CARATTERIZZAZIONE DI REFLUI CIVILI E INDUSTRIALI CON L’USO DI TECNICHE RESPIROMETRICHE.

Ing. Simone Caffaz, Publiacqua SpA, e-mail S.Caffaz@publiacqua.it

INTRODUZIONE

L’applicazione dei metodi di caratterizzazione avanzata delle acque reflue da trattare con processi biologici è particolarmente utile e diffusa nel dimensionamento o nel monitoraggio di un reattore biologico. I modelli matematici utilizzati oggi, come ad esempio i modelli ASM dell’IWA (es. ASM n.1, Henze et al., 1987), nella progettazione di impianti di depurazione, nella verifica degli stessi e nell’ottimizzazione di processo, richiedono per il loro corretto impiego la stima dei parametri cinetici e stechiometrici e il frazionamento dei substrati carboniosi e dei nutrienti (azoto e fosforo) contenuti nei reflui trattati. I modelli ASM consentono di effettuare il dimensionamento di un processo a fanghi attivi tramite bilanci di massa che riguardano le sostanze organiche, quantificate in termini di COD, l’azoto e il fosforo. Il COD sostituisce il BOD nella quantificazione dei substrati organici in quanto è il parametro che può generare correlazioni tra substrati, biomasse e ossigeno consumato in termini di elettroni equivalenti. Per valutare i consumi di ossigeno, la produzione di fango, i rendimenti nella rimozione dei nutrienti, il COD totale contenuto nei reflui trattati deve essere frazionato in più componenti come riportato in figura 1 (Melcer et al., 2003). Il grado di frazionamento del COD dipende dal tipo di modello che si vuol utilizzare. Il primo grande frazionamento comunque divide il COD biodegradabile da quello non biodegradabile. Il COD biodegradabile è la grandezza che deve sostituire il BOD nella progettazione dei processi a fanghi attivi, negli SBR, negli MBR, nei processi a biomassa adesa ecc.. Si può quantificare la frazione organica biodegradabile di un refluo in termini di BOD (Biochemical oxygen demand); tuttavia tale parametro presenta considerevoli limitazioni a causa di: a) Tempi lunghi per l’esecuzione del test, generalmente da 5 a 20 giorni (BOD5, BOD20 ecc.) b) Scarsa ripetibilità dei test di BOD in quanto di difficile standardizzazione. Analogamente il COD totale (Chemical Oxygen Demand), pur accorciando i tempi di misura analitica, non considera i differenti livelli di biodegradabilità delle componenti presenti. Le tecniche respirometriche consentono, invece, di ottenere il frazionamento del COD totale in parte biodegradabile e parte non biodegradabile, e poi suddividere la stessa parte biodegradabile in frazioni alle quali è associata una velocità di ossidazione ed uno specifico processo di degradazione biologica. Le classi di COD che normalmente vengono considerate sono cinque (fig.1):

1) COD rapidamente biodegradabile o RBCOD (Readly Biodegradable COD): è la frazione costituita dai substrati solubili rapidamente biodegradabili come acetato, glucosio, etanolo ecc. La distinzione tra rapidamente e lentamente biodegradabile si basa sulla cinetica di rimozione. Generalmente i substrati prontamente biodegradabili in prove batch in condizioni di basso S0/X0 (con crescita di biomassa trascurabile) sono rimossi in qualche ora o frazione mentre i substrati lentamente biodegradabili necessitano di tempi che variano da uno a più giorni. Lo RBCOD costituisce in genere circa il 10-20% del COD totale di un’acqua reflua civile non sedimentata. Di questa frazione i VFA (in particolare acetato) costituiscono una percentuale pari al 50-70% ( Andreottola et al., 2001).

2) COD lentamente biodegradabile o SBCOD (Slowly Biodegradable COD): è rappresentata dal substrato lentamente biodegradabile particolato, dalla porzione di substrato particolato rapidamente idrolizzabile RHCOD (Rapidly Hydrolysable COD) e dalla frazione di substrati colloidali. Costituisce in genere la parte predominante della frazione biodegradabile del COD ed è costituito da molecole complesse che devono essere idrolizzate prima di essere assimilate dalle cellule microbiche. Normalmente si ottengono frazioni di SBCOD comprese tra il 40 e il 60%. Nei modelli ASM lo SBCOD è identificato da un'unica variabile di stato definita come XS che in generale ingloba anche parte della frazione

1

rapidamente idrolizzabile e la frazione colloidale che viene bioflocculata rapidamente dal fango attivo e quindi idrolizzata. La frazione rapidamente idrolizzabile comunque è presente sia in fase solubile sia in fase solida e generalmente nei modelli ASM può essere inglobata nella frazione di RBCOD.

3) COD particolato non biodegradabile (XI): la frazione particolata inerte è costituita da molecole complesse sedimentabili che non vengono attaccate dagli enzimi idrolitici ma che si accumulano nelle vasche a fanghi attivi. Normalmente si attesta tra il 10 e il 20 % del COD totale. La determinazione della frazione XI è fondamentale per la progettazione in quanto è determinante nella stima della produzione di fango.

4) COD solubile non biodegradabile (SI): rappresenta la somma delle sostanze organiche non biodegradabili solubili che inevitabilmente finiscono nell’effluente finale di un impianto di depurazione. La sua determinazione equivale a definire il rendimento dell’impianto su COD in condizioni stabili di separazione solido-liquido. La percentuale nei liquami civili è compresa tra il 2 e il 15% del COD totale.

5) Biomassa attiva. La frazione di biomassa attiva del COD è dato dalla somma della frazione eterotrofa XH e di quella autotrofa XA, contenute nel refluo e prodotte dai processi di depurazione biologica che avvengono nei condotti fognari. Mentre la frazione autotrofa è sempre trascurabile, quella eterotrofa può essere consistente ed intorno al 15% del COD totale.

COD totale influente CODt,inf

COD Biodegradabile COD non biodegradabile Biomassa attiva (XH+XA)

Rapidamente

biodegradabile Lentamente

biodegradabile Solubile non

biodegradabile Particolato non Biodegradabile SBCOD Ss SI XI

Complessi VFA Colloidali Particolato

SF Sa SCOL XS

Figura 1. Schemi di frazionamento del COD in acque reflue.

VFA solubili

Composti non -VFA

SI

Colloidale(Scol)

Particolato (XS)

Solubile biodegradabile

ffCOD (flocculato-filtrato)

Solubile non biodegradabile

COD Filtrato

COD Totale Lentamente

biodegradabile

Particolato non biodegradabile

Particolato (XI)

2

RESPIROMETRIA La respirometria si basa essenzialmente sulla misura del consumo di ossigeno da parte di un

fango attivo in risposta a determinate iniezioni di substrato nel fango stesso opportunamente disposto in un bioreattore da laboratorio in condizioni aerobiche. Il rateo di consumo di ossigeno biologico OUR ("Oxigen Uptake Rate") è una grandezza direttamente correlabile al consumo di substrato da parte della biomassa, quindi alla sua cinetica di crescita.

( ) endHendes OURdt

)t(dSYOUROUR)t(OUR +−=+= 1 (1)

dove S è il substrato degradato in termini di concentrazione di COD, YH è la resa eterotrofa massima o termodinamica espressa come g COD-biomassa/g COD-substrato, OURend è il rateo di consumo di ossigeno per il metabolismo endogeno. Il primo termine dell'espressione (1) prende anche il nome di rateo di consumo esogeno OURes per evidenziare la sua dipendenza dal substrato. Formule analoghe valgono per i composti azotati come ammonio e nitrito, ma al posto del termine (1-Y) ci saranno rispettivamente i termini (3.43-YA1) e (1.14-YA2) dove YA sono le rese autotrofe per i batteri nitrificanti AOB e NOB. Numerosi sono i respirometri oggi disponibili sul mercato. La misura del consumo di ossigeno può avvenire sia in fase gassosa (Challenge Environmental Systems, Inc.) che in fase liquida. I respirometri con misura del DO in fase liquida vengono classificati in funzione della fluidodinamica del reattore, cioè della presenza o assenza di flusso di liquido e di gas attraverso il reattore stesso. I respirometri chiusi (static liquid-static gas, es. NITROX, Surmacz-Gorska et al., 1995) sono quelli costituiti da un reattore batch senza scambio di liquidi o gas e dove l’OUR è misurato come nella (2):

( )tOURdt

dDO−= (2)

I respirometri aperti (es RODTOX, static liquid - flowing gas) prevedono invece un flusso di aria continuo dentro il bioreattore e in tal caso la misura dell’OUR è data dalla (3):

( ) ( )DODOaKtOURdt

dDOsatL −×+−= (3)

Dove KLa è il coefficiente di trasferimento globale dell’ossigeno nel reattore, DOsat e DO sono rispettivamente le concentrazioni di ossigeno disciolto a saturazione e presente nel reattore. Esistono infine respirometri ibridi che sono costituiti da un reattore chiuso ad uno aperto collegati (es. RA1000, Spanjers,1990), i quali scambiano massa liquida tra loro. La misura dell’OUR nasce dal bilancio di massa dell’ossigeno disciolto ottenuto nel reattore chiuso. Un esempio di respirometro ibrido è quello sviluppato dall’area controllo di ricerca e sviluppo di Publiacqua e dall’Università di Firenze (S. Marsili-Libelli e F. Tabani, 2002). Il respirometro è costituito da un reattore batch da 2L aerato e a miscelazione completa (Applikon B.V.), una camera di respirazione chiusa ermeticamente (125 ml), una pompa peristaltica (Watson-Marlow 313U), una sonda ad ossigeno inserita nella camera di respirazione e relativo ossimetro (WTW Oxi 3000), una scheda di acquisizione (National Instruments PCI MIO 16E 1) e un software di automazione (National Instruments Labview 5.0). La temperatura e il pH sono controllati rispettivamente da un criotermostato (Haake) e da titolatore automatico (Biocontroller 1030 Applikon). Due tecniche respirometriche possono essere utilizzate. La prima definita “stopped-flow”è ottenuta mediante iniezioni di substrati nel batch aerato che alimenta in modo discontinuo tramite pompa peristaltica, comandata da un PC, la camera respirometrica. Ogni carico della camera respirometrica corrisponde con un ciclo di misura dell’OUR secondo la (2). La curva risultante dai punti OUR accumulati nel tempo è chiamata respirogramma. La seconda tecnica è basata sulla respirometria chiusa ottenuta dai dati grezzi di DO acquisiti nella camera di respirazione e ottenuti dopo iniezioni dirette di substrati nella camera stessa caricata solo una volta per esperimento.

3

Un altro esempio di respirometro ibrido è il MARTINA (SPES srl) in cui il software regola on-off l’aria in ingresso in reattore che slitta da sistema aperto a sistema chiuso. Il respirogramma in questo caso è dato dai punti OUR discreti ricavati da altrettante pendenze OUR determinate durante gli intervalli di stop dell’aerazione secondo la (2). Lo strumento è provvisto di pompe dosatrici che consentono anche di effettuare esperimenti di titrimetria e respirometria a titolazione di perossido di idrogeno (Ficara, 2000).

N

M

I

H

L

G

FD

E

C

B

A

1 0 3 0

C a r d

I /O A /D

T

25 .5 °C

O X I3 00 0

Figura 2. Respirometro ibrido di Publiacqua SpA. A=ossimetro; B=Controllo agitatore; C=cameretta; D=valvola CO2 ; E=pompa peristaltica; F=agitatore; G=Sonda del pH; H=aeratore ; L=pompa peristaltica; M=Controllo Temperatura ; N=Acquisizione dati . L’applicazione delle tecniche respirometriche alla caratterizzazione dei reflui prevede il campionamento dei reflui da frazionare e l’utilizzo dei fanghi attivi che possono essere acclimatati al refluo in esame solo se esiste un impianto di trattamento in scala reale o pilota, oppure non acclimatati cioè prelevati da altri impianti di depurazione. La scelta di questi ultimi deve essere fatta in modo tale da utilizzare fanghi attivi che trattano reflui “simili” a quello oggetto della caratterizzazione. In ogni caso per la progettazione di impianti tramite l’uso di modelli matematici è preferibile costruire piccoli impianti pilota anche in scala laboratorio e utilizzare i fanghi prodotti dal pilota per stimare il frazionamento di COD, N, P del refluo e i parametri stechiometrici e cinetici dei modelli utilizzati. DETERMINAZIONE DELLE FRAZIONI DEL COD Il COD totale di un refluo viene determinato con le metodiche indicate dagli Standards Methods mediante ossidazione in ambiente acido con bicromato di potassio e successiva titolazione della quantità residua e calcolo degli equivalenti di ossigeno consumati. La determinazione delle varie frazioni che compongono il COD totale è effettuata mediante test analitici, esperimenti respirometrici e prove di trattabilità aerobica di lungo periodo (BOD). La procedura che si può adottare segue lo schema di fig.3. La prima suddivisione del COD è tra la frazione solubile e quella particolata (ottenuta per differenza tra il COD totale e quello solubile). Seguendo il frazionamento e la simbologia del modello ASM1 dell’IWA si può scrivere:

⎪⎩

⎪⎨

⎧

+++==+==

+++++=+=

AH ISoparticolat

ISsolubile

AHIISSoparticolatsolubile tot

X X X XX COD S S S COD

X X X S X S COD COD COD (4)

La determinazione della frazione di COD solubile è ottenuta tramite misura standard del COD dopo flocculazione con solfato di zinco (1 ml di una soluzione a 100 g/l di ZnSO4 per 100 ml di campione) e NaOH (6M) a pH intorno a 10.5 e filtrazione del campione di refluo seguendo la metodica di Mamais (D.Mamais et al., 1993).

4

COD totale

Inerte SI

Biodegradabile SS

Solubile S

Particolato X

Inerte XI

Biodegradabile XS

Biomassa attiva XH

Figura 3. Procedura di frazionamento del COD in acque reflue.

La flocculazione consente di inglobare la frazione colloidale del COD; la filtrazione su membrana a 0.45µm (ma è consigliabile a 0.1µm) consente di trattenere tutto il COD particolato e quello colloidale.

Determinazione della frazione di RBCOD (Ss). Numerosi test sono stati implementati per la determinazione del COD prontamente biodegradabile. Quelli maggiormente impiegati utilizzano tecniche respirometriche tra le quali ricordiamo il metodo a ”singolo-OUR” in cui è sufficiente disporre di un’unica curva discendente di ossigeno disciolto in respirometria chiusa (Xu et Hultmann, 1996, Ziglio et al., 2001) e il metodo a ”multiplo-OUR” in cui è necessario disporre di un respirogramma completo (Kappeler et al., 1992).

Metodo Singolo OUR

0

1

2

3

4

5

6

7

0 100 200 300 400 500 600 700Tempo (s)

DO

(mg/

l)

OURmax

Endogeno Endogeno

BODst

BOD = (1-YH)×RBCOD

SBCOD

BODst = (1-YH)×(RBCOD+RHCOD)

Metodo Singolo OUR

4

4.5

5

5.5

6

6.5

0 100 200 300 400 500 600 700Tempo (s)

DO

(mg/

l)

BOD = (1-YH)×RBCOD

Iniezione refluo

BOD = (1-YH)×(RBCOD+RHCOD)

Figura 4. Esempio di calcolo del RBCOD con il metodo “singolo OUR”

Il metodo a singolo OUR prevede di utilizzare un esperimento in respirometria chiusa: si effettua un dosaggio di refluo nel fango attivo aerato, in condizioni endogene e dopo iniezione di ATU per inibire l’attività nitrificante. Il rapporto S0/X0 inteso come il rapporto iniziale dopo l’iniezione di refluo RBCOD/CODfango da utilizzare è intorno a 1:200 in modo da rendere evidente il cambio di pendenza dopo la fine dello RBCOD e al tempo stesso trascurabili gli effetti di crescita della biomassa eterotrofa. Il COD del fango attivo può essere misurato direttamente oppure stimato a partire dal valore dei solidi sospesi volatili moltiplicato per un fattore teorico di conversione pari a 1.48 (tale coefficiente può essere stimato per ogni fango attivo con una serie di misure incrociate COD-SSV). Dalla curva respirometrica si estrae il consumo di ossigeno imputabile esclusivamente

5

alla frazione di RBCOD tramite la costruzione grafica descritta in fig.4. In questo caso dopo la fine della frazione di RBCOD è evidente una frazione rapidamente idrolizzabile RHCOD che spesso è inglobata nel termine SS nell’uso dei modelli ASM (invece che dentro XS) rendendo più semplice la costruzione grafica in quanto, per il calcolo dello RBCOD, viene considerato tutto il consumo di ossigeno esogeno dell’esperimento. Le curve respirometriche devono terminare sempre con un tratto di respirazione endogena (retta OUR con la stessa pendenza di quella iniziale) ben identificabile in modo da estrarre correttamente l’ossigeno consumato dovuto al substrato aggiunto. I respirogramma veloci mostrati (10- 20 minuti è il tempo medio di una prova) producono valori di BODst “short term”, ovvero a breve termine, che devono essere convertiti in termini di RBCOD imponendo un valore alla resa batterica eterotrofa YH. In questo caso è trascurabile la crescita microbica durante l’esperimento per la conversione tra BOD e BCOD (COD biodegradabile) è ottenuto mediante la resa YH massima o termodinamica:

( )H

st

YBOD

BCOD−

=1

(5)

Il valore di YH generalmente compreso tra 0.4 e 0.7 può essere ricavato dai dati di letteratura oppure da una procedura di calibrazione del respirometro utilizzando substrati puri di riferimento e completamente biodegradabili come acetato, glucosio ecc. Nel caso dei composti puri è possibile determinare direttamente la resa batterica tramite esperimenti respirometrici analoghi a quelli di fig.4 tramite la nota formula:

( ) ( )0

01S

tDOtDOY fin

H

−−= (6)

Dove: YH resa batterica eterotrofa (g COD-biomassa/g COD-substrato). DO (t) = Concentrazione di ossigeno disciolto durante l’esperimento respirometrico. S0 = concentrazione iniziale di COD biodegradabile(mg/l COD). t0 = istante corrispondente all'iniezione di substrato in camera respirometrica. tfin = istante in cui il substrato è completamente esaurito.

Il coefficiente di resa per la biomassa eterotrofa, necessaria per convertire i valori di ossigeno consumato in COD biodegradabile rappresenta il rapporto tra biomassa prodotta e substrato carbonioso consumato, cioè:

bilebiodegrada

st

bilebiodegrada

consumato

bilebiodegrada

sintesi

consumato

prodottaH ∆COD

BOD∆COD

DO∆COD∆COD

substratobiomassa

Y−

=−

===11 ∆ (7)

Il valore di riferimento nei modelli ASM dell’IWA è pari a 0.67gCOD/gCOD ed è indipendente dalla temperatura. Il coefficiente di resa è un rapporto tra due velocità, quella di sintesi della biomassa e quella di conversione dei substrati carboniosi. Il suo valore dipende dall’interazione biomassa eterotrofa-substrato ed è caratteristico per ogni coppia fango attivo-refluo. Per la stima del coefficiente di resa per la biomassa eterotrofa sono disponibili diverse tipologie di test. In generale la resa può essere stimata con esperimenti su substrati puri, con esperimenti respirometrici sulla frazione solubile del refluo e dai dati di letteratura. La scelta dell’acetato di sodio come substrato sintetico di riferimento è comune in quanto rappresentativo della frazione prontamente biodegradabile di un refluo civile. Gli acidi grassi e volatili (VFA) costituiscono generalmente il 50-70% del RBCOD di un refluo civile (Andreottola et al., 2001). In generale dato un respirogramma ottenuto mediante aggiunta di un volume noto di refluo al fango attivo, il coefficiente di resa è definito come:

6

degradato

esradatodegH COD

(t)dtOURCODY ∫−= (8)

Supponendo che l’unico substrato disponibile sia quello aggiunto, calcolato il consumo di ossigeno attraverso l’integrazione nel tempo dell’OUR esogeno, si può ricavare il valore di YH dalla seguente relazione:

aggiuntoH COD

∆DO1Y −= (9)

Nel caso di composti puri il valore di CODaggiunto può essere posto al valore teorico di COD relativo alla massa di composto dosata nel respirometro. Nel caso di esperimenti su reflui reali invece il valore ∆COD deve essere misurato direttamente nel reattore del respirometro. La procedura prevede di iniettare nel batch del respirometro un quantitativo di refluo flocculato-filtrato 0.1µm e di misurare il COD subito dopo l’iniezione e alla fine dell’esperimento, segnalata dal ritorno alla respirazione endogena del fango attivo. Per ottenere una stima accurata occorre effettuare più prove con iniezioni dello stesso substrato (S) a dosaggi diversi (fig.5) che producono corrispettivi consumi di ossigeno (OC) e determinare il coefficiente di resa dalla retta di regressione lineare ottenuta fittando i punti sperimentali. Tale retta rappresenta una curva di calibrazione del respirometro valida comunque solo per una specifica coppia fango-substrato (refluo).

Acetato di Sodio

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0.35

0.4

0.45

0 100 200 300 400 500 600t (min)

OU

R (m

g/l/m

in)

Figura 5. Respirogramma ottenuto mediante iniezioni ripetute di acetato di sodio

Anche gli esperimenti con i composti puri devono essere effettuati mediante aggiunta di ATU e di nutrienti sotto forma di ammonio e fosfato. I valori tipici per le rese su acetato sono intorno a 0.5 mgCOD/mgCOD (Majone et al., 1999). Il metodo del “multiplo OUR” per la stima della frazione RBCOD (Kappeler and Gujer, 1992) si basa sulla realizzazione di una curva respirometrica o respirogramma ottenuto mediante una successione di determinazioni OUR nel tempo su un fango attivo dopo iniezione di refluo. Il risultato mostrato in fig.7 è una curva la cui area rappresenta l’ossigeno consumato dalla biomassa eterotrofa ( dopo aggiunta di ATU per l’inibizione dell’attività nitrificante). In questo caso si può scrivere:

( ) ( )w

swes

w

swrespHst V

VVdttOUR

VVV

AreaBCODYBOD+

×=+

×=×−= ∫ 1 (10)

7

dove BODst = BOD short term del campione d'acqua di scarico iniettato (mg/l). BCODst = COD biodegradabile (mg/l). Arearesp = area sottesa tra la curva respirogramma e la linea di base di respirazione endogena (mg/l). Vw = volume di campione di acqua reflua iniettata (ml). Vb = volume occupato dal fango nel batch (ml).YH = resa eterotrofa.

y = 0.4367xR2 = 0.9962

4

5

6

7

8

9

10

11

12

12 14 16 18 20 22 24 26 28S (mgCOD/l)

OC

(mg/

l)

YH=1-OC/S=1-0.44=0.56

Figura 6. Calcolo della resa eterotrofa su acetato di sodio tramite regressione lineare.

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 50 100 150 200 250t (min)

OU

R (m

g/l/m

in)

Resp Endogeno SBCOD1 SBCOD2 RHCOD OURtot

RBCOD

Figura7. Frazionamento del COD tramite modello biocinetico semplificato applicato ad un respirogramma.

Il respirogramma è costituito dalla somma di un numero distinto di cinetiche microbiche su altrettanti substrati diversi. La fine della frazione di RBCOD (che potrebbe essere costituito da più substrati) è sempre ben visibile da un salto netto nel profilo dell’OUR che corrisponde al suo reale esaurimento. Il salto di OUR nel respirogramma corrisponde al cambio di pendenza mostrato in precedenza nel metodo a singolo OUR. La presenza di un salto netto dell’OUR è dovuta al valore molto piccolo della costante di affinità KS della curva cinetica di Michaelis-Menten tipica di un substrato prontamente biodegradabile. In questo caso è ben identificabile l’area del respirogramma

8

che corrisponde alla frazione di RBCOD che può essere calcolato con la (10). Le diverse aree segnate in figura 7 corrispondono a substrati rapidamente idrolizzabili e a quelli più lentamente degradabili che costituiscono almeno una parte dello SBCOD. La frazione del rapidamente idrolizzabile (RHCOD) anche in questo caso può essere inglobata nella frazione SS del refluo. Per rendere più precisa la determinazione dello RBCOD e semplificare le procedure di calcolo a partire dai respirogrammi (sia nel caso del metodo a singolo OUR sia in quello a OUR multiplo) è preferibile effettuare gli esperimenti su reflui pre-filtrati a 0.1µm oppure flocculato-filtrati a 0.45µm. In questo modo solo la frazione solubile è aggiunta al batch del respirometro e l’ossigeno consumato è direttamente convertibile a RBCOD (Ss) tramite la (10).

Determinazione della frazione SI. Dalla misura del COD solubile totale per via chimico-fisica e la misura del RBCOD per via respirometrica si ricava per differenza la misura del COD solubile non biodegradabile SI. Una metodica alternativa alla determinazione delle due frazioni solubili si basa sulla stima iniziale della componente solubile inerte (SI,influente) che, passando inalterata attraverso i processi biologici, si può considerare esattamente uguale al valore di COD solubile inerte in uscita (SI,effluente). E’ un’approssimazione che considera nulla la produzione di inerte solubile in seguito a decadimento o idrolisi. Il valore di CODsol (COD solubile) in uscita disponibile dalle analisi di laboratorio comprende sia il solubile inerte sia quello biodegradabile; per separare la frazione inerte si considerano i valori di BOD5 dell’effluente e si calcola il valore medio di essi ed il valore medio sperimentale (α) del rapporto fra BOD5 e CODtot_effluente Dai dati di laboratorio, usando le seguenti formule (Petersen, 2000), si possono ricavare i valori di SI,influente e di SS, influente:

( )( ) ( luenteinf,Iluenteinf,solluenteinf,Seffluente,Seflluente,soleflluente,Iluenteinf,I

effluente,Seflluente,soleflluente,Iluenteinf,Ieffluente,tot

effluente,S

SCODS ;SCODSS

;SCODSS ; .

CODαS

−=−==

−==⋅

=80

) (11)

Il valore di conversione BOD/COD di 0.8 nasce dall’assumere una resa eterotrofa di 0.2 tipica per le prove di BOD5 dove ovviamente il decadimento compensa in parte l’iniziale crescita della biomassa. Per impianti ad età del fango (>20 giorni) è possibile trascurare la frazione Ss in uscita e assumere il COD flocculato-filtrato dell’effluente equivalente alla frazione SI contenuta nel refluo influente, ottenendo così la frazione Ss per differenza senza ricorrere alla respirometria (Roeleveld and Van Loosdrecht , 2002) . Le linee guida olandesi della STOWA (che utilizza membrane a 0.1µm senza flocculazione per la stima della frazione solubile del COD) propongono per il calcolo della frazione SI, e quindi per differenza di valori noti di SS, le seguenti formule (Melcer, 2003):

fango del età bassa a impiantiper 5190

fango del età alta ad impiantiper 90

5 Eff_FILT_EffI

FILT_EffI

BOD.COD.S

COD.S

⋅−⋅=

⋅= (12)

Una tecnica ibrida tra respirometria e metodi chimico-fisici è applicabile in caso di impianti ad alta età del fango dove il COD flocculato filtrato oppure microfiltrato (con membrane a 0.1 µm) dell’uscita può essere considerato come la frazione SI nel refluo di ingresso, lo RBCOD (Ss) invece può essere determinato sempre con le tecniche respirometriche sopra descritte. La differenza tra il valore di SI ricavato per differenza dalla respirometria in generale più elevato e il valore SI ricavato dall’analisi dei campioni di uscita dell’impianto è assimilabile ad una frazione colloidale non biodegradabile, oppure lentamente biodegradabile che può essere adsorbita dai fiocchi di fango e degradata con tempi di ritenzione pari all’età del fango (non osservabile da misure respirometriche “short term”). Determinazione della frazione Xs. Tale stima è quella più critica in quanto determina anche la stima ottenuta per differenza dal COD particolato totale di XI ed è quindi fondamentale per la stima della produzione di fango di una qualunque tipologia di impianto a fanghi attivi (convenzionale, SBR, MBR,..). Una tecnica

9

semplice, è quella di ricorrere alla respirometria per la determinazione del COD biodegradabile totale (Andreottola et al., 2001). Si tratta di produrre respirogrammi completi della durata di 1-2 giorni in cui il rapporto S0/X0 è intorno a 1:20-1:10. In fig.7 si riporta un esempio tipico di respirogramma relativo ad un’acqua reflua civile. Il volume di refluo iniettato deve essere tale da consentire l’identificazione delle varie frazioni di COD ma senza produrre effetti di crescita significativa di biomassa. In questo caso l’informazione estratta è quella dell’area sottesa dal respirogramma e dalla curva di decadimento endogeno che viene convertita in BCOD dalla (10). A questo punto il valore di XS si può calcolare facilmente per differenza:

BCODparticolato = BCODtot - BCODsolubile = BCODtot - SS = XS

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 200 400 600 800 1000 1200 1400t (min)

OU

R (m

g/l/m

in)

Respirogramma Endogeno Modello Cinetico

Iniezione refluo

BOD = (1-YH)×BCOD

Figura7. Stima del BCOD direttamente da un respiurogramma. Il rapporto iniziale S0/X0 è decisivo per una corretta stima del valore di XS per le acque reflue municipali tramite respirometria. In molti casi tuttavia la regione della curva OUR associata alla degradazione del SBCOD non è completamente definita in quanto le cinetiche di idrolisi lenta si confondono con il rateo di decadimento endogeno e l’effetto di sovrapposizione è trascurabile. L’immediata conseguenza è quella di sottostimare il valore reale di XS. Il valore di BCOD stimato per via respirometrica non può non dipendere dal tempo di misura analogamente al BOD, in quanto i substrati lentamente biodegradabili possono essere rimossi rapidamente per bioflocculazione ma vengono “respirati” molto lentamente in tempi che possono essere dello stesso ordine di grandezza dell’età del fango dell’impianto di provenienza del fango attivo. In generale la biodegradabilità della frazione solida del COD dipende dall’età del fango del processo: il COD particolato inerte (XI) che in un impianto a fanghi attivi convenzionale si accumula nella vasca di ossidazione, in condizioni di età del fango non definita (> 40-50 giorni) può essere considerato una frazione di COD molto lentamente biodegradabile (XS), ovvero ossidabile biologicamente solo ad alte età del fango. In sistemi biologici come gli MBR, i processi a fanghi attivi con ozononizzazione dei fanghi di ricircolo, le biomasse granulari aerobiche, la possibilità di estendere il tempo di ritenzione dei solidi in aerazione consente di convertire il COD apparentemente inerte a COD lentamente biodegradabile e di ridurre la produzione netta di fango dell’impianto stesso. Una procedura alternativa è quella di ricavare il BCOD dalle curve di BOD (Roeleveld and Van Loosdrecht , 2002) utilizzando le formule:

10

( )

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

−=

−=∞→ −

totp

tktot

BODf

BCOD

tBODe

)t(BODBOD

11

11

(13)

dove BODtot = BOD ultimo, che può essere misurato direttamente con prove di BOD20-30BODt = BOD calcolato fino al tempo t kBOD = costante cinetica del primo ordine fP = fattore di produzione di inerte posto generalmente a 0.15-0.2. Rappresenta la frazione di COD non biodegradabile prodotto dal decadimento endogeno e dai processi di lisi della biomassa. Il valore indicato è quello indicato nei modelli ASM dell’IWA.

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0 10 20 30 40 50 60 70 80t (giorni)

BO

D (m

g/l)

BOD Modello

BCOD = BODtot/(1-fP)

BODtot = BODt/(1-exp(kBOD×t))

Figura8. Curva del BOD per la determinazione del BODtot e del BCOD.

In funzione del tipo di refluo una frazione compresa tra il 50 e il 95% del BCOD è ossidato in 5 giorni e compresa tra il 95 e il 99% dopo 20 giorni. La prova del BOD20 è difficilmente realizzabile e ripetibile, per cui l’approccio utilizzabile per reflui municipali, ma più difficilmente per reflui industriali, è quello di effettuare prove di BOD8-10 e calcolare il valore del BOD ultimo dal modello cinetico del primo ordine indicato nella (13). Il valore della costante kBOD e BODtot sono ricavati in modo semplice per regressione lineare (passando ai logaritmi) oppure con un fitting non lineare. In generale per reflui industriali complessi è difficile ottenere curve di BOD modellabili con unica costante cinetica del primo ordine. Il valore della kBOD (variabile tra 0.19-0.75 da analisi effettuate in alcuni impianti dell’ATO3 in Toscana) dipende dalla divisione tra XS e SS, quindi risente molto della lunghezza della fognatura, della frazione industriale presente e dei pretrattamenti presenti negli impianti (grigliatura, rotostacciatura, dissabbiatura-disoleatura, sedimentazione primaria con o senza flocculazione). Una volta stimato un valore affidabile per kBOD è possibile ricavare dalla (13) il valore di BOD ultimo e quindi di BCOD a partire dai valori di BOD5 che sono inseriti nei programmi analitici di routine dei gestori degli impianti di depurazione.

11

Determinazione della frazione XI. La frazione del COD particolato inerte si ottiene per differenza di frazioni note:

XI = CODparticolato - XS (14)

Determinazione della biomassa attiva XH e XA. La frazione di biomassa attiva del COD è spesso trascurata, a sicurezza, in fase di progetto e inglobata nella frazione lentamente biodegradabile. La massa batterica eterotrofa che si sviluppa in fognatura è in parte costituita da batteri anaerobici che non generano attività nelle vasche di ossidazione. La stima della frazione attiva eterotrofa aerobica/facoltativa può essere invece stimata con esperimenti respirometrici di crescita.

Questo test può essere eseguito anche per poter avere una stima diretta del massimo rateo di crescita della biomassa eterotrofa, µmax_H. Il fatto di lavorare in condizioni di substrato non limitante (S0/X0 ≥ 4), e quindi a regime ben diverso rispetto a quello esistente all’interno di un impianto di depurazione, potrebbe condurre a dei risultati non del tutto rappresentativi, specialmente per un impianto a basso carico. Dalla letteratura (Petersen, 2000) si legge che, specialmente per la biomassa eterotrofa, test di questo tipo portano a stimare dei valori della velocità massima specifica di crescita diversi da quelli realmente esistenti in un impianto con regime a basso carico, e quindi ad una prova in batch non rappresentativa della situazione a scala reale. Questa diversità è imputabile alle condizioni di adattamento di una biomassa che vive in condizioni di substrato limitante. Quando il substrato non è abbondante i microrganismi tendono a preferire i fenomeni di stoccaggio rispetto a quelli di crescita, dato che il livello di energia richiesto per questo processo è minore rispetto a quello richiesto per la biosintesi. Se la limitazione viene rimossa, le condizioni enzimatiche potrebbero non essere tali da permettere una rapida risposta in termini di crescita e ciò porterebbe a preferire la via alternativa dello stoccaggio. Nel tempo, i microrganismi si adattano alle nuove condizioni ambientali e adeguano i meccanismi di crescita aumentando il rateo massimo di crescita (i parametri biocinetici stimati diventano quelli “intrinseci”dell’interazione biomassa-substrato). Di conseguenza, i valori determinati con queste prove dovrebbero essere trattati con particolare attenzione. Quello che si vuol ottenere è una curva esponenziale dell’OUR che consenta di determinare le due costanti che la determinano che sono correlate con il rateo massimo di crescita (µmax) e con la concentrazione di biomassa attiva iniziale. La metodica è interessante comunque perché consente di stimare sia la frazione attiva eterotrofa XH nelle acque di scarico sia in un fango attivo (Andreottola et.al.2001).

La procedura della prova da eseguire è la seguente: 1) Il campione è inserito nel bioreattore del respirometro. Se l’obiettivo è quello di

determinare la frazione attiva in un fango attivo il refluo è filtrato a 0.1 µm per eliminare tutta la biomassa presente ed il COD particolato.

2) Nel caso di determinazione della frazione attiva XH del fango attivo si aggiunge l’inoculo del fango attivo stesso tale che il rapporto S0/X0 ≥ 4

3) Aggiunta di ATU in modo da inibire la nitrificazione. 4) Aggiunta eventuale di ammonio e fosfato in modo che non risultino limitanti durante la

crescita. 5) La prova può iniziare e si avvia il compressore che fornisce l’aria al bioreattore. 6) Il pH e la T sono controllati ad un valore stabilito.

Un esempio di prova è riportato in fig. 9.

12

Esperimento di crescita diretta

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600t(min)

OU

R (m

g/l/m

in)

2

3

0

1

4

Figura 9. Curva di crescita della biomassa eterotrofa condotta in condizioni di substrato non limitante.

Il punto segnato con (0) rappresenta le condizioni iniziali di partenza dell’esperimento, in cui la concentrazione di biomassa è data dalla quantità stimata nel fango attivo diluita nei ml complessivi di fango più acqua. In questa fase, il rateo di crescita non è costante ma tende ad aumentare nel tempo come si può vedere dai dati OUR trasformati con il logaritmo (Andreottola et al., 2001). La zona (1) del grafico illustra la fase di crescita esponenziale, con cinetica di ordine zero, della biomassa eterotrofa; la zona (2) indica il momento in cui tutto il substrato aggiunto è stato rimosso dalla fase solubile per biosintesi. Al punto (2) la biomassa avrà raggiunto una concentrazione diversa rispetto a quell’iniziale. La fase (3) indica il consumo di substrato lentamente biodegradabile (SBCOD del refluo) e la fase (4) indica il decadimento endogeno.

Dalla coda del grafico, mediante regressione lineare del logaritmo naturale dell’OUR, è possibile risalire alla costante di decadimento endogeno:

tbttbXbftOUR

tbXbftXbftOUR

HHHfHPend

HHfHPHHPend

⋅−=⋅−⋅⋅−=⇒

⇒⋅−⋅⋅⋅−=⋅⋅−=

cos))1ln(())(ln(

)exp()1()()1()( (15)

dove XHf è la biomassa finale presente al punto (2) e fP è il fattore di produzione di inerte.

Considerando le equazioni che descrivono la fase esponenziale del grafico (1) si trova quindi la massima velocità di crescita:

tbXbY

YtOUR

tbXbY

Y

XbY

YXbX

YY

tOUR

HHHHHH

H

HHHHHH

H

HHHH

HHHHH

H

H

⋅−+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⋅⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⋅

−=⇒

⇒⋅−⋅⋅⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⋅

−=

=⋅⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⋅

−=⋅+⋅⋅

−=

)(1

ln))(ln(

))exp((1

11)(

max0max

max0max

maxmax

µµ

µµ

µµ

(16)

dove XH0 è la biomassa iniziale presente nel refluo nel punto (0) e YH=0.67 (valore ipotizzato di letteratura).

Il rateo di crescita netto µmaxH - bH si può ricavare per regressione lineare dei dati di OUR trasformati:

13

y = 0.0076x - 5.971R2 = 0.9988

-3

-2.5

-2

-1.5

-1

-0.5

0

0 100 200 300 400 500 600 700 800

t(min)

ln(O

UR

) (m

g/l/m

in)

Figura 10. Curva di crescita della biomassa eterotrofa condotta in condizioni di substrato non

limitante.

Quindi è possibile stimare la concentrazione di biomassa al tempo (2), XHf, e quella iniziale al tempo (0), XH0 che corrisponde al valore della biomassa attiva del refluo in termini di mg/l COD:

HPHH

H

fHf

bfY

Y

tOURX

⋅−+⋅⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −=

)1(1

)(

maxµ,

HPHH

HH

bfY

YtOUR

X⋅−+⋅⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −=

)1(1

)(

max

00

µ (17)

I valori di bH e XH0 ricavati con questa tecnica sono fortemente dipendenti dal valore assunto per la resa YH. Esperimenti di crescita possono anche essere fittati con modelli semplificati per la stima dei parametri biocinetici. In caso di KS molto basse (che resta poco identificabile con il modello matematico) il valore delle µ e della biomassa iniziale non cambia rispetto al calcolo con il modello di regressione lineare applicato ai logaritmi dei dati OUR sperimentali.

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

t(min)

OUR

(mg/

l/min

)

Figura 11. Curva di crescita della biomassa eterotrofa sperimentale e best-fitting con

modello biocinetico

14

Esempi di caratterizzazione di reflui reali A titolo di esempio si riportano dati di caratterizzazione di reflui di impianti di depurazione civile-industriale nell’ATO3 della Toscana (tab.1).

Impianto Tipologia refluo CODtot(mg/l)

SS %

XS %

SI %

XI %

S.Colombano (FI) Civile 150 25 33.3 8.5 33.3Baciacavallo (PO) Misto civile-tessile

dopo sedimentazione primaria800 10.1 51.1 18 20.8

Seano (PO) Misto civile-tessile 390 9.9 44.5 6 39.6Seano (PO) Industriale tessile 1331 14.8 44.4 7 33.8

MBR industriale Farmaceutico dopo sedimentazione primaria

18000 59.2 30.7 10 0

Tabella 1.

In figura 11 si riportano due respirogrammi relativi ad un refluo misto civile industriale (a) e alla sola componente industriale (b) dell’impianto di depurazione a fanghi attivi di Seano (PO). Il frazionamento del COD è stato utilizzato per la calibrazione di un modello ASM applicato ad un impianto pilota MBR con membrane a 0.2 µm. La frazione colloidale è stata ricavata per differenza tra la frazione SI ricavata dalla respirometria e il valore medio di uscita dal pilota che risultava inferiore grazie alla filtrazione su membrana. Tale frazione colloidale non biodegradabile può essere inglobata nel COD particolato inerte XI nel caso di un MBR in quanto non biodegradabile e trattenuto dalle membrane dell’impianto, ma nel caso di applicazione del modello ASM ad un impianto a fanghi attivi convenzionale parte della frazione colloidale può sfuggire nell’effluente finale e quindi a fini modellistica il valore di Scol deve essere ripartito tra SI e XI. La caratterizzazione avanzata di un refluo dunque è indipendente dal processo utilizzato, ma il frazionamento da utilizzare in un modello matematico può cambiare in funzione della tipologia di impianto.

0

0.25

0.5

0.75

1

1.25

30 80 130 180 230Time [min]

mgO

2 /l/

min

]

Figura 11. Frazionamento del COD tramite respirometria. a) refluo civile-tessile b) refluo tessile.

OU

R [

Fitting

OUR end.Exp_data

0

0.15

0.3

0.45

0.6

0.75

30 80 130 180 230Time [min]

OU

R [

mgO

2 /l/

min

]

Fitting

O UR end.Exp_data

a) b)

Xi23.8%

Scol10%

Ss14.8% Si

7%

Xs44.4%

Xi19.8%

Scol19.9%

Ss9.9%

Si6%

Xs44.5%

a) b)

15

In tabella 2 si riassumono alcune procedure possibili per il frazionamento del COD in refluo civile-industriale. Simbolo Metodo Riferimenti Valori tipici in

un refluo civile COD totale CODtot Analisi chimica Standard Methods COD solubile S Metodo chimico-fisico

(flocculazione-filtrazione)+analisi chimica

Mamais et al.,1992

10-35%

COD particolato X Differenza di valori noti X=CODtot –S

Mamais et al.,1992

60-90%

COD biodegradabile

BCOD a) Respirometria b) Misura del BOD8-20

a) Andreottola et al., 2001. b) Roeleveld et al., 2002.

70-80%

RBCOD Ss a) Respirometria b) Differenza di valori noti SS=S-SI

a) Andreottola et al., 2001 b) Roeleveld et al., 2002

10-20%

SBCOD XS Differenza di valori noti XS=BCOD-Ss

30-60%

COD particolato inerte

XI Differenza di valori noti XI = X-XS

10-30%

COD solubile inerte

SI a) Differenza di valori noti SI = S-SS

b) ffCOD dell’effluente

a) Andreottola et al., 2001 b) Roeleveld et al., 2002

2-15%

Biomassa attiva XH Respirometria, esperimento di crescita batch

Andreottola et al., 2001.

0-15%

Tabella 2. Un’applicazione diretta del frazionamento del COD è la valutazione della produzione di fango e del consumo di ossigeno in un impianto a fanghi attivi fissato un valore di età del fango e la temperatura di esercizio. Riportando la produzione specifica di fango o resa netta di un sistema a fanghi attivi (da Orhon et al.1995) si può scrivere:

( ) ( ) ( )

( )[ ] ( )[ ]⎪⎪⎪

⎩

⎪⎪⎪

⎨

⎧

×××+⋅−=××+⋅−=×××=××=

++⋅+

=++⋅=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

STOTXHPNHXHPNH

STOTNNX

S

XIXHP

XH

H

S

XIXHPNH

IN

biomassaN

fCODQθbfYBCODQθbfYOCRfCODQYBCODQYP

ffθbf

θbY

ffθbfY

kgBCODkgCOD

Y

1111

11

1

(18)

Dove: YN = resa netta osservata in termini di COD biomassa prodotto per unità di COD totale alimentato; PX = produzione totale di fango in termini kg COD/giorno. OCR = rateo di consumo medio di ossigeno in termini di kgO2/giorno.

fS = frazione di COD biodegradabile nel refluo = TOT

SS

CODXS +

fXI = frazione di COD particolato inerte nel refluo =TOT

I

CODX

YH = coefficiente di resa eterotrofa massimo;

16

bH = coefficiente di decadimento eterotrofo; θX = età del fango; fP = coefficiente di produzione di COD inerte dal decadimento endogeno, Q = carico idraulico dell’impianto. Il valore del coefficiente di decadimento endogeno bH (0.24 d-1 a 20°C) può essere ricavato direttamente da esperimenti respirometrici su fanghi attivi oppure dai dati di letteratura (Orhon et al.,1995, Andreottola et al.2001). La variazione di temperatura di esercizio determina nella (18) solo la variazione del coefficiente di decadimento endogeno. FRAZIONAMENTO DELL’AZOTO Nel modello ASM1 il livello di dettaglio nel frazionamento del COD è richiesto anche per l’azoto del refluo. Ad oggi non esistono tecniche respirometriche affidabili per il frazionamento dell’azoto, mentre si utilizzano metodi chimico-fisici. In generale per gli impianti civili una frazione intorno al 75% (dai dati Publiacqua SpA) dell’azoto totale in ingresso è pari all’azoto ammoniacale N-NH4. Per questa ragione è possibile determinare le altre frazioni dell’azoto con l’uso di indici ricavati dalla letteratura espressi in termini di mgN/mgCOD che mettono in relazioni le componenti azotate alle singole frazioni di COD ( Henze et al. 2000).

Frazione Simbolo Indice Valore indice FormulaAzoto ammoniacale SNH - - -

Azoto organico solubile biodegradabile SND iNSS 0.02 iNSS · SSAzoto organico solubile non biodegradabile SNI iNSI 0.01 iNSI · SI

Azoto particolato biodegradabile XND iNXS 0.04 iNXS · XS

Azoto particolato non biodegradabile XNI iNXI 0.03 iNXI · XI

Azoto contenuto nella biomassa attiva NB iXB 0.086 iXB · XHiXB · XA

Tabella 3. Indici per il frazionamento dell’azoto in un refluo civile.

Figura 11. Frazionamento dell’azoto Kjeldahl per un refluo civile-industriale

XNDSND XNI Azoto non biod. particolato CND

Azoto organico biod.

SNI Azoto non-biod. solubile

SNH Azoto ammoniacale

SN Azoto organico solubile

XN Azoto organico particolato

CN Azoto organico

CTKN TKN influente

Dalla misura del TKN e del TKN dopo filtrazione a 0.1 µm del refluo, dovrà comunque risultare che:

17

⎪⎩

⎪⎨

⎧

++=−=

+=−=++++=−=

BNINDfiltoParticolat_ORG

NINDNHfiltilelubSo_ORG

BNINDNINDNHORG

NXXTKNTKNN

SSSTKNNNXXSSSTKNN

(19)

BIBLIOGRAFIA

- Andreottola G., Foladori P. (2002), Significato ed utilità delle stime di attività biologica dei fanghi attivi per l’ottimizzazione della gestione degli impianti di depurazione. Università degli Studi di Trento, Dipartimento di ingegneria Civile e Ambientale.

- Andreottola G., Foladori P., Gelmini A., Ziglio G. (2001), Respirometria applicata alla depurazione delle acque. Principi e metodi, Monografia, LISA, Dipartimento di Ingegneria Civile e Ambientale, Università degli Studi di Trento

- APHA, AWWA, WEF (1998). Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. APHA, AWWA and WPCF, Washington DC, USA.

- Baronti R. (1998), Modellistica e realizzazione di un respirometro per processi di depurazione biologica, Tesi di Laurea, Facoltà di Ingegneria, Università degli Studi di Firenze.

- Coen F., Vanderhaegen B., Boonen I., Vanrolleghem P. A., Van Meenen P. (1997), Improved design and control of industrial and municipal nutrient removal plants using dynamic models, Wat. Sci. Tech., 35, (10), 53-61.

- Dircks K., Pind P.F., Mosbæk H., Henze M. (1999), Yield determination by respirometry – The possible influence of storage under aerobic conditions in activated sludge, Water SA, 25, (1), 69-74.

- Ficara E. (2000), Tecniche pH-stat e DO-stat per il monitoraggio del processo a fanghi attivi. Tesi di dottorato del Politecnico di Milano; Facoltà di Ingegneria; Dipartimento di Ingegneria Idraulica, Ambientale e del Rilevamento. Sezione Ambiente.

- H.Melcer (2003), Methods for Wastewater Characterization in Activated Sludge Modelling, WERF Report (Project 99-WWF-3)

- Henze M. (1992), Characterization of wastewater for modelling of activated sludge processes, “Wat. Sci. Tech.”, 25, (6), pp.1-15.

- Henze M., Grady C.P.L., Gujer W., Marais G.V.R., Matsuo T. (1987), Activated sludge model no. 1, “Scientific And Technical Report No 1”, Iawq, London.

- Henze M., Gujer W., Mino T., Van Loosdrecht M. (2000), Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2D and ASM3, “Scientific and Technical Report” No. 9, England, IWA Publishing.

- Kappeler J., Gujer W. (1992), Estimation of kinetic parameters of heterotrophic biomass under aerobic conditions and characterization of wastewater for activated sludge modelling, “Wat. Sci. Tech.”, 25, (6), pp.125-139.

- Majone M., Dircks K., Beun J.J. (1999), Aerobic storage under dynamic conditions in activated sludge processes. The state of the art, “Wat. Sci. Tech.”, 39, (1), pp.61-73.

- Mamais D., Jenkins D., Pitt P. (1992). A rapid phisical-chemical method for the determination of readily biodegradable soluble COD in municipal wastewater. Wat. Res. 27(1), pp. 195-197.

- Marsili-Libelli S., Tabani F., (2001). Accuracy analysis of a respirometer for activated sludge dynamic modelling, Wat. Res. 36, pp. 1181-1192.

18

- Mathieu S., Etienne P., (1999). Estimation of wastewater biodegradable COD fractions by combining respirometric experiments in various So/Xo ratios, Wat. Res. Vol. 34, No. 4, pp. 1233-1246.

- Orhon D., Artan N. (1995), Modelling of activated sludge systems. Technomic Publ. Co.Pirt S.J. (1965), Proc. R. Soc. Lond. Ser. B., 163 P. 224.

- Petersen B. (2000)., Calibration, identifiability and optimal experimental design of activated sludge models, Ph.D Thesis, Università di Gent, Belgio.

- Roeleveld P.J., van Loosdrecht M.C.M. (2002), Experience with guidelines for wastewater characterisation in the Netherlands, “Wat. Sci. Tech.”, 45, (6), pp. 77-87.

- Spanjers, H. (1993). Respirometry in Activated Sludge. PhD-thesis, Wageningen Agricultural University, The Netherlands.

- Spanjers H., Olsson G., Klapwijk A. (1993), Determining influent short-term biochemical oxygen demand by combined respirometry and estimation, “Wat. Sci. Tech.”, 28, (11.12), pp. 401-414.

- Spanjers H., Vanrolleghem P., Olsson G., Dold P. (1996), Respirometry in control of activated sludge process, “Wat. Sci. Tech.”, 34, (3-4), pp. 117-126.

- Surmacz-Gorska, J., K. Gernaey, C. Demuynck, P. Vanrolleghem, and W. Verstraete (1995). Nitrification process control in activated sludge using oxygen uptake rate measurements. Environ. Technol. 16:569-577.

- Xu S., Hultman B. (1996), Experiences in wastewater characterization and model calibration for the activated sludge process, “Wat. Sci. Tech.”, 33(12), pp. 89-98.

- Ziglio G., Andreottola G.,Foladori P., Ragazzi M. (2001), Experimental validation of a single OUR method for wastewater RBCOD characterisation, “Wat. Sci. Tech.”, 43(11), 119-126.

19