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Moving Bed: il filtro biologico a letto fluido

Il Moving Bed o MBBR, in italiano il reattore biologico a letto fluido, è stato sviluppato e brevettato in Norvegia nel periodo compreso tra la fine del 1980 e l’inizio 1990 e tutt’ora usato, con successo, anche nel trattamento biologico delle acque in allevamenti ittici.

Descrizione del filtro e dei supporti del biofilm batterico

Gli MBBR utilizzano supporti in materiale plastico con una densità prossima a quella dell’acqua (i Kaldnes sono in polietilene (PEHD) con una densità di 0,95 g / cm) mantenuti sospesi e mobili all’interno del reattore biologico mediante insufflazione di aria dal fondo attraverso apposite soffianti.

Questi supporti di plastica presentano un design ad elevata superficie specifica e protetta e sono studiati per massimizzare la superficie attiva di biofilm nei reattori;  reattori che hanno così  insignificanti perdite di carico, sono senza necessità di controlavaggio periodico e non suscettibili di intasamento.

L’idea alla base dello sviluppo del MBBR Kaldnes fu quella di adottare le migliori caratteristiche del processo a fanghi attivati ​​unite a quelle dei processi di filtraggio biologico escludendone nel contempo le criticità.

moving bed

Contrariamente alla maggior parte dei filtri a biofilm  il MBBR utilizza l’intero volume del filtro per la crescita della biomassa e contrariamente al reattore a fanghi attivi, non necessita di riciclo fanghi.

Tutto questo si ottiene favorendo la crescita di biomassa su vettori che si muovono liberamente nel volume d’acqua all’interno del reattore.

Il sistema può essere implementato sia in modalità aerobica che anossica o anaerobica.

Nei processi aerobici il movimento dei vettori di biofilm è causato dall’agitazione generata dall’aria insufflata, mentre in anossica o anaerobica un miscelatore ad albero orizzontale mantiene i vettori movimento.

Un importante vantaggio del reattore biologico a letto mobile è la possibilità di modulare la frazione di riempimento di vettori nel reattore a secondo del carico medio di sostanza organica da eleborare, con una indicazione consigliata comunque inferiore al 70 % del volume totale.

Nella scelta del tipo di Kaldnes, poiché la biomassa cresce principalmente sulla superficie protetta all’interno dei vettori, è necessario considerare solo la superficie efficace dei vettori come in esempio nella tabella sottostante e non la superficie totale che è significativamente più grande dell’area effettiva di superficie del biofilm.

 

Dati tecnici di alcune tipologie di Kaldnes Tipo di Kaldnes
K1 K2 K3
Diametro nominale 9,1 15 25
Lunghezza nominale 7,2 15 12
Densità di massa 150 95 100
Area di superficie specifica per il biofilm (m2/m3) 500 350 500
Area di superficie specifica al 60% di riempimento (m2/m3) 300 210 300

Ad oggi sono presenti sul mercato anche le famose “patatine”, le BiofilmChips che raggiungono aree di superficie pari a 1200 m2/m3.  

Anche se la superficie protetta totale è 2,4 volte superiore a quella del K1 questa non è la sola differenza tra i due tipi di supporto.

Il valore aggiunto è che l’area protetta o zona tranquilla nella BioChip è stata progettata per essere l’ambiente ideale non solo di batteri ma anche per i micro animali come il Vorticella che, filtrando 10.000 volte il proprio volume per ora, elimina detriti fino a 5 micron di dimensione!.

Le zone silenziose create dallo strato idrofilo nella cavità delle Biochip permettono a questi protozoi di prosperare. Con altri tipi di supporto saranno eliminati.

Un interessante mix di collaborazione tra supporti risulta quindi essere formato da un 25% di BioChip sul volume totale di media K1/K3 nel reattore.

Qualunque soluzione di supporto comunque si scelga di adoperare è molto importante mantenere uno spessore efficace del biofilm, tenendo conto che la sua profondità di penetrazione nel substrato plastico normalmente è inferiore a 100 µm.

Il biofilm ideale si deve presentare sottile e uniformemente distribuito sulla superficie del supporto; per ottenere questo risultato la turbolenza (volume di aria immessa) nel reattore riveste grande importanza, sia sotto l’aspetto del trasporto del biofilm sui substrati, sia per mantenere un basso spessore dello stesso a causa delle forze di tranciatura.

Con una adeguata areazione (e conseguente movimentazione dei supporti) si riduce al minimo un tipico inconveniente del letti fluidi sommersi. In questi, poichè i batteri si moltiplicano e si sviluppano sui bio-elementi di supporto (bio-media), lo spessore dello strato del bio-film (strato di microorganismi) rischia di crescere senza controllo. Man mano che il bio-film si sviluppa, anche i nutrienti, quali ossigeno ed ammonio, non riescono a raggiungere gli strati batterici più interni.

E quando l’ossigeno non raggiunge più l’interno del bio-film si vengono a creare le cosiddette condizioni anaerobiche, la comunità batterica si modifica e le specie anaerobiche prendono il sopravvento, spostando i processi verso la denitrificazione. Questo riduce la superficie attiva per il processo di nitrificazione e di conseguenza, i batteri vecchi e inattivi si accumulano dentro al bio-film.

Tali modifiche e l’aumento di microbi poco attivi pregiudicano seriamente il rendimento dei biofiltri, e il processo di denitrificazione è, nel migliore dei casi, non quantificabile ed incontrollabile.

Un volume d’aria corretto è cinque volte superiore al volume del bio-reattore (espresso in m3 aria per ora) con capacità di ricambio di oltre il 50%.

Tuttavia, durante l’avviamento del bio-reattore, l’aerazione dovrebbe essere più delicata per consentire al bio-film di attecchire stabilmente.

Ecco un filmato su come dovrebbe essere una adeguata areazione:

DIMENSIONI DEL REATTORE

Le proporzioni fra profondità dell’acqua e diametro del contenitore svolgono un ruolo essenziale per l’idraulica e per il grado di miscelazione che si può ottenere. Nel caso in cui, per supportare l’agitazione ed il mescolamento, vengano usati solo i diffusori, si pone un limite ai risultati ottenibili nella pratica.

I contenitori stretti ed alti creano un vincolo fisico per la miscelazione dei bio-media, e durante la stessa si può verificare che nei reattori molto larghi si renda virtualmente impossibile creare i presupposti per una buona pulizia. E’ raccomandato non superare il valore di 1,2 nel rapporto tra altezza e diametro (es.: altezza cm 120 e Ø cm 100), e non scendere sotto il valore di 1.

E’ ottimale imprimere un movimento circolatorio dei supporti.

Nitrificazione

Questa fase nei MBBR – Kaldnes è stata accuratamente studiata e, come tutti i reattori biologici, i tassi di nitrificazione sono influenzati dal carico organico, dalla concentrazione di ossigeno disciolto (DO) nel reattore, dalla concentrazione di azoto ammoniacale totale (TAN), dalla temperatura e dal pH.

Un esempio della relazione tra il tasso di rimozione  della TAN, la concentrazione DO e il carico organico carico, è visibile nel seguente grafico:

Dove si puo vedere come ad un carico organico di 1gBOD5/m2  di biofilm / giorno, il tasso di rimozione TAN di 1 gNH4-N / (m2 giorno) è stato raggiunto in una concentrazione DO di circa 5 mg / L, mentre per ottenere la stessa velocità di rimozione del TAN ad un carico organico di  3 gBOD5/m2/ /giorno il reattore deve essere fatto funzionare ad una concentrazione DO di circa 8 mg / L.

A causa degli effetti di diffusione nel biofilm i tassi di nitrificazione sono quindi molto dipendenti dalle concentrazioni di TAN e DO. Normalmente l’ossigeno sarà il fattore limitante del substrato a concentrazioni elevate di TAN e la TAN sarà il fattore limitante del substrato a basse concentrazioni di TAN stessa.

Ciò è ancora più significativo nei nostri laghetti dove la concentrazione di azoto ammoniacale sarà normalmente meno di 1 mg NH4-N / L,  e quindi, per i nostri scopi pratici, farà della stessa bassa TAN il fattore limitante del nostro substrato batterico.

E’ possibile prevedere i tassi di nitrificazione, in MBBR, con TAN come limitazione del substrato, attraverso il modello matematico sviluppato da Rusten et al. nel 1995 e mostrato nella seguente equazione:

dove Rn = al tasso di nitrificazione espresso in g NH4-N/(m2 d); K = alla costante di reazione (calcolata in 0,50);

Sn = concentrazione di TAN nel reattore espressa in mg NH4-N/L;

n = costante dell’ordine di reazione stabilita in n= 0.7 nello studio Hem et al (1194).

In presenza di sostanza organica biodegradabile, l’attività eterotrofica nello strato esterno del biofilm riduce la concentrazione di ossigeno disponibile per la nitrificazione (Harremoës, 1982) che quindi dovrà essere compensata per non ridurre il carico invece necessario alle Koi.

In un reattore MBBR, la riduzione della concentrazione DO su questo strato esterno è stato stimato in circa 0,5 mg O2 / L per carichi organici molto bassi  (Rusten et al., 1995a) come potrebbero essere i nostri.

I batteri nitrificanti sono organismi a crescita lenta e sarà sempre necessario prevedere un lungo periodo di tempo per raggiungere la piena potenziale nitrificazione  in un reattore a biofilm.

Anche negli impianti di trattamento delle acque reflue comunali che mostrano una maggiore concentrazione di ammonio rispetto ad allevamenti ittici, i tassi di nitrificazione sono ancora in aumento dopo un anno di funzionamento (Boller e Gujer, 1986)

L’approccio migliore per lo start-up di un reattore MBBR con vettori di biofilm vergini non precedentemente esposti a TAN, né inoculati con fanghi attivi è prevedere un avviamento a carico basso e con bassa densità di pesce; in caso contrario avremo picchi di nitrito dannosi per le nostre Koi.

Conclusioni

Quando sono adeguatamente progettati, nei reattori biologici a letto fluido (MBBR) l’intero volume del reattore è attivo senza nessun spazio morto, ciò fa sì che rispetto alla forma tradizione del letto filtrante sommerso si assista ad una resa percentuale maggiore della nitrificazione, dato che quando i solidi separati si depositano in eccesso sulla superficie del letto filtrante, tendono a crearsi all’interno del substrato delle soluzioni di continuità con formazione di circuiti preferenziali entro cui l’acqua fluisce rapidamente, annullando o riducendo l’efficienza del trattamento di filtrazione.

Ciò determina un’ossigenazione irregolare del substrato con formazione di aree morte dove lo sviluppo dei batteri aerobi risulta inibito; depontenziamento che non avviene nel filtraggio a letto fluido.

Inoltre, il funzionamento prolungato dei letti filtranti sommersi comporta la formazione in superficie di detrito ovvero di materiale aggregato che tende ad accumularsi in superficie. La formazione del detrito è il risultato dei due meccanismi di agglutinazione e di successivo adsorbimento (Riley, 1963). L’agglutinazione è probabilmente il meccanismo dominante sulla superficie del letto filtrante, dove si concentra il particellato; inizialmente, le particelle aggregate aderiscono ai granuli di substrato per riempire poi gli interstizi e aggregarsi per attrazione elettrostatica fino ad assumere dimensioni visibili a occhio nudo.

Il secondo meccanismo, responsabile della crescita del detrito, agisce a livello dell’interfaccia aria-acqua; in presenza di bolle d’aria all’interno della massa liquida, tali molecole formano una pellicola intorno ad esse; quando le bolle emergono in superficie lasciano la pellicola organica, sotto forma di un sottile strato superficiale che può poi sedimentare attraverso la colonna d’acqua e favorire l’ulteriore aggregazione di altre sostanze in soluzione.

La forza di tranciatura esercitata dal movimento dei Kaldness mantiene il biofilm alla misura ottimale di performance.

 

Fonti bibliografiche:

Design and operations of the Kaldnes moving_bed biofilm reactors – Bjorn Rusten at al., 2005 – Aquateam Norvegian Water Technology Centre

Evaluation of static low density media filters   –  Cynthia Wagener – Tesi in Ingegneria ambientale – Louisiana State University, 2000

Hem, L. J., Rusten, B., φdegaard, H. (1994). Nitrification in a moving bed biofilm reactor. Wat.  Res., 28(6), 1425-1433

Rusten, B., Kolkinn, O. and φdegaard, H. (1997). Moving bed biofilm reactors and chemical precipitation for high efficiency treatment of wastewater from small communities. Wat. Sci.  Tech., 35(6), 71-79.

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