biomass and Bioenergy, 16, 407-416. 1999.
[65] De Mes, T. et al., Methane production by anaerobic digestion of
wastewater and solid wastes, Reith, J.H., Wijffels, R.H. 2003.
[66] Khanal. S.K. et al, Ultrasonic application in wastewater sludge
pretreatment, Critical reviews in Environmental Science andTechnology, 37,
277-313, 2007.
[67] Yeom, I.T. et al., Effects of ozone treatment on the biodegradability of
sludge from municipal wastewater treatment plants, Water Science and
Technology 46 (4–5), 421–425, 2002.
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 284
[68] Park, K.Y. et al., Ozone disintegration of excess biomass and application
to nitrogen removal, Water Environment Research 76 (2), 162–167, 2004.
[69] Bougrier, C. et al., Effect of ultrasonic, thermal and ozone pretreatments
on waste activated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability,
Chemical Engineering and Processing 45 (8), 711–718, 2006.
[70] Neyens, E. and Baeyens, J. (2003), A review of thermal sludge pre-
treatment processes to improve dewaterability, Journal of Hazardous Materials,
98 (1-3), 51-67 2003.
[71] Petrier, C. and Francony, A., Incidence of wave-frequency on the
reaction rates during ultrasonic wastewater treatment, Water Science Technology, 35 (4), 175-180, 1997.
[72] Portenlanger, G., Mechanical and radical effects of ultrasound,TU Hamburg-HarburgReports on Sanitary Engineering, 25, GFEU-Verlag, 139–151,1999.
[73] Harrison, S.T.L., Bacterial cell disruption: a key unit operation in the
recovery of intracellular products, Biotechnology Advances, 9 (2), 217-240, 1991
[74] Ahring. B.K. et al., Volatile fatty acids as indicators ofprocess imbalance
in anaerobic digestors, Appl Microbiol Biotechnol, 43, 559-565.1995 [75] Kim. M, Ahn. Y.H and Speece. R.E ,Comparative process stability and
efficiencyof anaerobic digestion; mesophilic vs. Thermophilic, Water Research, 36, 4369-4385. 2002.
[76] Sang-Tan Yan, Li-Bing Chu, Xin-Hui Xing, An-Feng Yu, Xu-Lin Sun, Jurcik
B., Analysis of the mechanism of sludge ozonation by a combination of
biological and chemical approaches, Water Research n°43 pp. 195-203,
Elsevier, 2009.
Laboratorio e risultati sperimentali
Pagina 285
[77] Del Borghi A., Zilli M., Converti A., Digestione anaerobica termofila di
miscele preidrolizzate di rifiuti solidi agricoli ed urbani, Congresso Gricu, Ferrara
23-25 settembre 1998.
[78] Yasui H. Matsuhashi R., Noike T., Harada H., Anaerobic digestion with
partial ozonation minimises greenhouses gas emission from sludge treatment
and disposal, Water Science & Technology vol 53 n°3 pp.255-263, IWA
Publisching, 2006.
[79] Manterola G., Uriarte I., Sancho L., The effect of operational parameters
of the process of sludge ozonation on the solubilisation of organic and
nitrogenous compounds, Water Research n°42 pp. 3191-3197, Elsevier, 2008.
[80] Lee J.W., Cha H., Park K.Y., Song K., Ahn K., Operational Strategies for an
activated sludge process in conjunction with ozone oxidation for zero excess
sludge production during winter season, Water Research n°39 pp. 1199-1204,
Elsevier, 2005
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