Tesi Dottorato Ing.Energ.Valentina Pistolesi - Copia.pdf

UNIVERSITA’ DEGLI STUDI DI PERUGIA

DOTTORATO DI RICERCA IN INGEGNERIA ENERGETICA

XXV CICLO Settore scientifico disciplinare ING-IND/08

TITOLO TESI Valorizzazione energetica di sottoprodotti e

rifiuti organici mediante digestione anaerobica: analisi sperimentale ed

economica DOTTORANDO dott. ing. Valentina Pistolesi RELATORE: prof. ing. Francesco Fantozzi COORDINATORE: prof. ing. Franco Cotana

A.A. 2012/13

INDICE

Introduzione ......................................................................................................... 1 Capitolo 1: Il panorama energetico e il ruolo delle fonti rinnovabili ............. 5

1.1 Introduzione .............................................................................................. 5 1.2 Il contesto energetico mondiale ed europeo ............................................. 5 1.3 Il contesto energetico italiano ................................................................. 12 1.4 I cambiamenti climatici e le principali politiche di mitigazione ................ 14 1.5 Le fonti energetiche rinnovabili ............................................................... 20

1.5.1 Le fonti energetiche rinnovabili nel mondo ..................................... 25 1.5.2 Le fonti energetiche rinnovabili in Europa ...................................... 30 1.5.3 Le fonti energetiche rinnovabili in Italia .......................................... 34 1.5.4 Il contributo delle fonti energetiche rinnovabili alla riduzione delle emissioni inquinanti nel medio e lungo periodo ....................................... 37

1.6 Bibliografia .............................................................................................. 41 Capitolo 2: Energia da biomasse e digestione anaerobica ......................... 43

2.1 Biomasse, biocombustibili e bioenergia .................................................. 43 2.2 Processi di conversione energetica delle biomasse ............................... 48

2.2.1 Processi di conversione termochimica ........................................... 49 2.2.1.1 Combustione diretta .......................................................... 49 2.2.1.2 Gassificazione ................................................................... 52 2.2.1.3 Pirolisi ................................................................................ 53

2.2.2 Processi di conversione fisico-chimica ........................................... 54 2.2.2.1 Estrazione di oli ................................................................. 55 2.2.2.2 Esterificazione ................................................................... 55

2.2.3 Processi di conversione biochimica ................................................ 56 2.2.3.1 Digestione anaerobica ....................................................... 57 2.2.3.2 Digestione aerobica ........................................................... 58 2.2.3.3 Fermentazione alcolica ..................................................... 58

2.3 La digestione anaerobica ........................................................................ 59 2.3.1 Generalità del processo .................................................................. 60 2.3.2 Fasi del processo di digestione anaerobica ................................... 61 2.3.3 Parametri di controllo del processo ................................................ 64

2.3.3.1 Parametri di gestione del reattore ..................................... 64 2.3.3.2 Parametri di stabilità del processo .................................... 68

2.3.4 Il biogas ........................................................................................... 74 2.3.5 Il digestato ...................................................................................... 78 2.3.6 Le principali tecniche di digestione anaerobica .............................. 82

2.3.6.1 Processi batch ................................................................... 82

Indice

2.3.6.2 Processi in continuo .......................................................... 83 2.3.6.3 Digestione a secco (dry) .................................................... 87 2.3.6.4 Digestione ad umido (wet) ................................................. 87 2.3.6.5 Digestione monostadio ...................................................... 88 2.3.6.6 Digestione bi-fase e bi-stadio ............................................ 88 2.3.6.7 Digestione mesofila e termofila ......................................... 90

2.4 Bibliografia .............................................................................................. 91

Capitolo 3: Sottoprodotti, residui e rifiuti organici ....................................... 93 3.1 Introduzione ............................................................................................ 93 3.2 La questione “sottoprodotti” o “rifiuti” per le biomasse di scarto ............. 94 3.3 Principali sottoprodotti e residui organici avviabili a digestione anaerobica

............................................................................................................... 97 3.3.1 L’industria casearia e i suoi derivati .............................................. 101

3.3.1.1 Il siero di latte .................................................................. 104 3.4 Principali rifiuti organici avviabili a digestione anaerobica .................... 109

3.4.1 La frazione organica dei rifiuti solidi urbani .................................. 111 3.4.2 Prodotti alimentari scaduti ............................................................ 117

3.5 Impianti di digestione anaerobica alimentati a sottoprodotti e rifiuti organici: panorama nazionale ..................................................................... 120 3.6 Bibliografia ............................................................................................ 122

Capitolo 4: Materiali e metodi ....................................................................... 125 4.1 Introduzione .......................................................................................... 125 4.2 Strumentazione di misura ..................................................................... 126

4.2.1 Analisi chimico-fisiche ................................................................... 126 4.2.2 Strumentazione per test ABP ....................................................... 127 4.2.3 Digestore pilota di tipo batch da laboratorio ................................. 133

4.3 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica della FORSU ... 139 4.3.1 Campionamento dei rifiuti ............................................................. 141 4.3.2 Caratterizzazione chimico-fisica dei rifiuti organici ....................... 143 4.3.3 Caratterizzazione energetica dei rifiuti organici ............................ 144

4.3.3.1 Test ABP ......................................................................... 144 4.3.3.2 Prove di digestione anaerobica ....................................... 146

4.4 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica del siero di latte 147 4.4.1 Siero deproteinato o scotta ........................................................... 148

4.4.1.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica ............. 148 4.4.1.2 Test ABP ............................................................................... 150

4.4.2 Siero acido .................................................................................... 151 4.4.2.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica ............. 151 4.4.2.2 Prova di digestione anaerobica ............................................ 151

Indice

4.5 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica del latte scaduto............................................................................................................. 152

4.5.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica ..................... 153 4.5.2 Caratterizzazione energetica del substrato .................................. 154

4.5.2.1 Test ABP ............................................................................... 154 4.5.2.2 Prova di digestione anaerobica ............................................ 156

4.6 Bibliografia ............................................................................................ 158 Capitolo 5: Risultati e discussione .............................................................. 160

5.1 Produzione di biogas e metano dalla frazione organica dei rifiuti solidi urbani (FORSU) ............................................................................................... 160

5.1.1 FORSU tal quale ........................................................................... 160 5.1.1.1 Test ABP ......................................................................... 160

5.1.2 FORSU slurry ............................................................................... 160 5.1.2.1 Test ABP ......................................................................... 160 5.1.2.2 Prove di digestione anaerobica ....................................... 167

5.1.3 FORSU waste ............................................................................... 175 5.1.4 Discussione dei risultati ottenuti e considerazioni finali ................ 179

5.2 Produzione di biogas e metano dal siero di latte .................................. 181 5.2.1 Siero deproteinato o scotta ........................................................... 181

5.2.1.1 Test ABP ............................................................................... 181 5.2.1.2 Discussione dei risultati e considerazioni finali .................... 186

5.2.2 Siero acido .................................................................................... 187 5.2.2.1 Prova di digestione anaerobica ....................................... 187 5.2.2.2 Discussione dei risultati e considerazioni finali ............... 190

5.3 Produzione di biogas e metano dal latte scaduto ................................. 190 5.3.1 Test ABP ....................................................................................... 190 5.3.2 Prova di digestione anaerobica .................................................... 193 5.3.3 Discussione dei risultati e considerazioni finali............................. 196

5.4 Bibliografia ............................................................................................ 197 Capitolo 6: Studio di fattibilità tecnico-economica di un impianto di digestione anaerobica alimentato con latte scaduto ................................. 200

6.1 Introduzione .......................................................................................... 200 6.2 Inquadramento normativo ..................................................................... 200 6.3 Caratteristiche dell’impianto proposto ................................................... 202 6.4 Fattibilità tecnico-economica dell’impianto ........................................... 207

6.4.1 Analisi tecnica ............................................................................... 207 6.4.2 Analisi economica ......................................................................... 210 6.4.3 Analisi finanziaria .......................................................................... 213

6.5 Bibliografia ............................................................................................ 217

Indice

Conclusioni ....................................................................................................... 218 Appendice ........................................................................................................ 221

1

INTRODUZIONE Le problematiche connesse con la produzione dei rifiuti e degli scarti di

natura organica hanno assunto negli ultimi decenni proporzioni sempre maggiori, in relazione al miglioramento delle condizioni economiche, al veloce progredire dello sviluppo industriale, all’incremento della popolazione e delle aree urbane.

Nel 2011 la produzione nazionale di rifiuti urbani si è attestata a poco meno di 31.4 milioni di tonnellate e di tale quantitativo circa un 30-40% è costituito da materiale organico ad alto potere inquinante. Gran parte della frazione umida proviene dal settore della vendita al dettaglio e all’ingrosso che genera, annualmente, ingenti quantità di rifiuti organici a causa di inefficienze della catena logistica, strategie di marketing scadenti, specificità dei prodotti e sensibilità alle variazioni di temperatura di alcuni alimenti.

A ciò si aggiunge la produzione di un’ulteriore quantitativo di sostanza organica generata dalle linee di trasformazione dell’agro-industria; nelle trasformazioni industriali infatti si generano residui o scarti la maggior parte dei quali, ai sensi del DLgs.152/06, potrebbe essere classificata non come rifiuti ma come sottoprodotti la cui valorizzazione energetica è fortemente incentivata dalla vigente normativa (DM 6 Luglio 2012).

Il recupero della frazione organica che proviene dalle raccolte differenziate secco-umido e il recupero dei residui di lavorazione rivestono un ruolo strategico nell’ambito della gestione integrata dei rifiuti urbani.

L’intercettazione e il successivo recupero energetico dell’organico costituisce, infatti, una tappa fondamentale per raggiungere gli obiettivi fissati di raccolta differenziata (D.Lgs. 152/06) e ridurre la quota di frazione organica allocata in discarica (D.Lgs. 36/03) e i conseguenti impatti da essa derivanti.

La digestione anaerobica è una delle tecnologie migliori per il trattamento e la valorizzazione energetica delle matrici organiche in quanto consente la produzione di biogas che può essere convenientemente convertito in elettricità e calore.

Questo sistema di smaltimento della frazione organica risulta maggiormente avvalorato se si considera che il biogas prodotto viene classificato dall’U.E. come fonte di energia rinnovabile non fossile. Esso infatti garantisce non solo l’autonomia energetica, ma anche la graduale riduzione dell’inquinamento dell’aria e quindi dell’effetto serra.

Obiettivo di questo lavoro di tesi è stato quello di valutare il potenziale di metanizzazione di varie tipologie di rifiuti e sottoprodotti organici; in particolare è stata valutata la produttività di biogas dalla digestione anaerobica della frazione organica dei rifiuti solidi urbani proveniente da raccolta differenziata, del siero di

Introduzione

2

latte e del latte scaduto, essendo quest’ultimi rispettivamente i principali sottoprodotti e rifiuti della filiera lattiero-casearia.

Su queste matrici organiche sono state effettuate diverse prove sperimentali: determinazione delle proprietà chimico-fisiche al fine di caratterizzare le varie tipologie di substrati, prove ABP (Anaerobic Biogasification Potential) e prove di digestione anaerobica condotte nell’impianto pilota di tipo batch, al fine di determinare la produttività di biogas e metano. I dati sono stati successivamente impiegati per verificare la fattibilità tecnico-economica del recupero energetico di scarti del settore lattiero-caseario.

Il lavoro è organizzato in 6 Capitoli come descritto di seguito. Nel Capitolo 1 è presentata una panoramica degli attuali scenari energetici

mondiali, europei e nazionali ponendo particolare attenzione alle problematiche economiche ed ambientali legate all’utilizzo dei combustibili fossili e al ruolo che le fonti energetiche rinnovabili possono avere per il raggiungimento di uno sviluppo economico sostenibile.

Nel Capitolo 2 sono descritte le principali tecnologie di conversione energetica delle biomasse, dando particolare rilevanza alla digestione anaerobica e ai prodotti ottenibili (biogas e digestato) mediante questa tecnica di conversione energetica.

Nel Capitolo 3 è riportata una descrizione qualitativa e quantitativa dei principali sottoprodotti, residui e rifiuti organici avviabili a digestione anaerobica, sottolineando le problematiche di carattere economico ed ambientale relative alla gestione e allo smaltimento di queste matrici organiche. In tale contesto è stata fatta una trattazione più dettagliata degli scarti di processo provenienti dall’industria lattiero-casearia e dei rifiuti organici raccolti in modo differenziato tra cui i prodotti alimentari avariati generati dal settore della vendita al dettaglio e all’ingrosso. Di queste particolari matrici, oltre a definire i quantitativi annualmente prodotti a livello nazionale, sono state descritte le principali forme di gestione e smaltimento adottate da cui è emerso che ancora oggi la discarica è la forma principale di gestione di queste sostanze organiche.

A fronte di ciò, la parte sperimentale di questo lavoro di tesi, è incentrata sulla valorizzazione energetica della frazione organica mediante il processo di digestione anaerobica, essendo questa tecnologia quella che produce le minori quantità di emissioni inquinanti nonché le maggiori rese di valorizzazione metanigena della frazione umida.

Nel Capitolo 4 è descritta la strumentazione di misura impiegata per la caratterizzazione chimico-fisica ed energetica dei residui e dei rifiuti organici e di questa, in appendice A, è riportata l’incertezza di misura da considerare in fase di rielaborazione dei risultati. Per valutare le produzioni di biogas e metano delle matrici testate sono stati impiegati due diversi apparati sperimentali: mini reattori batch, utilizzati per effettuare test ABP (Anaerobic Biogasification Potential), e un impianto pilota di digestione anaerobica anch’esso caratterizzato da un funzionamento di tipo discontinuo. I test ABP permettono di valutare il

Introduzione

3

potenziale energetico di una biomassa, dando la possibilità di testare contemporaneamente più miscele e di ottenere le rese di produzione in tempi abbastanza brevi. Le miscele migliori in termini di produttività di biogas e metano sono state replicate nel digestore pilota in quanto esso riproduce più fedelmente le condizioni di processo tipiche di un impianto su scala industriale. In tale capitolo sono inoltre riportate le metodologie con cui sono state effettuate le prove sperimentali.

La valutazione del potenziale metanigeno della frazione organica nasce dalla volontà da parte di un’azienda di compostaggio del Centro Italia, di potenziare l’impianto esistente con la realizzazione di un digestore anaerobico a cui avviare la frazione organica dei rifiuti solidi urbani prima di sottoporla a trattamento aerobico al fine di produrre, non solo compost di qualità, ma anche energia elettrica e termica. In tale contesto è stata inoltre valutata l’idoneità e l’efficienza di una macchina spremitrice atta al trattamento meccanico del rifiuto organico prima del suo caricamento nel reattore.

Invece la scelta di valorizzare i residui e rifiuti tipici dell’industria lattiero-casearia, ed in particolare il siero di latte, il reso di latte scaduto e il latte invenduto che rimane spesso stoccato presso le aziende, nasce dal fatto che in Umbria questa tipologia di scarti viene spesso allocata in discarica con costi di smaltimento che incidono pesantemente sul bilancio aziendale. La valorizzazione energetica degli scarti lattiero-caseari potrebbe essere una valida alternativa di gestione aziendale dal momento che il caseificio stesso rappresenta un’utenza caratterizzata da elevati consumi di energia elettrica e termica.

Nel Capitolo 5 sono riportate le rese di biogas e metano ottenute dai vari substrati e sono riassunte alcune considerazioni sui risultati sperimentali conseguiti. Quest’ultimi inoltre sono stati confrontati con i dati di Letteratura Scientifica relativi a prove condotte su substrati analoghi a quelli analizzati.

La presenza nel territorio nazionale ed umbro di numerosi caseifici di medio-grandi dimensioni ha indotto a valutare, nel Capitolo 6, la fattibilità tecnico-economica di un impianto a biogas a servizio di un’azienda lattiero-casearia di medie dimensione alimentato con il reso di latte scaduto ritirato dagli esercizi commerciali e con il surplus di latte non commercializzato. Una gestione integrata dei rifiuti da parte delle aziende lattiero-casearie conferirebbe infatti alle industrie di trasformazione del latte una valenza da un punto di vista di gestione ambientale, consentendo alle stesse di migliorare l’immagine verso le parti interessate per l’impegno profuso nella tutela ambientale e nel risparmio energetico.

La scelta di effettuare uno studio di fattibilità tecnico-economica su un impianto che tratta latte scaduto e invenduto è motivata dal fatto che in Italia non ci sono, ad oggi, impianti di digestione anaerobica alimentati esclusivamente a residui e rifiuti dell’industria lattiero-casearia, mentre sono

Introduzione

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largamente diffusi impianti che trattano la frazione biodegradabile dei rifiuti solidi urbani e il siero di latte in co-digestione con altre tipologie di substrato.

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IL PANORAMA ENERGETICO E IL RUOLO DELLE FONTI RINNOVABILI

1.1 Introduzione

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1.2 Il contesto energetico mondiale ed europeo

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Capitolo 1 – Il panorama energetico e il ruolo delle fonti energetiche rinnovabili !

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!Figura 1.2!]!Domanda mondiale di energia, previsioni al 2040 [5]!!


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!Figura 1.3!]!Crescita demografica mondiale prevista tra il 2010 e il 2040, in miliardi di persone (dati World Bank) [6]!


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!Figura 1.4!#!Opec Spare Capacity [7]!!!$!%&'(()! )*+'&*,()-*,.)!/)!0,1!2,**-!1'03)+-!,*/,4'*+)!/)55'&'*(),.)!%'&!,&''!

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Tabella 1.1!$!Andamento dei consumi di energia primaria dell’ Unione Europea 2008-2011 (dati in Mtep, elaborazioni Eurostat 2013)

CONSUMO INTERNO LORDO DI ENERGIA IN MTOE ANN2008-2011 !

2008 2009 2010 2011 Variazione 2011/2008

(%)

Dipendenza estero (%)

EU 27 1801 1703 1759.4 1698.1 -5.7 53.8 %&'()*! +,-.! +/-"! ."-+! +,-0! #-"! 01-,!%2'(34)3! 1#-"! "0-.! "0-,! ",-5! 67-"! 5.-.!8&92::');3!<&;3!

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!Figura 1.5!L!Consumi interni lordi di energia primaria per fonte [9]!!!

!Figura 1.6!L!Consumi finali di energia primaria per settore [9]!


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1.3 Il contesto energetico italiano

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!Figura 1.7!G!Andamento dei consumi italiani di energia, elaborazione dati del Ministero dello Sviluppo Economico [11] !!

!Figura 1.8!G!Ripartizione dei consumi lordi di energia primaria in Italia tra le diverse fonti, anno 2011-Totale 184.2 Mtep [12]!

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!Figura 1.9!$!Impieghi finali di energia per settore, anni 2000- 2011 [12]!!!%!&'()!*+)&*,-)',.!/,!',&'0*,(.!12*31*,(*!&*4!1.,3/0.!5),'4*!5),.!'4!6778!

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1.4 I cambiamenti climatici e le principali politiche di mitigazione

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!Figura 1.10!E!Crescita delle emissioni di CO2 prodotte da combustibili fossili dal 1990 al 2008 (dati in mld tonnellate di carbonio )[17]

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Tabella 1.2!E!Aumento mondiale delle emissioni di CO2 (dati in Mton di carbonio) [18] !!


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1.5.1 Le fonti energetiche rinnovabili nel mondo S$&!"DAD;! &$!5%0,'!)'00%3-1'&'!6-00%!(%0,)'1+',%!(')(-!-&!A?9"T!2$&&-!5%)0',+)-!

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!Figura 1.11! X!Contributo relativo delle varie fonti rinnovabili alla produzione d’energia primaria nel 2010 [23]


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!Figura 1.13! $! Tassi di crescita medi annui dell’offerta mondiale di energia da fonti energetiche rinnovabili dal 1990 al 2010 [23] !!

!Figura 1.14!$!Consumi globali mondiali di energia primaria da fonti rinnovabili per settori nel 2010 [23] !


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!Figura 1.15!$!Produzione mondiale di energia elettrica da fonti rinnovabili nel 2010 [23] !!

Tabella 1.3! $! Indicatori sull’impiego di fonti rinnovabili per regioni geografiche (2010) [23]

!Energia primaria prodotta [Mtep]

Energia primaria

da rinnovabili

[Mtep]

Percentuale delle

rinnovabili sul totale

[%]

Ripartizione tra le principali categorie di fonti rinnovabili

[%]

Idraulica Alternative** BRW*

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1.5.2 Le fonti energetiche rinnovabili in Europa $%!%&%'()%!')&&*+,-).)!/*&*!,.!0%&1'*!2)! 1311%! .%! )&)4),1)+%! )&1%/%!,!'%,.)44,'%!

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!Figura 1.16!V!Evoluzione della quota di energia rinnovabile sul consumo finale lordo in Europa [25]


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!Figura 1.17! $!Consumi di energia primaria da fonti rinnovabili in UE nel 2009-2010: quote per fonte [26] !!%&!'()*+,&!-*+.(!/+!.(01/+/!,/!0/2(3&+4&!'5/!)*+'51/!,/!(+(06/&!0/++*3&7/2(!8!

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Tabella 1.4! S!Quota rinnovabili sui consumi finali di energia anni 2009-2010 e relativi obiettivi 2020) [fonte Eurosta t- online data code: t2020 31]

Consumi 2009 (%) Consumi 2010 (%) Obiettivo 2020 (%) EU27 11.7 12.5 20 B5'1/)! AQ>%! AF>G! AG!I'--+*/)!! "A>"! "#>J! A$!K/*2)*,/)! "%>%! "#>#! "Q!L;8-3/)! "%! "$>%! "A!M+3-+4)22+! #A>J! #A>J! "%!=8-+*/)! #"! #A>"! #T!U+C)*/)! ##>A! #">A! #A!?)*/C)39)! #$>#! ##>#! "$!B2+5'*/)!! %Q>G! %G>Q! #T!I/-;)*/)! #$>$! %G>F! #"!B.)4*)!! %#>Q! %">Q! #$!K3)*9/)! %#>"! %#>G! #"!P;24)3/)! %%>G! %">Q! %J!O'3C)*/)! G>T! %%! %Q!Italia 8.9 10.1 17 O3'9/)! Q>%! G>#! %Q!M+2+*/)! Q>G! G>A! %T!U'.;662/9)!V'9)! Q>T! G>#! %"!B2+5)99(/)! %$>A! G>Q! %A!<*4('3/)! Q>%! Q>F! %"!W32)*,)! T>%! T>T! %J!V/.3+! A>J! A>Q! %"!P'24/+! A>T! T>%! %"!X2)*,)! A>%! ">Q! %A!O3)*!P3'-)4*)! #>G! ">#! %T!I;88'C6;34+! #>Q! #>Q! %%!R)2-)! $>#! $>A! %$!

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!Figura 1.18! W! Quote rinnovabili UE nel 2010 sul consumo finale lordo di energia e obiettivo 2020 settore energetico [25]


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!Figura 1.19!$!Quote rinnovabili UE nel 2010 sul consumo di energia elettrica e obiettivo 2020 settore elettrico [25] !!

!Figura 1.20! $!Consumi di energia elettrica da fonti rinnovabili in UE nel 2009-2010: quote per fonte [26] !!

1.5.3 Le fonti energetiche rinnovabili in Italia %&! '()*++(,&! -../0-1023! 4566&! 7)898:(8;*! <*66=548! <*66=*;*)>(&! <&! ?8;+(!

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-! obiettivo trasporti$! %&! '()*&! 3-//):&;-%,! +,-! .)/0(1-! +,%! 0,**)3,! +,-!*3&05)3*-! +,:,! ,00,3,! &%1,/)! 5&3-! &%! ?7A! +,%! .)/0(1)! 2-/&%,! +-!,/,34-&!/,%!0,**)3,!+,-!*3&05)3*-C!

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!Figura 1.21 $!Quota dei! consumi finali lordi di energia coperti da fonti energetiche rinnovabili !!

!Figura 1.22 $!Evoluzione della produzione rinnovabile in Italia, dati in GWh [29] !!%&! '()*+! ,(! -.(+*/! 0).(+*)&/! 1(2)13(45/! &6+7(/33(8+! /91+2/+! ,/&! :;<! ,/&&)!

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!Figura 1.23 S!Evoluzione della produzione di energia elettrica da fonti rinnovabili in Italia e obiettivo elettrico nazionale [29] !!

1.5.4 Il contributo delle fonti energetiche rinnovabili alla riduzione delle emissioni inquinanti nel medio e lungo periodo K'! /((&)&(T! 8'11A:$.$G! *&0! 8/11A'+$,/! +2'U&08:*(2&/1'G! C/00$! ,$0(2&%:&($!

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!Figura 1.24 R!Emissioni di CO2 da combustibili fossili [30] M&!(*.'!-%$49'&(%!.:!MNK!L%)&,0$'!-4'!0$'&*),!'&');'(,$,!L4(4),S!4&%@!$1,*9*(%!

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!Figura 1.25 K!Emissioni globali di CO2 nello scenario tendenziale e BLUE Map [31] !!

!Figura 1.26 K!Le principali azioni tecnologiche per la riduzione delle emissioni di CO2 nello scenario BLUE Map [31] !!

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ENERGIA DA BIOMASSE E DIGESTIONE ANAEROBICA*

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2.2 Processi di conversione energetica delle biomasse #B*# )*2&%(%/'*# 4)'('AA0)*# ;*+# %))*&*+*# *&*+/'0# -0'# >0+'# )';'# -'# .'%,0110#

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Tipologia del processo

C/N Umidità Processo di conversione Prodotto

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Termochimico (&'# %&')#=3-8>6/23.+#?0662@290123.+#A2,3;262#

<.+,520#/+,-290#?06#B2#62./+62#?06#B2#C2,3;262D#8233;2#

Fisico-chimico --- --- <6/,0123.+#3;22#<6/+,2@290123.+#

E;23#5,+113D#823B2+6+;#E;23#,0@@2.0/3#

##2.2.1 Processi di conversione termochimica F#C,39+662#B2#93.G+,623.+#/+,-39H2-290#63.3#8060/2#6>;;I0123.+#B+;#90;3,+#9H+#

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2.2.1.1 !&2173%$&,-(0$.-%%" O0#93-8>6/23.+#R#>.0#,+0123.+#9H2-290#2.#9>2#>.0#636/0.10#K93-8>6/282;+M#62#

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2.3.2 Fasi del processo di digestione anaerobica R)# -(,01%*&(,1# 4&# *.6*2%)2&# (%+),&-&# -('$/1**&# &,# '12),(# )00&1,1D# -('1#

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Tabella 2.2#C#!&2#&3$5$&,-(46$2$4"(-(#"."2-%.$(7$3$4$(0$(0$77-.-,%$(%$#&'&/$-(0$(/"3(8)9#

Parametri Biogas

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Nord

Specifiche gas naturale rete

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Capitolo 3

SOTTOPRODOTTI, RESIDUI E RIFIUTI ORGANICI 3.1 Introduzione

La digestione anaerobica ai fini della produzione di biogas è un processo che permette l�’utilizzo di un ampia gamma di biomasse. Teoricamente ogni substrato di natura organica ha la possibilità di essere sfruttato energeticamente nei fermentatori, ma limitazioni riguardanti la microbiologia di processo, la tecnologia impiantistica, la normativa e non ultima la convenienza economica impongono un attento uso ed un�’approfondita conoscenza delle caratteristiche del substrato.

I substrati impiegabili per l�’alimentazione del digestore possono essere raggruppati, in base al settore di provenienza, nelle seguenti categorie principali:

- colture dedicate (mais, sorgo, triticale, ecc.); - effluenti di allevamento (letami, liquami e pollina); - sottoprodotti dell�’agro-industria e scarti animali e/o vegetali (siero di

latte, scarti macellazione di cat. 3, scarti della lavorazione delle olive); - Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani (FORSU); - fanghi di depurazione. Ad oggi le biomasse provenienti dall�’attività di trasformazione

dell�’agroindustria e la FORSU assumono un ruolo rilevante e in continua crescita nella filiera del biogas. L�’attività agro-industriale infatti produce quantità non trascurabili di scarti e sottoprodotti di natura organica di ottima qualità, in quanto costituiti da parti della stessa materia prima allontanate durante il percorso nelle linee di trasformazione industriale.

La possibilità di poter usufruire dei sottoprodotti/residui organici per la produzione di energia elettrica e termica è importante poiché consente il recupero energetico di una quota non trascurabile di scarti organici i cui principali canali di collocazione sono da sempre costituiti dall�’alimentazione del bestiame (per gli scarti più pregiati come buccette di pomodoro, scarti di mais, scarti di frutta e siero di latte), dall�’impiego diretto in agricoltura o dalla collocazione in discarica. Molto spesso si tratta di forme di recupero non censite o registrate che non permettono di comprendere la reale entità complessiva di tali flussi e la loro collocazione. L�’impiego di sottoprodotti e residui di natura organica quali materie prime alternative alla risorse fossili, può limitare

Capitolo 3 – Sottoprodotti, residui e rifiuti organici

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significativamente la domanda di quest�’ultime e nel contempo consentire la valorizzazione degli scarti stessi, aumentando la sostenibilità economica delle attività industriali da cui sono stati prodotti.

Inoltre per lo sviluppo sostenibile della filiera in ambito agricolo la possibilità di diversificare le matrici in ingresso agli impianti di biogas (prodotti e sottoprodotti) riveste un ruolo strategico: il ricorso a biomasse �“residuali�” da altri processi produttivi permette infatti di limitare il ricorso a colture dedicate, da riservare all�’uso alimentare e zootecnico.

In questo studio sperimentale viene analizzato l�’impiego della digestione anaerobica come trattamento per la valorizzazione energetica di alcuni residui e rifiuti organici. Nello specifico vengono analizzate le potenzialità energetiche del siero di latte, della Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani proveniente da raccolta differenziata e dei cibi scaduti.

3.2 La questione “sottoprodotti” o “rifiuti” per le biomasse di scarto

Nel recente Decreto Ministeriale 6 luglio 2012, in attuazione dell�’articolo 24 del Decreto Legislativo n.28/2011 sulla promozione dell�’uso di energia da fonti rinnovabili, il ruolo strategico delle biomasse residuali è stato ufficialmente riconosciuto, diventando uno dei criteri premianti alla base del nuovo sistema di incentivazione per gli impianti IAFR (Impianti Alimentati a Fonti Rinnovabili) che sono entrati in attività dopo il 31/12/2012.

Infatti, in pieno accordo con i principi già anticipati dal DLgs n.28/2011, due sono stati i criteri adottati per differenziare le tariffe di incentivazione dell�’energia elettrica derivante da fonti rinnovabili:

- la tipologia e l�’origine della biomassa impiegata come materia prima in ingresso agli impianti, con una diversificazione della tariffa tra prodotti di origine biologica e sottoprodotti riservando a quest�’ultimi importi più alti (+27-29% circa);

- la taglia dell�’impianto, con l�’individuazione di cinque classi di potenza, di cui tre fino a 1 MW (da 1 a 300 kW, da 300 a 600 kW e da 600 kW a 1 MW), con la tariffa incentivante decrescente all�’aumentare della potenza.

In particolare la tariffa più elevata è stata riservata agli impianti di piccola taglia alimentati con sottoprodotti.

In un impianto di biogas di tipo agricolo (non autorizzato a trattare rifiuti) dal punto di vista formale, possono essere impiegati:


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- prodotti, cioè colture dedicate, farine, insilati, granelle, ecc.; - sottoprodotti ai sensi dell�’articolo 184-bis della parte IV del DLgs n.

152/06 contenente norme per la tutela ambientale, così come modificato dal DLgs 3 dicembre 2010, n.205 a seguito del recepimento della Direttiva 2008/98/CE.

Nelle trasformazioni industriali spesso si generano residui o scarti che sono da ritenersi a tutti gli effetti rifiuti non pericolosi che possono essere classificati come sottoprodotti ai sensi del DLgs n. 152/06.

La Direttiva 2008/98/CE ridefinisce i criteri in base ai quali un residuo produttivo può essere qualificato sottoprodotto anziché rifiuto. In particolare all�’articolo 184-bis è riportato che un residuo di produzione può essere gestito come sottoprodotto se rispetta quattro punti:

- la sostanza è originata da un processo di produzione, di cui costituisce parte integrante, e il cui scopo non è la produzione di tale sostanza;

- è certo che la sostanza sarà utilizzata, nel corso dello stesso o di un successivo processo di produzione o utilizzazione, da parte del produttore o di terzi;

- la sostanza potrà essere utilizzata direttamente, senza alcun ulteriore trattamento diverso dalla normale pratica industriale;

- l�’ulteriore utilizzo è legale, ovvero la sostanza soddisfa, per l�’utilizzo specifico, tutti i requisiti pertinenti riguardanti i prodotti e la protezione della salute e dell�’ambiente e non porterà ad impatti complessivi negativi sull�’ambiente e sulla salute umana.

Se si confronta la nuova definizione di sottoprodotto con quella vigente in precedenza, emerge chiaramente la volontà di rendere più facilmente applicabile il percorso del reimpiego dei sottoprodotti.

Con la vigente definizione in primo luogo sono ammessi i �“trattamenti�” purchè facciano parte della normale pratica industriale. Ad esempio l�’ operazione di disidratazione dei sottoprodotti per ridurre il tenore di umidità o la riduzione della pezzatura non si configurano più come trattamenti preliminari che, secondo le pregresse interpretazioni, inficiavano la possibilità di una loro gestione come sottoprodotti.

Inoltre il concetto di parte di integrante del processo produttivo permette di allargare i confini entro cui si colloca la produzione del sottoprodotto, perché la sostanza che si intende gestire come tale può generarsi in qualunque punto e in qualunque momento dell�’intero processo produttivo del prodotto principale.

Non risulta più obbligatorio che i sottoprodotti abbiano un valore di mercato e questo non significa che i sottoprodotti non debbano essere pagati, ma


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solamente che il requisito non è vincolante per una loro gestione al di fuori del contesto normativo dei rifiuti.

Anche con la nuova definizione di sottoprodotto il primo dei requisiti da garantire è la certezza del riutilizzo; questo è un concetto fondamentale per dimostrare che la sostanza in gioco non è un rifiuto. Ciò significa che dalla raccolta presso il sito di produzione sino alla consegna e all�’impiego presso l�’utilizzatore (impianto di biogas) non si devono mai evidenziare comportamenti di incuranza, trascuratezza, considerati sinonimo di abbandono e quindi di �“volontà di disfarsi della sostanza in gioco�”.

La certezza dell�’effettivo reimpiego del sottoprodotto in un altro processo produttivo deve essere dimostrata con uno specifico contratto di scambio tra i due soggetti coinvolti, il produttore e l�’utilizzatore. Su questo fronte è importante ricordare il principio importantissimo della corresponsabilità in materia di gestione del sottoprodotto: entrambi gli attori sono infatti tenuti ad operare in modo corretto affinchè il flusso di materiale gestito come sottoprodotto non rischi di ricadere nel contesto normativo dei rifiuti con tutte le ripercussioni del caso relativamente al loro deposito temporaneo in attesa del carico al digestore a alla classificazione del digestato a valle. La presenza di rifiuti in ingresso al digestore, seppure in minima quantità sul totale trattato, rischia di condizionare permanentemente l�’intero impianto, che sarebbe da considerare a tutti gli effetti come un impianto di recupero di rifiuti non pericolosi per il quale è obbligatoria l�’attivazione di un procedimento finalizzato all�’ottenimento di un�’autorizzazione alla gestione dei rifiuti.

Altro aspetto incentivante l�’impiego dei sottoprodotti per la produzione di biogas è infatti relativo all�’uso agronomico del digestato. In molte regioni italiane il digestato proveniente da effluenti zootecnici in miscela con colture vegetali, residui colturali e residui agro-industriali, gestiti come sottoprodotti ai sensi del DLgs 152/06, può essere destinato allo spandimento agronomico sulla base dei criteri contenuti nel Decreto Ministeriale 07/04/2006 che recepisce la Direttiva nitrati 91/676/CEE ed è assoggettato alle prescrizioni contenute nello stesso Decreto Ministeriale circa i tempi di stoccaggio, i criteri e i divieti di spandimento, le modalità di trasporto, gli adempimenti burocratici e soprattutto relativamente ai dosaggi dei nutrienti.

Invece qualora il digestato provenga da rifiuti in ingresso deve essere trattato anch�’esso come rifiuto e ad esso viene attribuito secondo l�’Elenco Europeo dei Rifiuti un opportuno codice (190604 e 190606 rispettivamente per digestato prodotto dal trattamento anaerobico dei rifiuti urbani e dai rifiuti di origine animale e vegetale) e l�’uso sul suolo diventa una forma di recupero possibile (�“spandimento sul suolo a beneficio dell�’agricoltura, codice R10 dell�’allegato C


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alla parte IV del DLgs. 152/2006) previa specifica autorizzazione ai sensi della parte IV del DLgs. 152/2006.

Qualora il digestato provenga da impianti che trattano rifiuti le due possibili destinazioni sono l�’invio a impianti di depurazione e l�’invio a compostaggio insieme ad altri rifiuti ed è da escludere in tal caso l�’uso agronomico diretto o dopo separazione solido/liquido sul suolo agrario.

Di seguito si esaminano le diverse tipologie di sottoprodotti agro-industriali avviabili a digestione anaerobica riportandone le caratteristiche chimico-fisiche medie e le peculiarità (idoneità e criticità) ai fini dell�’invio a digestione anaerobica. Particolare attenzione è posta agli scarti di processo derivanti dall�’industria lattiero-casearia e alla Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani essendo questi substrati oggetto del presente studio sperimentale.

3.3 Principali sottoprodotti e residui organici avviabili a digestione anaerobica

Il settore agroindustriale riveste una notevole importanza per l�’economia nazionale e i comparti maggiormente rappresentati sul territorio italiano con realtà produttive significative sono:

- industria del latte e dei derivati; - industria olearia ed enologica; - macellazione di bovini, suini, avicoli e produzione di salumi; - lavorazione-preparazione dell�’ortofrutta destinata al consumo fresco; - trasformazione del pomodoro; - produzione di conserve vegetali diverse dal pomodoro.

Gran parte dei sottoprodotti e scarti di derivazione agroindustriale possono essere impiegati per l�’alimentazione di un digestore anaerobico; tuttavia quando si parla di un sottoprodotto, oltre ai parametri che determinano la produzione di biogas, occorre valutare la disponibilità nell�’arco dell�’anno e la facilità di trasporto e di gestione.

In Tabella 3.1 sono riportati i principali sottoprodotti provenienti dal comparto agroindustriale utilizzabili nei processi di fermentazione anaerobica, classificati in base al settore di provenienza. Vengono inoltre indicate le disponibilità annue presenti sul territorio italiano ed i valori indicativi di sostanza secca, solidi volatili e produzione in biogas (Tab. 3.2).


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Tabella 3.1 �– Alcuni sottoprodotti in relazione alle filiere agro-industriali e stime indicative sulle quantità annuali a livello nazionale

Gruppi di sottoprodotti e scarti Settore agro-industriale Siero di latte, latticello Industria casearia Grassi, contenuto stomacale e intestinale, sangue e fanghi di flottazione

Lavorazione delle carni e conserve animali

Scarti di ortaggi e frutta Ortofrutta per consumo fresco e succhi di frutta

Buccette di pomodoro e pelatura patate Conserve vegetali Vinacce, fecce, raspi, borlanda Industria enologica

Sanse, acque di vegetazione ed acque di lavaggio Industria olearia

Quantitativi di sottoprodotti e scarti t/anno Fonte

Siero di latte 9.491.783 Elaborazione CLAL su dati ISTAT, 2009

Scarti della macellazione 1.700.000 [1] Buccette di pomodoro 97.000 [2] Vinacce 1.054.240 [2] Tabella 3.2 �– Valori di sostanza secca, sostanza organica e produzione specifica di biogas presenti in Letteratura [3]

Gruppi di sottoprodotti e scarti Sostanza

secca (%TQ)

Sostanza organica

(%SV)

Resa in biogas

(Nm3/tSV) Siero di latte 4-7 80-92 350-800 Vinacce 40-50 80-95 600-700 Scarti di frutta 9.7-18.5 92-95.7 500-600 Buccette di pomodoro 27-35 96-97 300-400 Contenuto stomacale suini 12-15 80-84 300-400 Contenuto ruminale 12-16 85-88 300-600

I sottoprodotti di origine vegetale sono spesso legati alla stagionalità delle

specie da cui derivano. Alcuni come le buccette di pomodoro e le vinacce, possono essere insilati e quindi avere una maggiore conservabilità. Per quanto riguarda i sottoprodotti, è importante conoscere da quale processo provengono. Nel caso ad esempio delle vinacce, ottenute dalla pigiatura e dalla torchiatura dell�’uva, la quantità può variare dal 15% al 30% sull�’uva fresca. Inoltre si


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possono distinguere bucce dell�’uva tal quale, raspi dell�’uva, bucce con vinaccioli ecc. Conoscere la varietà dell�’uva di provenienza e il processo di lavorazione è importante ai fini della composizione chimica del sottoprodotto e di conseguenza della produzione. Per quanto riguarda le vinacce, prove condotte sulla produzione potenziale di biogas hanno evidenziato buone rese, se le vinacce sono digerite in presenza dei vinaccioli [4], probabilmente per l�’alto contenuto in olio di questi ultimi.

Per la produzione di biogas possono essere utilizzati anche i sottoprodotti di origine animale (SOA); in tal caso l�’impianto deve essere autorizzato ai sensi del Regolamento CE 1069/09 Norme sanitarie relative ai sottoprodotti di origine animale e ai prodotti derivati non destinati al consumo umano, in sostituzione del precedente Regolamento CE n. 1774/2002 che disciplina i requisiti sanitari per l�’utilizzo dei SOA [5]. In particolare i materiali devono rispondere ai requisiti di cui al Regolamento CE n.208/2006. Tale possibilità è limitata ai materiali di:

- categoria 2 (contenuto tubo digerente, fanghi di macellazione, ecc.), previo trattamento di igienizzazione (T=133°C, P=3 bar, t=20 secondi);

- categoria 3 (parti organiche non idonee al consumo umano), previo trattamento di pastorizzazione (T=70°C, t = 1 ora).

Si tratta comunque di materiali che richiedono una gestione attenta e attrezzature di pretrattamento spesso non disponibili in normali impianti agricoli. La quota di scarti di origine animale, recuperata dalla macellazione bovina, è elevata (33-35% del peso vivo) e la variabilità riscontrata in termini di quantità per alcune tipologie di sottoprodotti è da imputare ad aspetti propri del singolo stabilimento. Tuttavia i sottoprodotti di origine animale hanno il vantaggio di essere generati con continuità nel corso dell�’anno.

L�’utilizzo di biomasse di scarto, oltre ai vincoli legati alle necessarie autorizzazioni, implica una approfondita conoscenza della loro produttività potenziale di biogas e metano, della cinetica di fermentazione, della loro miscibilità con altre biomasse e del loro contenuto in azoto. Ad esempio i prodotti derivanti dalla lavorazione della carne, specialmente se ricchi di grasso, danno produzioni di biogas elevate caratterizzate da cinetiche di fermentazione molto lente. Tuttavia, dato che questi prodotti sono ricchi in azoto, è indispensabile controllare attentamente la concentrazione di ammoniaca che si produce, in quanto un suo eccesso ha un effetto tossico sui batteri.

Per quanto concerne la natura degli scarti/sottoprodotti che si generano nell�’industria delle conserve vegetali, si precisa che i quantitativi di maggior rilievo sono quelli regolarmente generati dalle linee di trasformazione industriale dei diversi vegetali, quali:


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- parti di vegetali derivanti dalle varie operazione tecnologiche di fabbrica (denocciolatura, pelatura, detorsolatura, ecc.). Si tratta delle buccette di pomodoro, di torsoli e sbucciatura di mele e pere, ecc.;

- frutti non maturi, difettosi, di taglia non adeguata solitamente allontanati mediante selezione ottica applicata sui flussi in ingresso;

- scarti di sgrigliatura di tutti gli effluenti idrici in ingresso all�’impianto di depurazione aziendale, flusso spesso gestito insieme agli scarti da selezione ottica.

L�’alimentazione del bestiame resta una delle forme di recupero più diffusa, soprattutto per i sottoprodotti più pregiati, quali buccette di pomodoro e scarti di mais dolce. In generale quando la qualità non è idonea per l�’alimentazione animale, ad esempio per la presenza di terra, gli scarti vegetali possono trovare collocazione sui terreni da cui provengono le materie prime, ove sono gestiti secondo i principi della buona pratica agricola. Come si può osservare dalla Tabella 3.2 gli scarti vegetali (buccette di pomodoro e scarti di frutta) sono materiali di notevole interesse per l�’invio a digestione anaerobica, perché ricchi di sostanza organica e, in alcuni casi, poco dotati di azoto. Di contro, per tutto ciò che deriva dall�’industria delle conserve vegetali, occorre tenere in considerazione due aspetti fondamentali: la stagionalità e il tenore di umidità, spesso elevato, che rende difficile una loro eventuale conservazione nel tempo. Tutti i flussi, inoltre, mostrano la tendenza ad acidificare velocemente, come risulta dai bassi valori di pH riscontrati, nonostante il campionamento eseguito su scart prodotti in giornata. La loro gestione quindi deve prevedere forme di recupero pressochè immediate; la produzione di percolati e di esalazioni maleodoranti si possono infatti ritenere inevitabili. Ne deriva che, qualora si intendano trattare tali flussi in digestione anaerobica, le fasi di ricezione e pre-trattamento non devono essere sottovalutate.

Alcuni sottoprodotti devono essere inseriti nell�’alimentazione del digestore adottando uno scrupoloso monitoraggio dell�’impianto per la loro rapida degradabilità, come avviene ad esempio anche nel caso del siero di latte ricco di carboidrati semplici, che portano ad un rapido accumulo di acidi organici.

In Italia la produzione di siero di latte è stimata essere di circa 9 milioni e mezzo di tonnellate all�’anno. La parte non destinata all�’allevamento dei suini, o all�’estrazione di principi attivi richiesti dal settore mangimistico, può essere usata come substrato per la digestione anaerobica. Il suo inserimento all�’interno di un piano di alimentazione di un digestore deve prevedere una codigestione con substrati ad elevato potere tamponante come il liquame bovino. Infatti l�’elevata degradabilità del lattosio, il maggiore componente del siero, produce una forte acidificazione che può venire bilanciata dal potere tampone del


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liquame. Tuttavia, a causa del basso contenuto in solidi volatili del siero di latte, le rese per tonnellata di prodotto non concentrato (tq) non sono elevate. Una miscela di 5600 t/anno composta per il 50% da siero di latte e per il restante 50% da liquame può produrre 560 Nm3/giorno di biogas, che può alimentare un motore endotermico di 50 kW di potenza [6].

Nel paragrafo successivo viene riportata una breve descrizione dei principali scarti di processo dell�’industria lattiero-casearia ponendo particolare attenzione al siero di latte essendo il residuo maggiore in termini quantitativi che si genera dalla filiera del latte.

3.3.1 L’industria casearia e i suoi derivati La lavorazione industriale del latte per la produzione di formaggi da origine a

notevoli quantitativi di reflui e facendo un bilancio di massa della filiera casearia si stima che da dieci chilogrammi di latte in ingresso si ottengono mediamente due chilogrammi di formaggio e otto chilogrammi di scarti di varia natura.

La filiera di produzione del formaggio inizia dalla stalla (Fig. 3.1) dove avviene la mungitura per l�’estrazione del latte, a cui seguono le operazioni di filtrazione e refrigerazione immediata ad una temperatura di 4°C. La filtrazione semplice si rende necessaria per eliminare le impurità più grossolane mentre il refrigeramento è utile per rallentare la crescita dei batteri all�’interno del latte. Il prodotto ottenuto dopo questa prima serie di trattamenti prende il nome di latte crudo e può essere commercializzato tal quale oppure può essere inviato, mediante botti interrefrigeranti, al caseificio dove subisce ulteriori lavorazioni per essere trasformato in prodotto finito. Negli stabilimenti di trasformazione, la conservazione di alcuni elementi costituenti il latte viene aumentata grazie alla pastorizzazione, che può essere veloce, se effettuato alla temperatura di 70°C per circa 10-15 secondi, o bassa, se effettuata a 60-65°C per un tempo di 30-40 minuti. Un�’ulteriore refrigerazione è necessaria per la conservazione del prodotto e per rendere il latte ottenuto idoneo alla vendita come latte fresco intero.

Il latte fresco intero può essere utilizzato per la produzione di vari tipi di formaggi e del burro. La parte di filiera relativa alla produzione del formaggio, prevede una fase di innesto del latte, che favorisce la sua coagulazione.

La coagulazione può avvenire in due modi: per acidificazione con l�’azione di batteri naturalmente presenti nel latte (coagulazione acida) oppure per via enzimatica mediante l�’aggiunta del caglio (coagulazione presamica).


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Figura 3.1 �– Filiera del latte e dei suoi derivati


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In genere la coagulazione è mista, cioè avviene sia per apporto di caglio, sia per acidificazione del latte (ottenibile in caldaia ad opera dei batteri lattici), con prevalenza del primo per ottenere formaggi a pasta dura e prevalenza dell�’azione acida per i formaggi molli. In questa fase, la cagliata tende a contrarsi favorendo l�’espulsione del siero dalla massa solida, facilitata dalla rottura della cagliata in frammenti per mezzo di appositi macchinari.

L�’estrazione, la formatura e la salatura sono le ultime operazioni che la cagliata subisce prima di essere venduta come formaggio fresco a pasta molle o a pasta dura.

Il siero di latte di primo formaggio, sottoprodotto ottenuto durante l�’estrazione della cagliata, può essere sia reimpiegato sia nel campo dell�’alimentazione umana e animale che essere avviato al processo di digestione anaerobica. Nel caso di reimpiego del siero nell�’alimentazione umana si possono ottenere da tale residuo dei prodotti concentrati (siero in polvere) o prodotti caseari come burro di siero e ricotta.

Il processo di produzione della ricotta, ottenuta a partire del siero, ha un ulteriore sottoprodotto, il siero di latte di secondo formaggio o scotta, anch�’esso impiegabile nel campo dell�’alimentazione animale, per la produzione di bioetanolo o l�’estrazione del lattosio.

Nei formaggi a pasta filata, invece, la cagliata prima di essere sottoposta al processo di formatura e salatura, viene fatta maturare in un ambiente acido (pH = 4.9-5.3) mediante l�’aggiunta di colture lattiche particolari, per poi essere tagliata e rivoltata in blocchi. Il siero prodotto in questa fase è oggetto dello studio sperimentale in questione ed è caratterizzato da un pH particolarmente acido. La filatura, effettuata ad una temperatura di 80-90°C, conferisce plasticità ai blocchi di cagliata che possono essere tirati in filamenti di lunghezza superiore al metro. La formatura, realizzata per mezzo di macchine a rulli modellatrici, modella ed effettua una pezzatura costante del prodotto finale. L�’acqua di salamoia derivante dal processo di salatura dei formaggi, subisce una serie di trattamenti biologici di depurazione finalizzati alla rimozione del modesto contenuto di sostanza organica, in modo da poter riutilizzare l�’acqua nell�’industria stessa [7,8]. Il latte fresco intero, se sottoposto a centrifugazione o affioramento naturale, viene trasformato in crema di latte (panna).

Nella successiva fase di zangolatura la crema viene sbattuta energicamente in un macchinario denominato appunto zangola, per la produzione di burro e di un ulteriore sottoprodotto della filiera lattiero-casearia, il latticello. Quest�’ultimo può essere impiegato nel campo dell�’alimentazione animale o essere utilizzato come substrato nel processo di digestione anaerobica per ottenere biogas. Dai sottoprodotti e rifiuti dell�’industria lattiero-casearia può iniziare una seconda


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filiera che termina con la produzione di energia, sia termica che elettrica, previa trasformazione in biogas attraverso il processo di digestione anaerobica.

3.3.1.1 Il siero di latte

Il siero è la parte liquida del latte che si separa dalla cagliata, cioè dalla precipitazione e rimozione della caseina e dei grassi del latte durante il processo di produzione del formaggio (Fig. 3.2); esso rappresenta l�’85% e il 95% in volume del latte utilizzato ed è stimato che per ogni chilogrammo di formaggio sono prodotti circa 9 litri di siero di latte [9].

La produzione mondiale del siero nel 2010 è stata di oltre 180 milioni di tonnellate e questa mostra un tasso di crescita annuale del 3-4% circa [10].

Secondo le rielaborazioni dati effettuate dal consorzio CLAL su dati Istat relativi all�’anno 2009, la produzione di siero di latte proveniente dalla lavorazione dei formaggi si è attestata intorno ai 9 milioni e mezzo di tonnellate l�’anno e tale dato è rimasto ad oggi pressoché invariato. L�’Italia infatti occupa una posizione preminente nel panorama della produzione di formaggio (13% della produzione Europea), collocandosi al terzo posto in Europa dopo Germania e Francia (dati EUROSTAT 2012).

Gli elevati quantitativi di questo sottoprodotto rappresentano per le aziende casearie un problema gestionale di notevole entità dato l�’elevato carico organico e quindi il notevole carico inquinante di questo scarto. In termini di COD (Domanda Chimica di Ossigeno), il potenziale inquinante di un litro di siero derivante dalla produzione del formaggio è approssimativamente pari a 60-80 gCOD/L [11] e tale valore spiega come, in assenza di una filiera di valorizzazione, il siero costituisca un notevole problema ambientale. Per tale motivo l�’autorizzazione per gli scarichi di queste sostanze e le relative istruzioni sono spesso competenza di enti regionali come l�’ARPA.

Figura 3.2 �– Siero ricavabile per tipologia di formaggio


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I valori dei principali parametri di inquinamento, dedotti dalla Letteratura scientifica, sono riassunti in Tabella 3.3.

Tabella 3.3 �– Valori dei principali parametri del siero [12, 13, 14, 15]

Parametro Valore COD (g/L) 60-80 BOD5 (g/L) 30-50 ST (%) 6-6.5 SV (%) 85-90 TKN (g/L) 0.500-1.5 P (g/L) 0.15-0.5 Alcalinità (meq/L) 50

Tuttavia per questo residuo, sono possibili diverse alternative di impiego che combinano la valorizzazione come materia oppure energia e che forniscono quindi un ampio panorama di soluzioni atte a trasformare uno scarto in una risorsa. Il siero di latte contiene infatti il 55% dei nutrienti contenuti nel latte, in particolare lattosio, proteine solubili, grassi e sali minerali (8-10% della sostanza secca, principalmente: NaCl e KCl e sali di calcio, per la maggior parte fosfati), oltre ad altre componenti come l�’acido lattico, l�’acido citrico ed alcune vitamine.

Esistono due varietà di siero (Tab. 3.4): il siero dolce e il siero acido, prodotte da due diverse modalità di coagulazione del latte. Il siero dolce (pH = 6-7) si genera con l�’utilizzo del caglio e generalmente deriva dalla produzione dei formaggi stagionati, il siero acido (pH<5) si ottiene quando la coagulazione deriva da una parziale fermentazione del lattosio ad acido lattico o dall�’aggiunta di acidi minerali (HCl o H2SO4) come nel caso dei formaggi freschi a pasta filata. Rispetto al siero dolce, quello acido ha un più alto contenuto di ceneri, ed in particolare di calcio, un basso contenuto di siero-proteine, un più basso tenore di lattosio ed il suo uso in campo alimentare è limitato dal sapore acido e dall�’alto contenuto di sali [8].

Tradizionalmente il siero di caseificazione è destinato all�’alimentazione suinicola, alla cessione ad aziende di trasformazione, allo spargimento sui campi o allo smaltimento in discarica. Ancora oggi circa il 50% dei 190 milioni di tonnellate di siero di latte prodotte in tutto il mondo sono smaltite in ambiente e questo fatto, oltre a rappresentare una significativa perdita di risorse, è causa di ingenti problemi ambientali.


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Tabella 3.4 �– Composizione media del siero dolce e del siero acido Componente Siero dolce Siero acido

pH 5.9-6.3 4.3-4.6 Solidi Totali (%) 6.3-6.5 6.0-6.2 Proteine (% sul secco) 11.5-13.5 5.3-12.1 Grasso (% sul secco) 0.8-7.9 <1 Lattosio (% sul secco) 71.8-77.4 67.7-80.7 Ceneri (% sul secco) 7.8-9.7 13.1-14.0 Acido lattico (% sul secco) 0.7-0.78 6.4 Sali minerali (% sul secco) 8.5 12.5

Attualmente, grazie allo sviluppo di nuove tecnologie di separazione, concentrazione e trasformazione, sono percorribili diverse vie di valorizzazione e rimpiego sia del siero tal quale che dei suoi componenti. Alla base di questa nuova gestione sta la trasformazione del siero per il recupero di alcune sostanze di grande interesse nutrizionale (preparazione dei gelati e dei prodotti da forno) e farmaceutico.

Le possibilità di valorizzazione sono però strettamente dipendenti dalla qualità e dalle modalità di conservazione del siero in azienda; sieri piuttosto acidi, non raffreddati e, in certe situazioni, molto carichi di ceneri, sono difficilmente valorizzabili o possono richiedere trattamenti più articolati e costosi, rispetto alla semplice filiera base di recupero delle proteine per mezzo di ultrafiltrazione. In questi casi la valorizzazione energetica di questo residuo dell�’industria lattiero-casearia può risultare più opportuna.

In base a quanto definito dalla Direttiva 2008/98/CE il siero di latte può essere considerato un sottoprodotto in quanto è una sostanza che deriva da un processo di produzione il cui scopo primario non è la produzione della sostanza stessa ed inoltre rispetta le condizioni dettate dall�’art. 5 di tale Direttiva. Per tale motivo e per l�’ elevata biodegradabilità (94-99%) [16] di questa matrice la valorizzazione energetica tramite digestione anaerobica sembra essere la soluzione più appropriata per il recupero energetico di questo scarto di processo. La digestione anaerobica del siero di latte valorizza il contenuto energetico di questa matrice grazie alla produzione di biogas e alla successiva conversione in energia elettrica e termica e, al tempo stesso, consente di stabilizzare la sostanza organica.

In Italia l�’impiego del siero di latte nel settore alimentare e farmaceutico (sieroproteine, vitamine e sali minerali, ecc.) è ancora poco diffuso e tale prodotto di scarto continua ad essere smaltito in modo illegale o impiegato tal


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quale come mangime per i suini oppure essiccato in polvere per l�’alimentazione bovina. E�’ noto e ampiamente dimostrato che l�’impiego del siero liquido per l�’alimentazione dei suini ha effetti dannosi per la salute degli animali (emorragie intestinali) e preoccupanti in termini ambientali a causa dei volumi e delle caratteristiche delle deiezioni prodotte. Tale situazione dipende da diversi fattori tra i quali i più importanti sono:

- le caratteristiche del sistema produttivo nazionale, costituito da piccoli caseifici sparsi in modo uniforme su tutto il territorio nazionale;

- sieri a composizione diversa derivanti da una produzione casearia particolarmente diversificata, con almeno cinquemila tipi diversi di formaggio e ciò condiziona il tipo di trattamento;

- scarso interesse per l�’innovazione tecnologica di processo e di prodotto e scarsa conoscenza delle possibili tecnologie di trattamento;

- difficoltà a contrastare il monopolio dei prodotti ricavati dal siero, che rimane saldamente nelle mani delle multinazionali del Nord Europa (Lactoserum, Dairy Gold, DNV, Ingredia, Whey Systems Inc.).

Scarsa informazione, ignoranza sulle tecnologie di recupero e scarsa propensione agli investimenti in settori ad alto contenuto tecnico e di ricerca favoriscono il permanere di una situazione che comporta il rischio quotidiano di chiusura degli stabilimenti per ragioni di sicurezza ambientale.

In tale contesto il recupero energetico del siero di latte è una valida alternativa di gestione aziendale di questo residuo dal momento che il caseificio stesso rappresenta un�’utenza nella quale vi sono elevate richieste di calore nel processo di raffreddamento e condizionamento per la conservazione del formaggio e tale situazione rappresenta un ottimo sfruttamento dell�’intera energia disponibile nel biogas per via cogenerativa e trigenerativa. In molti casi la valorizzazione energetica del siero può consentire ritorni economici superiori a quelli derivanti dall�’impiego del siero nell�’ alimentazione zootecnica [12,17].

Inoltre esso potrebbe essere una biomassa disponibile per la digestione anaerobica soprattutto in quelle zone in cui, a fronte di produzioni elevate,non vi è la connessione con l�’allevamento suinicolo e/o la distanza dai siti di recupero è tale da non rendere conveniente il conferimento.

Tuttavia dalla Letteratura Scientifica emerge che il trattamento anaerobico del siero di latte è un processo caratterizzato da una ridotta stabilità a causa della tendenza di questo substrato ad acidificare molto rapidamente. Il siero infatti è caratterizzato, oltre che da elevati valori di COD, anche da un basso valore dell�’alcalinità pari a circa 2.5 kg m-3 CaCO3 [18]. Malaspina et al., in uno studio relativo al trattamento anaerobico del siero di latte e delle acque di lavaggio provenienti da un caseificio di medie dimensioni [19] dichiarano che il


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siero di latte crudo è un substrato difficilmente trattabile mediante digestione anaerobica a causa del basso valore di alcalinità, dell�’elevato valore del COD e quindi della tendenza di questo substrato ad acidificare molto rapidamente.

La Letteratura disponibile in merito è molto ricca: alcuni autori hanno condotto studi su scala pilota con sistemi a due fasi [20] garantendo quest�’ultimi una maggiore stabilità di processo e una maggiore riduzione del contenuto dei solidi volatili. A tal proposito si cita uno studio di J. Jasko et al. in cui il siero di latte viene digerito in un sistema bi-fase con l�’aggiunta, in entrambi i reattori, di NaHCO3 per aumentare la capacità tampone del mezzo di reazione [21].

Dai dati di Letteratura emerge inoltre che la tecnologia impiantistica in grado di massimizzare la produzione di biogas e metano dal siero di latte è costituita dai reattori UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket reactor). Kalyuzhnyi et al. nel loro studio sperimentale hanno dimostrato che i reattori UASB sono in grado di far fronte alla pre-acidificazione del siero anche in presenza di elevati carichi organici e senza aggiunta di alcalinità [22].

Alcuni autori hanno operato con siero codigerito con altri substrati [18,23] o con siero non diluito [24], e dalle varie prove sperimentali è emerso che nell�’ultimo caso si sono riscontrate le maggiori problematiche dovute appunto all�’instabilità del processo di digestione anaerobica. In casi come questi è necessario aggiungere ulteriori substrati per eliminare gli effetti inibenti dovuti, ad esempio, alla elevata acidità della biomassa in digestione. Infatti attraverso un attento controllo dei fattori che influenzano i processi anaerobici ed un giusto bilanciamento delle matrici in ingresso la digestione anaerobica del siero di latte può essere una interessate opportunità di smaltimento e di produzione di energia.

La caratteristica che accomuna molte prove sperimentali di digestione anaerobica del siero di latte è la correzione del pH mediante sostanze basiche. In merito a questo aspetto, Ghaly A.E. ribadisce, nel suo studio sperimentale di co-digestione del siero di latte e letame [24], la non fattibilità del trattamento anaerobico senza correzione del pH, dimostrando che l�’aggiustamento di questo parametro, durante la fase di metanogenesi, incrementa la produzione di biogas da un valore di 0.1 Nm3/kgSV (ottenuto senza correzione del pH) fino a un valore prossimo a 0.35 Nm3/kgSV.

Considerato lo stato dell�’arte in merito alla digestione anaerobica del siero del latte, lo scopo della sperimentazione descritta nel presente lavoro di tesi è stato quello di valutare la produttività di biogas e metano di questa matrice organica senza attuare la co-digestione con altri substrati, senza correzione del pH e impiegando una tecnologia impiantistica semplice come i reattori batch. Questa sperimentazione è stata condotta con l�’obiettivo di sviluppare una


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tecnologia impiantistica di facile realizzazione e gestione ad esclusivo servizio di caseifici di piccole-medie dimensioni che hanno crescenti problemi di smaltimento e che non possono permettersi gli alti costi di investimento per tecnologie alternative di valorizzazione del siero. 3.4 Principali rifiuti organici avviabili a digestione anaerobica

Con il termine di rifiuto si intende, in senso etimologico, qualsiasi materiale

od oggetto derivante da attività umane o da cicli naturali che viene abbandonato o destinato all�’abbandono.

Essi rappresentano un problema di carattere sociale ed ambientale e il loro smaltimento è indispensabile per evitare rischi gravissimi per la collettività, tuttavia una visione più generale del problema non può prescindere dal considerare i rifiuti come fonti di un possibile recupero sia energetico che di materia prima.

Negli ultimi anni si è sviluppata l�’idea di un sistema di gestione integrata dei rifiuti; questo sistema trova il suo fondamento in diversi metodi combinati per minimizzare l�’uso delle risorse e, quindi, riutilizzare, riciclare e recuperare quanto è più possibile ciò che si usa, con lo scopo finale di realizzare un ciclo chiuso. Proprio su tale linea di azione si colloca il DLgs. 152/2006 parte IV Norme in materia di gestione dei rifiuti e di bonifica dei siti inquinanti, quale cardine dell�’intero sistema normativo nazionale in materia di gestione dei rifiuti. Il sistema di gestione integrata promosso dal suddetto Decreto e prima ancora dal Decreto Ronchi (DLgs. n.22 del 5 febbraio 1997), si basa sul ricorso significativo a forme di prevenzione, riduzione a monte della produzione di rifiuti, sull�’incentivazione della raccolta differenziata e sull�’uso residuale della discarica che deve essere posposto a trattamenti che prevedano forme di recupero sia dei materiali che di energia.

Dal punto di vista dei possibili recuperi di energia, appaiono particolarmente interessanti due tipologie di rifiuti organici: la Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani (FORSU) e i prodotti alimentari scaduti essendo anch�’essi rifiuti in quanto identificati con codici CER (ad esempio il codice CER 020304 identifica gli scarti alimentari di origine vegetale inutilizzabili per il consumo e la trasformazione come i resi invenduti e/o danneggiati, il codice CER 020501 identifica invece gli scarti alimentari lattiero-caseari inutilizzabili per il consumo e la trasformazione come il latte sfuso e confezionato).


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Il trattamento di queste frazioni nell�’ambito di un sistema integrato di gestione dei rifiuti è molto importante poiché consente una riduzione significativa del volume e del grado di putrescibilità dei rifiuti da avviare poi allo smaltimento definitivo, sia questo discarica o incenerimento.

La digestione anaerobica è ad oggi una delle principali alternative per il trattamento dei rifiuti organici; essa consiste in una biodegradazione del rifiuto in ambiente anaerobico che genera principalmente metano (CH4), anidride carbonica (CO2) ed un materiale solido stabilizzato utilizzabile come ammendante per il terreno.

La frazione organica dei rifiuti solidi urbani (FORSU) è uno dei substrati maggiormente impiegati nel processo di digestione anaerobica. La produzione di biogas da rifiuti organici rappresenta un tema di grande attualità e una nuova opportunità, in relazione sia a esigenze di smaltimento dei rifiuti che di produzione di energia da fonti rinnovabili. In particolare è indicata per tale tipo di trattamento la frazione organica proveniente da raccolta differenziata, presentando questa un contenuto di solidi volatili maggiore rispetto a quella separata meccanicamente [25]. Attualmente la tecnologia più indicata per il trattamento della frazione organica del rifiuto è la co-digestione della FORSU e dei fanghi di depurazione o con altri substrati: in questo modo, oltre a trattare diversi flussi di rifiuto in un unico impianto, si massimizza il contenuto di metano nel biogas, grazie ai nutrienti aggiunti dei cosubstrati.

La FORSU può essere impiegata in prove di co-digestione con i sottoprodotti agroindustriali (siero di latte, scarti dell�’industria olearia), che di per sé avrebbero rese in biogas molto modeste.

In Letteratura Scientifica sono riportate prove sperimentali in cui la FORSU viene co-digerita con i fanghi di depurazione delle acque di scarico (75% in volume di fanghi e 25% in volume di FORSU) in condizioni termofile (56°C). Tale binomio risulta essere molto promettente dal momento che il biogas che si ottiene da questa miscela risulta essere il doppio di quello relativo alla digestione dei soli fanghi di depurazione e con un contenuto di metano pari al 60% [26].

Altre fonti di Letteratura mostrano come la presenza e la natura di un inoculo sia un parametro importante al fine di raggiungere un rapido inizio del processo e un giusto equilibrio della popolazione microbica. Tra le principali tipologie di inoculo sono indicati reflui bovini e suini e fanghi digeriti. Le condizioni di processo più impiegate per la co-digestione sono: 25% in peso di inoculo e una temperatura pari a 55°C (valore ottimale nel range termofilo) [27].


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La principale alternativa alla digestione anaerobica dei rifiuti organici consiste nel compostaggio; esso però presenta alcune problematiche tecniche, economiche ed ambientali che lo rendono meno opportuno.

Attualmente invece in Letteratura esistono pochi dati relativi alla valorizzazione energetica dei prodotti alimentari scaduti. Ad esempio, il trattamento anaerobico del latte avariato è stato oggetto di poche attività sperimentali. Tra queste si riporta lo studio condotto da Sivakumar et. al. [28] relativo al trattamento anaerobico di un campione di latte scaduto proveniente da un�’industria di lavorazione del latte mediante l�’impiego di un reattore batch; tale prova sperimentale è stata caratterizzata da una produzione di biogas pari a 64.42 litri/litro di latte e da un contenuto massimo di metano pari al 69.18%. 3.4.1 La frazione organica dei rifiuti solidi urbani

Prima di affrontare l�’argomento specifico relativo alla frazione organica dei rifiuti solidi urbani, è necessario dare un inquadramento della matrice di riferimento: il rifiuto solido urbano.

I Rifiuti Solidi Urbani (RSU) sono per definizione i rifiuti prodotti da una comunità, ad esclusione di quelli derivanti da attività industriali ed agricole. Gli RSU comprendono dunque i rifiuti domestici (derivanti da civili abitazioni), commerciali (prodotti da negozi, supermercati, ecc.) e quelli prodotti da strutture di pubblica utilità (scuole, ospedali e simili). Essi rappresentano uno dei flussi solidi più importanti da inviare a smaltimento, sia dal punto di vista quantitativo che qualitativo.

La produzione nazionale di rifiuti urbani si è attestata, nell�’anno 2011, a poco meno di 31.4 milioni di tonnellate, facendo registrare una riduzione di quasi 1.1 milioni di tonnellate rispetto al 2010 (-3.4%). Tale andamento si riscontra anche nel panorama Europeo in cui la produzione di rifiuti solidi urbani nel 2011 è stata di 252 milioni di tonnellate in calo dello 0.9% rispetto ai valori del 2010 [29].

Nonostante il decremento della produzione degli RSU che ha caratterizzato gli ultimi anni, l�’Italia si colloca sempre tra i maggiori produttori di rifiuti solidi urbani dopo Germania, Francia e Regno Unito.

La produzione pro-capite, che svincola il dato dal livello di popolazione residente, nel 2011 è stata di 528 kg/abitante per anno, al di sopra della media europea pari a 502 kg/abitante per anno e in lieve diminuzione rispetto al valore del 2010 pari a 536 kg/abitante per anno [29]. Da quanto enunciato emerge che in Europa negli ultimi anni va consolidandosi una tendenza alla riduzione della produzione totale e pro capite dei rifiuti urbani. Su tale dato influisce innegabilmente la crisi economica internazionale ma sicuramente incide anche


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l�’adozione di modelli di consumo e produttivi più virtuosi e più attenti alla prevenzione e al contenimento dei rifiuti in linea con le politiche comunitarie di settore. In Figura 3.4 è riportata, per singolo stato membro dell�’ UE 27, la ripartizione percentuale delle principali forme di gestione cui sono stati avviati i rifiuti solidi urbani nel 2011.

Figura 3.3 �– Produzione di rifiuti urbani nell’UE 27 (1000 t), anni 2009-2011 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat]

Figura 3.4 �– Ripartizione percentuale della gestione dei rifiuti urbani nell’UE 27, anno 2011 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat]


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Circa il 36% dei rifiuti è stato smaltito in discarica, circa il 23% è stato inviato ad incenerimento, mentre circa il 26% e circa il 15% sono stati avviati, rispettivamente, a riciclaggio e compostaggio. Occorre precisare che, secondo l�’approccio di Eurostat, nella voce �“compostaggio�”, oltre al trattamento aerobico della frazione biodegradabile, rientra anche il trattamento anaerobico.

La Figura 3.4 mostra un�’estrema variabilità di approccio alla gestione dei rifiuti urbani tra i diversi Stati membri. Con riferimento allo smaltimento in discarica, si passa da percentuali inferiori all�’ 1% della Germania, Paesi Bassi e Svezia al 99% circa della Romania.

In Italia, pur essendo la discarica ancora la forma principale di gestione dei rifiuti solidi urbani (il 42% dei rifiuti prodotti è destinato alla discarica), tra il 2010 e il 2011 si è registrata una riduzione del 12% del quantitativo di rifiuti destinati alla discarica, attribuibile essenzialmente al calo della produzione dei rifiuti indifferenziati e alle politiche di riduzione del conferimento dei rifiuti in discarica.

La Direttiva 1999/31/CE, recepita in Italia mediante il Decreto Legislativo n.36 del 2003, prevede infatti la drastica e progressiva riduzione del rifiuto biodegradabile da conferire in discarica e fissa limiti precisi in kg/anno per abitante allo smaltimento in discarica dei rifiuti urbani biodegradabili (RUB). In particolare i quantitativi di RUB da conferire in discarica nel 2018 hanno un limite massimo di 81 kg/anno per abitante a fronte dei 150 kg/anno relativi all�’anno 2010 [30]. Tali obiettivi possono essere raggiunti solo se viene garantito un adeguato livello di raccolta differenziata della componente organica dei rifiuti.

Il quadro di dettaglio relativo alla raccolta differenziata nel nostro Paese evidenzia che nel 2011 sono stati raccolti in maniera differenziata 11.8 milioni di tonnellate/anno di rifiuti pari al 37.7% della produzione nazionale totale. Rispetto al 2010, anno in cui tale percentuale si collocava al 35.3% circa, si osserva un�’ ulteriore crescita che tuttavia non ha consentito di conseguire gli obiettivi fissati per il 2011 dalla normativa (DLgs. n. 152/2006 e Legge 27/12/2006 n.296, Legge finanziaria 2007), pari al 60% (Fig. 3.5). Si conferma il divario fra Nord e Sud, già riscontrato negli anni passati; l�’analisi dei dati evidenzia infatti che nel 2011 la percentuale di raccolta differenziata si attesta al 51.1% nel Nord Italia, mentre nelle regioni del Centro e del Sud il tasso si colloca rispettivamente al 30.2% e 23.9%.

La raccolta differenziata svolge un ruolo primario nel sistema di gestione integrato dei rifiuti urbani, in quanto consente la riduzione del flusso dei rifiuti da avviare a smaltimento e la valorizzazione delle componenti merceologiche.

La composizione merceologica dei rifiuti urbani è molto variabile (Tab. 3.5) ed è legata principalmente alla scala spaziale del bacino considerato. In Europa e in Italia una quota significativa di RSU è rappresentata dalla frazione organica


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dei rifiuti solidi urbani (FORSU) costituita da tutti i materiali organici presenti nei rifiuti urbani, quali scarti di cucina, scarti di giardino e a volte anche rifiuti di carta e cartone, tutti materiali ascrivibili alla più ampia categoria dei rifiuti organici o biodegradabili.

Figura 3.5 �– Andamento della percentuale di raccolta differenziata dei rifiuti urbani, anni 2007-2012 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat, dati 2012 provvisori] Tabella 3.5 �– Caratterizzazione merceologia dei rifiuti solidi urbani in Italia ed Europa [31,32]

Frazioni merceologiche Organico Carta Plastica Metalli Legno

tessili Vetro inerti Altri

Italia 27-29 28-30 16 3-8 4 4-9 11-15 Europa 35-57 19-47 9-10 7-15

La frazione organica e il verde raccolti sono prevalentemente destinati al recupero tramite trattamenti di compostaggio o di digestione anaerobica; nel 2011 il quantitativo nazionale di rifiuti avviati a trattamento biologico (compostaggio e digestione anaerobica) è arrivato a quota 3.9 milioni di tonnellate, circa il 12.3% in più rispetto ai quantitativi relativi all�’anno 2009, e di questi circa 450 mila tonnellate di rifiuti sono destinati al trattamento anaerobico. Quest�’ultima tuttavia è la tecnica più vantaggiosa e ambientalmente sostenibile per la gestione della frazione organica dei rifiuti solidi urbani in quanto consente sia la produzione di un vettore energetico (il biogas) che la produzione di un


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materiale stabilizzato con buone caratteristiche di ammendante (il digestato). La resa della biodegradazione della FORSU dipende dalle sue caratteristiche specifiche e dalla configurazione impiantistica con cui il processo viene condotto in quanto tali aspetti incidono sulla capacità di convertire in modo più o meno completo e rapido la parte biodegradabile di quel substrato in biogas.

Le caratteristiche del rifiuto dipendono strettamente dal sistema con cui esso viene raccolto. La frazione organica infatti, può essere separata dai rifiuti urbani con diverse tecnologie e le sue caratteristiche finali dipendono in maniera significativa dalla tecnologie utilizzata per tale separazione. In particolare si distinguono due tipologie di frazione organica degli RSU:

- FORSU ottenuta per selezione meccanica dei rifiuti indifferenziati. La FORSU ottenibile dagli impianti di trattamento meccanico biologico (TMB) rappresenta circa il 45% dei RU in ingresso agli stessi impianti. Si stima che nel 2011 i rifiuti sottoposti a trattamento meccanico biologico siano stati pari a 9.2 milioni di tonnellate [29] da cui si sono potute recuperare circa 4 milioni di tonnellate di umido avviabili a trattamento aerobico o anaerobico;

- FORSU ottenuta da raccolta differenziata. I dati relativi alle singole frazioni merceologiche (Fig. 3.6) evidenziano nel 2011 un considerevole aumento della raccolta differenziata della frazione organica (umido+verde), che, con circa 4.5 milioni di tonnellate, fa registrare un aumento percentuale del 7.5% rispetto ai valori del 2010.

Figura 3.6 �– Raccolta differenziata per frazione merceologica anni 2010-2012 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat, dati 2012 provvisori]


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La raccolta differenziata solitamente fornisce una FORSU di elevata qualità, ovvero contenente solo piccole quantità di materiali non biodegradabili indesiderati, come ad esempio la plastica. La frazione organica da raccolta differenziata può essere suddivisa in due principali categorie: la frazione mercatale, proveniente dalla raccolta dedicata presso i mercati, mense, ristoranti, ecc. e la frazione separata alla fonte, ovvero la raccolta presso le abitazioni civili, separata dagli utenti privati dai propri rifiuti domestici. Quest�’ultima solitamente presenta una buona qualità, ovvero un basso contenuto di impurità, grazie anche al crescente livello di informazione e sensibilizzazione della popolazione promosso negli ultimi anni.

La FORSU che invece viene ottenuta in impianti industriali tramite separazione meccanica del rifiuto indifferenziato presenta una maggiore quantità di elementi indesiderati e ciò implica non solo che il materiale, non omogeneo, sia difficile d trattare, ma anche che alla fine del processo di biodegradazione il digestato potrebbe non presentare le caratteristiche necessarie per un suo utilizzo in agricoltura [33].

In Tabella 3.6 si evidenzia come il sistema di raccolta incida sulle caratteristiche della FORSU, sulla base dei diversi studi disponibili in Letteratura. Tabella 3.6 �– Caratterizzazione principali dei diversi tipi di FORSU Separazione Riferimento ST(%) SV(%) N(%ST) P(%ST) COD(%ST)

meccanica [32] 51-95 29-57 1.2-3.4 0.05-0.22 0.8-1.6

alla fonte

[34] 16 90 2.1 2.6 1 [35] 20 88 3.2 0.4 1 [36] 17-25 70-90 - - - [37] 9-26 85-94 - - - [38] 31 23 - - - [39] 12-24 91-92 2.7-3.3 0.3-0.4 0.9

mercatale

[36] 7-15 80-90 1.5-3 1-3 - [40] 29 63 2.2-3.4 0.4-0.6 - [41] 31 70 - - - [42] 9-11 89-95 2.2-2.3 3.5-3.9 1.1

E�’ interessante osservare che l�’organico proveniente da utenze domestiche e

mercatali presenti un contenuto di solidi totali di circa 15-30%, in prevalenza (70-90%) volatili. Viceversa la FORSU ricavata per separazione meccanica ha


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un contenuto di solidi totali molto maggiore, di cui però solo la metà è costituito da solidi volatili. Ciò è dovuto ad una presenza significativa di inerti, il cui contenuto implica che più del 40% della frazione organica non venga interessata dal processo di degradazione anaerobica. Relativamente al contenuto di nutrienti, invece, non si riscontrano differenze sostanziali in relazione al metodo di raccolta utilizzato. I range tipici sono di circa 2.5-3.5% dei ST per l�’azoto e 0.5-1% dei ST per il fosforo.

3.4.2 Prodotti alimentari scaduti Un�’altra tipologia di substrato interessante ai fini della produzione di biogas è

costituita dagli alimenti scaduti generati dai settori di produzione e vendita all�’ingrosso o al dettaglio, rifiuti che spesso sono destinati alla discarica, all�’incenerimento o alle industrie di trasformazione per la produzione di mangimi zootecnici.

Un recente studio della European Commission (Environment Directorate-General) dimostra che i rifiuti alimentari non più idonei all�’alimentazione umana provenienti dai sopra citati settori ammontano nel territorio Europeo a circa 39 milioni di tonnellate l�’anno (il 15% dei rifiuti solidi urbani prodotti annualmente nell�’UE27), di cui circa 4.5 milioni di tonnellate vengono prodotte dal settore della vendita all�’ingrosso/dettaglio [43]. In Tabella 3.7 sono riportati i quantitativi dei rifiuti alimentari provenienti dall�’industria alimentare e della vendita all�’ingrosso e al dettaglio di alcuni Paesi dell�’Unione Europea [44].

Tabella 3.7 �– Produzione rifiuti alimentari dall’industria alimentare e dalla vendita all’ingrosso/dettaglio in alcuni Paesi dell’UE

Paese Industria alimentare (ton/anno)

Vendita all’ingrosso/dettaglio (ton/anno)

Italia 5 662 838 522 140 Germania 1 848 881 732 646 Austria 570 544 267 000 Cipro 186 917 6 811 Croazia 243 260 195 500 Estonia 237 257 11 951 Spagna 2 170 910 388 890 Finlandia 590 442 46 708 Ungheria 1 157 419 89 553 Romania 487 751 192 055 Repubblica Ceca 361 813 91 104


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In Italia il settore della vendita all�’ingrosso e al dettaglio produce all�’anno circa 522 000 tonnellate di rifiuti a causa di inefficienze della catena logistica, strategie di marketing inefficienti, specificità dei prodotti e sensibilità alle variazioni di temperatura di alcuni alimenti, come ad esempio il latte e suoi derivati.

Ad esempio il latte fresco diventa per legge (D.M del 24/07/2003 Determinazione della scadenza del latte fresco pastorizzato e del latte fresco pastorizzato di alta qualità) alimento scaduto una volta trascorsi sette giorni dal suo confezionamento. Secondo dati ISTAT riguardanti il 2012, la produzione di latte alimentare sul territorio italiano, è stata di 2 620 397 tonnellate, di cui il 33% è costituito da latte fresco intero pastorizzato. Secondo recenti stime fornite da Assolatte, una percentuale compresa fra il 2.5 e 3% del latte fresco commercializzato in Italia rimane invenduto allo scaffale dell�’esercizio commerciale.

In Italia ad oggi non esistono impianti di digestione anaerobica che trattino specificatamente alimenti scaduti.

In base i dati della Comunità Europea il settore alimentare è uno di quelli maggiormente impattanti dal punto di vista ambientale, essendo responsabile di circa il 30% del surriscaldamento globale. Lo spreco alimentare ha un doppio costo in termini di impatto ambientale, in quanto racchiude in se l�’impatto ambientale legato alla produzione di cibi mai consumati e quello legato alla raccolta e smaltimento dei rifiuti alimentari. Secondo un�’indagine della Commissione Europea in termini di emissioni di gas ad effetto serra nel 2008 l�’impatto complessivo dei rifiuti alimentari è stato pari al 3% del totale delle emissioni prodotte dall�’UE27 [44].

Viste le elevate disponibilità di materia prima, la diffusione della digestione anaerobica, come trattamento idoneo allo smaltimento dei cibi scaduti, potrebbe contribuire alla produzione di energia elettrica, termica e frigorifera consumabile proprio dagli stessi esercizi commerciali o aziende di produzione.

Gli impianti di trigenerazione alimentati a biogas si adattano bene alle esigenze di utenze commerciali durante tutti i periodi dell�’anno, in quanto, ad esempio, nei mesi estivi quando la richiesta di calore è minore, l�’energia termica potrebbe essere utilizzata in macchine frigorifere ad assorbimento per la produzione di energia frigorifera.

Tale aspetto diventa di importanza non trascurabile se si considerano i consumi elettrici del settore di distribuzione alimentare: per questa tipologia di utenza il consumo di energia elettrica può variare ampiamente tra 700-2000 kWh/m2 ed i sistemi di refrigerazione rappresentano il 30-60% dell�’energia elettrica utilizzata [45].


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Studi relativi alla fattibilità dell�’impiego della digestione anaerobica per il trattamento degli alimenti scaduti hanno evidenziato che qualora si utilizzasse il 20% della produzione degli scarti alimentari provenienti dalla vendita all�’ingrosso/dettaglio in UE27 per la produzione di biogas, potrebbero essere prodotti 100 ktep/anno di energia con un risparmio di gas serra di circa 200 kt di CO2 equivalenti [46].

Le principali barriere di mercato per la diffusione di questa pratica sono di tipo normativo in quanto ad oggi non esiste una normativa di riferimento che regolamenti e consideri i cibi scaduti non un rifiuto ma una biomassa o una materia prima secondaria (materia derivante da attività di recupero rifiuti, in base all�’art. 181-bis del DLgs.152/06 introdotto dal correttivo DLgs. n.4 del 16 gennaio 2008) in modo da agevolare il loro utilizzo in impianti di biogas e l�’utilizzo agronomico del digestato.

Gli alimenti scaduti, ad esempio, non sono compresi nei bio-rifiuti poiché in tale categoria sono inclusi solo le sostanze biodegradabili provenienti dalla manutenzione di parchi e giardini, i rifiuti alimentari e di cucina provenienti da nuclei domestici e commerciali. I residui avariati quindi, essendo considerati a tutti gli effetti rifiuti, essi devono rispettare le regole e le leggi specifiche relative alla gestione, trasporto e smaltimento. Inoltre tali substrati devono essere pretrattati a seconda della loro natura.

La digestione anaerobica di prodotti scaduti è tuttavia da considerare un�’operazione di recupero, in quanto, ai sensi dell�’art.183, comma 1, lettera t) del DLgs.152/2006, consente ai rifiuti di svolgere un ruolo utile, sostituendo altri materiali che sarebbero stati utilizzati per assolvere una particolare funzione. L�’operazione di recupero in cui si inquadra la digestione degli alimenti avariati, come anche la digestione anaerobica della FORSU, è la R3, cioè il recupero di sostanze organiche. La classificazione dell�’operazione R3 è indipendente dalla successiva destinazione del digestato. Non si tratta infatti in questo caso di recupero di materia, ma di energia, che si conclude con il recupero energetico del biogas prodotto. Il digestato, in tal caso, è considerato come rifiuto dell�’operazione di recupero è deve essere avviato a successive operazioni di recupero di materia (compostaggio) o a ulteriore recupero di energia (termovalorizzazione) previa essiccazione.

Un�’ulteriore difficoltà nell'uso del cibo scaduto in impianti di digestione anaerobica è costituita dal fatto che essi dovrebbero prevedere al loro interno una sezione di pre-trattamento meccanico atto a separare il contenuto di natura organica dall�’imballaggio e senza dubbio questo aspetto rende più difficile sia la gestione che la fattibilità economica di questa tipologia di impianto.


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Altro aspetto che ostacola questa pratica è di natura sociale e consiste nel fatto che a livello europeo ancora oggi non sono chiari né gli effettivi quantitativi di alimenti scaduti né la modalità con cui essi vengono smaltiti. Tale aspetto infatti scoraggia il mondo imprenditoriale a investire su questo tipologia di filiera energetica.

3.5 Impianti di digestione anaerobica alimentati a sottoprodotti e rifiuti organici: panorama nazionale

In questo paragrafo si riportano i risultati di un censimento condotto dall�’ISPRA (Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale) relativamente ai principali impianti di digestione anaerobica operativi nel sottore agro-industriale, al fine di poter fornire un quadro della dimensione del settore in Italia (Tab. 3.8).

La digestione anaerobica rappresenta un settore di particolare interesse, soprattutto riguardo al trattamento della frazione organica proveniente da raccolta differenziata.

Su un totale di 32 impianti censiti nel 2011, 27 sono gli impianti operativi di cui 24 sono localizzati nelle regioni del Nord.

Nell�’anno 2011, i rifiuti complessivamente trattati sono stati pari a 510 mila tonnellate. L�’87.7% (circa 448 mila tonnellate) è costituito dalla frazione organica proveniente dalla raccolta differenziata dei RU; i fanghi da trattamento dei reflui urbani (circa 39 mila tonnellate) rappresentano il 7.7% e i rifiuti del comparto agro alimentare (oltre 23 mila tonnellate) il 4.6%.

Generalmente, sia nel caso di scarti agroindustriali che nel caso della FORSU, è pratica standard effettuare la co-digestione con altre biomasse. La miscelazione di diversi substrati consente sia di compensare le fluttuazioni di massa stagionali, di evitare sovraccarichi o al contrario carichi inferiori alla capacità del digestore e di mantenere quindi più stabile e costante il processo.

Tra gli impianti elencati in Tabella 3.8 non ci sono sistemi alimentati a rifiuti alimentari scaduti nemmeno impiegati in co-digestione con altre biomasse come precedentemente affermato.


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Tabella 3.8 �– Principali impianti in Italia alimentati a FORSU e a scarti agro-industriali [29, 47]

Regione Comune Matrice Quantità (t/a)

Pot.elettrica kWe

Pot.termica kWt

Piemonte Pinerolo (TO) FORSU 81.000 2.050 - Piemonte Fossano (CN) FORSU 60.000 - -

Piemonte Villastellone (TO) Siero caseario+liquame

6.500-1.100 116 186

Lombardia Montello (BG) FORSU 165.000 5.600 -

Lombardia Pedrengo (BG) Scarti prod.marmellata - - -

Lombardia Borgo San Giovanni (LO)

Rifiuti da cucine e mense 30.000 955 -

Lombardia Villanova (LO) FORSU+ scarti agroindustriali 29.000 850 -

Lombardia Voghera (PV) FORSU+fanghi depurazione 23.000 - -

Trentino Badia (BZ) FORSU+reflui zootecnici 600 - -

Trentino Campo Trens (BZ)

FORSU+scarti latteria

3.600-180 - 50

Trentino Lana (BZ) FORSU 15.000 - -

Trentino Rodengo (BZ) FORSU+liquame bovino

3.000-180 30

Veneto Lozzo Atesino (PD)

FORSU+fanghi agroindustriali 183.000 - -

Veneto Este (PD) FORSU 115.000 - -

Veneto Camposampiero (PD)

FORSU+ fanghi depurazione 53.000 1.000 -

Veneto Padova Scarti fabbrica birra - - -

Veneto Villaga (VI) Siero+letame 3.200-840 90 35

Emilia Romagna San Pietro (BO) FORSU+insilato

di mais - 190 259

Emilia Romagna Cesena (FC) FORSU 30.000 - -

Emilia Romagna Faenza (FC) Scarti distilleria di

vino e frutta - - -

Emilia Romagna Parma Siero+letame 22.000 50 -

Toscana Viareggio (LU) FORSU+fanghi - - - Lazio Maccarese (RM) FORSU - - -

Campania Caivano (NA) FORSU+fanghi biologici 33.000 - -

Sardegna Villacidro FORSU+ fanghi 33.000 - -


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[43] European Commission (DG ENV.), Preparatory study on food waste across EU 27, Technical Report �– 2010 �– 054, October 2010.

[44] European Commission, Preparatory Study on Food Waste across EU 27, Final Report October 2010.

[45] Tassou S.A. et al., Energy consumption and conservation in food retailing, Applied Thermal Engineering 31(2-3), pp. 147-156, 2011.

[46] Green Paper, On the management of bio-waste in the EU, Brussels 2008. [47] ISPRA, Studio sull�’utilizzo di biomasse combustibili e biomasse rifiuto per la

produzione di energia, Rapporti 111/2010. .

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Capitolo 3

SOTTOPRODOTTI, RESIDUI E RIFIUTI ORGANICI 3.1 Introduzione

La digestione anaerobica ai fini della produzione di biogas è un processo che permette l�’utilizzo di un ampia gamma di biomasse. Teoricamente ogni substrato di natura organica ha la possibilità di essere sfruttato energeticamente nei fermentatori, ma limitazioni riguardanti la microbiologia di processo, la tecnologia impiantistica, la normativa e non ultima la convenienza economica impongono un attento uso ed un�’approfondita conoscenza delle caratteristiche del substrato.

I substrati impiegabili per l�’alimentazione del digestore possono essere raggruppati, in base al settore di provenienza, nelle seguenti categorie principali:

- colture dedicate (mais, sorgo, triticale, ecc.); - effluenti di allevamento (letami, liquami e pollina); - sottoprodotti dell�’agro-industria e scarti animali e/o vegetali (siero di

latte, scarti macellazione di cat. 3, scarti della lavorazione delle olive); - Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani (FORSU); - fanghi di depurazione. Ad oggi le biomasse provenienti dall�’attività di trasformazione

dell�’agroindustria e la FORSU assumono un ruolo rilevante e in continua crescita nella filiera del biogas. L�’attività agro-industriale infatti produce quantità non trascurabili di scarti e sottoprodotti di natura organica di ottima qualità, in quanto costituiti da parti della stessa materia prima allontanate durante il percorso nelle linee di trasformazione industriale.

La possibilità di poter usufruire dei sottoprodotti/residui organici per la produzione di energia elettrica e termica è importante poiché consente il recupero energetico di una quota non trascurabile di scarti organici i cui principali canali di collocazione sono da sempre costituiti dall�’alimentazione del bestiame (per gli scarti più pregiati come buccette di pomodoro, scarti di mais, scarti di frutta e siero di latte), dall�’impiego diretto in agricoltura o dalla collocazione in discarica. Molto spesso si tratta di forme di recupero non censite o registrate che non permettono di comprendere la reale entità complessiva di tali flussi e la loro collocazione. L�’impiego di sottoprodotti e residui di natura organica quali materie prime alternative alla risorse fossili, può limitare


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significativamente la domanda di quest�’ultime e nel contempo consentire la valorizzazione degli scarti stessi, aumentando la sostenibilità economica delle attività industriali da cui sono stati prodotti.

Inoltre per lo sviluppo sostenibile della filiera in ambito agricolo la possibilità di diversificare le matrici in ingresso agli impianti di biogas (prodotti e sottoprodotti) riveste un ruolo strategico: il ricorso a biomasse �“residuali�” da altri processi produttivi permette infatti di limitare il ricorso a colture dedicate, da riservare all�’uso alimentare e zootecnico.

In questo studio sperimentale viene analizzato l�’impiego della digestione anaerobica come trattamento per la valorizzazione energetica di alcuni residui e rifiuti organici. Nello specifico vengono analizzate le potenzialità energetiche del siero di latte, della Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani proveniente da raccolta differenziata e dei cibi scaduti.

3.2 La questione “sottoprodotti” o “rifiuti” per le biomasse di scarto

Nel recente Decreto Ministeriale 6 luglio 2012, in attuazione dell�’articolo 24 del Decreto Legislativo n.28/2011 sulla promozione dell�’uso di energia da fonti rinnovabili, il ruolo strategico delle biomasse residuali è stato ufficialmente riconosciuto, diventando uno dei criteri premianti alla base del nuovo sistema di incentivazione per gli impianti IAFR (Impianti Alimentati a Fonti Rinnovabili) che sono entrati in attività dopo il 31/12/2012.

Infatti, in pieno accordo con i principi già anticipati dal DLgs n.28/2011, due sono stati i criteri adottati per differenziare le tariffe di incentivazione dell�’energia elettrica derivante da fonti rinnovabili:

- la tipologia e l�’origine della biomassa impiegata come materia prima in ingresso agli impianti, con una diversificazione della tariffa tra prodotti di origine biologica e sottoprodotti riservando a quest�’ultimi importi più alti (+27-29% circa);

- la taglia dell�’impianto, con l�’individuazione di cinque classi di potenza, di cui tre fino a 1 MW (da 1 a 300 kW, da 300 a 600 kW e da 600 kW a 1 MW), con la tariffa incentivante decrescente all�’aumentare della potenza.

In particolare la tariffa più elevata è stata riservata agli impianti di piccola taglia alimentati con sottoprodotti.

In un impianto di biogas di tipo agricolo (non autorizzato a trattare rifiuti) dal punto di vista formale, possono essere impiegati:


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- prodotti, cioè colture dedicate, farine, insilati, granelle, ecc.; - sottoprodotti ai sensi dell�’articolo 184-bis della parte IV del DLgs n.

152/06 contenente norme per la tutela ambientale, così come modificato dal DLgs 3 dicembre 2010, n.205 a seguito del recepimento della Direttiva 2008/98/CE.

Nelle trasformazioni industriali spesso si generano residui o scarti che sono da ritenersi a tutti gli effetti rifiuti non pericolosi che possono essere classificati come sottoprodotti ai sensi del DLgs n. 152/06.

La Direttiva 2008/98/CE ridefinisce i criteri in base ai quali un residuo produttivo può essere qualificato sottoprodotto anziché rifiuto. In particolare all�’articolo 184-bis è riportato che un residuo di produzione può essere gestito come sottoprodotto se rispetta quattro punti:

- la sostanza è originata da un processo di produzione, di cui costituisce parte integrante, e il cui scopo non è la produzione di tale sostanza;

- è certo che la sostanza sarà utilizzata, nel corso dello stesso o di un successivo processo di produzione o utilizzazione, da parte del produttore o di terzi;

- la sostanza potrà essere utilizzata direttamente, senza alcun ulteriore trattamento diverso dalla normale pratica industriale;

- l�’ulteriore utilizzo è legale, ovvero la sostanza soddisfa, per l�’utilizzo specifico, tutti i requisiti pertinenti riguardanti i prodotti e la protezione della salute e dell�’ambiente e non porterà ad impatti complessivi negativi sull�’ambiente e sulla salute umana.

Se si confronta la nuova definizione di sottoprodotto con quella vigente in precedenza, emerge chiaramente la volontà di rendere più facilmente applicabile il percorso del reimpiego dei sottoprodotti.

Con la vigente definizione in primo luogo sono ammessi i �“trattamenti�” purchè facciano parte della normale pratica industriale. Ad esempio l�’ operazione di disidratazione dei sottoprodotti per ridurre il tenore di umidità o la riduzione della pezzatura non si configurano più come trattamenti preliminari che, secondo le pregresse interpretazioni, inficiavano la possibilità di una loro gestione come sottoprodotti.

Inoltre il concetto di parte di integrante del processo produttivo permette di allargare i confini entro cui si colloca la produzione del sottoprodotto, perché la sostanza che si intende gestire come tale può generarsi in qualunque punto e in qualunque momento dell�’intero processo produttivo del prodotto principale.

Non risulta più obbligatorio che i sottoprodotti abbiano un valore di mercato e questo non significa che i sottoprodotti non debbano essere pagati, ma


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solamente che il requisito non è vincolante per una loro gestione al di fuori del contesto normativo dei rifiuti.

Anche con la nuova definizione di sottoprodotto il primo dei requisiti da garantire è la certezza del riutilizzo; questo è un concetto fondamentale per dimostrare che la sostanza in gioco non è un rifiuto. Ciò significa che dalla raccolta presso il sito di produzione sino alla consegna e all�’impiego presso l�’utilizzatore (impianto di biogas) non si devono mai evidenziare comportamenti di incuranza, trascuratezza, considerati sinonimo di abbandono e quindi di �“volontà di disfarsi della sostanza in gioco�”.

La certezza dell�’effettivo reimpiego del sottoprodotto in un altro processo produttivo deve essere dimostrata con uno specifico contratto di scambio tra i due soggetti coinvolti, il produttore e l�’utilizzatore. Su questo fronte è importante ricordare il principio importantissimo della corresponsabilità in materia di gestione del sottoprodotto: entrambi gli attori sono infatti tenuti ad operare in modo corretto affinchè il flusso di materiale gestito come sottoprodotto non rischi di ricadere nel contesto normativo dei rifiuti con tutte le ripercussioni del caso relativamente al loro deposito temporaneo in attesa del carico al digestore a alla classificazione del digestato a valle. La presenza di rifiuti in ingresso al digestore, seppure in minima quantità sul totale trattato, rischia di condizionare permanentemente l�’intero impianto, che sarebbe da considerare a tutti gli effetti come un impianto di recupero di rifiuti non pericolosi per il quale è obbligatoria l�’attivazione di un procedimento finalizzato all�’ottenimento di un�’autorizzazione alla gestione dei rifiuti.

Altro aspetto incentivante l�’impiego dei sottoprodotti per la produzione di biogas è infatti relativo all�’uso agronomico del digestato. In molte regioni italiane il digestato proveniente da effluenti zootecnici in miscela con colture vegetali, residui colturali e residui agro-industriali, gestiti come sottoprodotti ai sensi del DLgs 152/06, può essere destinato allo spandimento agronomico sulla base dei criteri contenuti nel Decreto Ministeriale 07/04/2006 che recepisce la Direttiva nitrati 91/676/CEE ed è assoggettato alle prescrizioni contenute nello stesso Decreto Ministeriale circa i tempi di stoccaggio, i criteri e i divieti di spandimento, le modalità di trasporto, gli adempimenti burocratici e soprattutto relativamente ai dosaggi dei nutrienti.

Invece qualora il digestato provenga da rifiuti in ingresso deve essere trattato anch�’esso come rifiuto e ad esso viene attribuito secondo l�’Elenco Europeo dei Rifiuti un opportuno codice (190604 e 190606 rispettivamente per digestato prodotto dal trattamento anaerobico dei rifiuti urbani e dai rifiuti di origine animale e vegetale) e l�’uso sul suolo diventa una forma di recupero possibile (�“spandimento sul suolo a beneficio dell�’agricoltura, codice R10 dell�’allegato C


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alla parte IV del DLgs. 152/2006) previa specifica autorizzazione ai sensi della parte IV del DLgs. 152/2006.

Qualora il digestato provenga da impianti che trattano rifiuti le due possibili destinazioni sono l�’invio a impianti di depurazione e l�’invio a compostaggio insieme ad altri rifiuti ed è da escludere in tal caso l�’uso agronomico diretto o dopo separazione solido/liquido sul suolo agrario.

Di seguito si esaminano le diverse tipologie di sottoprodotti agro-industriali avviabili a digestione anaerobica riportandone le caratteristiche chimico-fisiche medie e le peculiarità (idoneità e criticità) ai fini dell�’invio a digestione anaerobica. Particolare attenzione è posta agli scarti di processo derivanti dall�’industria lattiero-casearia e alla Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani essendo questi substrati oggetto del presente studio sperimentale.

3.3 Principali sottoprodotti e residui organici avviabili a digestione anaerobica

Il settore agroindustriale riveste una notevole importanza per l�’economia nazionale e i comparti maggiormente rappresentati sul territorio italiano con realtà produttive significative sono:

- industria del latte e dei derivati; - industria olearia ed enologica; - macellazione di bovini, suini, avicoli e produzione di salumi; - lavorazione-preparazione dell�’ortofrutta destinata al consumo fresco; - trasformazione del pomodoro; - produzione di conserve vegetali diverse dal pomodoro.

Gran parte dei sottoprodotti e scarti di derivazione agroindustriale possono essere impiegati per l�’alimentazione di un digestore anaerobico; tuttavia quando si parla di un sottoprodotto, oltre ai parametri che determinano la produzione di biogas, occorre valutare la disponibilità nell�’arco dell�’anno e la facilità di trasporto e di gestione.

In Tabella 3.1 sono riportati i principali sottoprodotti provenienti dal comparto agroindustriale utilizzabili nei processi di fermentazione anaerobica, classificati in base al settore di provenienza. Vengono inoltre indicate le disponibilità annue presenti sul territorio italiano ed i valori indicativi di sostanza secca, solidi volatili e produzione in biogas (Tab. 3.2).


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Tabella 3.1 �– Alcuni sottoprodotti in relazione alle filiere agro-industriali e stime indicative sulle quantità annuali a livello nazionale

Gruppi di sottoprodotti e scarti Settore agro-industriale Siero di latte, latticello Industria casearia Grassi, contenuto stomacale e intestinale, sangue e fanghi di flottazione

Lavorazione delle carni e conserve animali

Scarti di ortaggi e frutta Ortofrutta per consumo fresco e succhi di frutta

Buccette di pomodoro e pelatura patate Conserve vegetali Vinacce, fecce, raspi, borlanda Industria enologica

Sanse, acque di vegetazione ed acque di lavaggio Industria olearia

Quantitativi di sottoprodotti e scarti t/anno Fonte

Siero di latte 9.491.783 Elaborazione CLAL su dati ISTAT, 2009

Scarti della macellazione 1.700.000 [1] Buccette di pomodoro 97.000 [2] Vinacce 1.054.240 [2] Tabella 3.2 �– Valori di sostanza secca, sostanza organica e produzione specifica di biogas presenti in Letteratura [3]

Gruppi di sottoprodotti e scarti Sostanza

secca (%TQ)

Sostanza organica

(%SV)

Resa in biogas

(Nm3/tSV) Siero di latte 4-7 80-92 350-800 Vinacce 40-50 80-95 600-700 Scarti di frutta 9.7-18.5 92-95.7 500-600 Buccette di pomodoro 27-35 96-97 300-400 Contenuto stomacale suini 12-15 80-84 300-400 Contenuto ruminale 12-16 85-88 300-600

I sottoprodotti di origine vegetale sono spesso legati alla stagionalità delle

specie da cui derivano. Alcuni come le buccette di pomodoro e le vinacce, possono essere insilati e quindi avere una maggiore conservabilità. Per quanto riguarda i sottoprodotti, è importante conoscere da quale processo provengono. Nel caso ad esempio delle vinacce, ottenute dalla pigiatura e dalla torchiatura dell�’uva, la quantità può variare dal 15% al 30% sull�’uva fresca. Inoltre si


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possono distinguere bucce dell�’uva tal quale, raspi dell�’uva, bucce con vinaccioli ecc. Conoscere la varietà dell�’uva di provenienza e il processo di lavorazione è importante ai fini della composizione chimica del sottoprodotto e di conseguenza della produzione. Per quanto riguarda le vinacce, prove condotte sulla produzione potenziale di biogas hanno evidenziato buone rese, se le vinacce sono digerite in presenza dei vinaccioli [4], probabilmente per l�’alto contenuto in olio di questi ultimi.

Per la produzione di biogas possono essere utilizzati anche i sottoprodotti di origine animale (SOA); in tal caso l�’impianto deve essere autorizzato ai sensi del Regolamento CE 1069/09 Norme sanitarie relative ai sottoprodotti di origine animale e ai prodotti derivati non destinati al consumo umano, in sostituzione del precedente Regolamento CE n. 1774/2002 che disciplina i requisiti sanitari per l�’utilizzo dei SOA [5]. In particolare i materiali devono rispondere ai requisiti di cui al Regolamento CE n.208/2006. Tale possibilità è limitata ai materiali di:

- categoria 2 (contenuto tubo digerente, fanghi di macellazione, ecc.), previo trattamento di igienizzazione (T=133°C, P=3 bar, t=20 secondi);

- categoria 3 (parti organiche non idonee al consumo umano), previo trattamento di pastorizzazione (T=70°C, t = 1 ora).

Si tratta comunque di materiali che richiedono una gestione attenta e attrezzature di pretrattamento spesso non disponibili in normali impianti agricoli. La quota di scarti di origine animale, recuperata dalla macellazione bovina, è elevata (33-35% del peso vivo) e la variabilità riscontrata in termini di quantità per alcune tipologie di sottoprodotti è da imputare ad aspetti propri del singolo stabilimento. Tuttavia i sottoprodotti di origine animale hanno il vantaggio di essere generati con continuità nel corso dell�’anno.

L�’utilizzo di biomasse di scarto, oltre ai vincoli legati alle necessarie autorizzazioni, implica una approfondita conoscenza della loro produttività potenziale di biogas e metano, della cinetica di fermentazione, della loro miscibilità con altre biomasse e del loro contenuto in azoto. Ad esempio i prodotti derivanti dalla lavorazione della carne, specialmente se ricchi di grasso, danno produzioni di biogas elevate caratterizzate da cinetiche di fermentazione molto lente. Tuttavia, dato che questi prodotti sono ricchi in azoto, è indispensabile controllare attentamente la concentrazione di ammoniaca che si produce, in quanto un suo eccesso ha un effetto tossico sui batteri.

Per quanto concerne la natura degli scarti/sottoprodotti che si generano nell�’industria delle conserve vegetali, si precisa che i quantitativi di maggior rilievo sono quelli regolarmente generati dalle linee di trasformazione industriale dei diversi vegetali, quali:


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- parti di vegetali derivanti dalle varie operazione tecnologiche di fabbrica (denocciolatura, pelatura, detorsolatura, ecc.). Si tratta delle buccette di pomodoro, di torsoli e sbucciatura di mele e pere, ecc.;

- frutti non maturi, difettosi, di taglia non adeguata solitamente allontanati mediante selezione ottica applicata sui flussi in ingresso;

- scarti di sgrigliatura di tutti gli effluenti idrici in ingresso all�’impianto di depurazione aziendale, flusso spesso gestito insieme agli scarti da selezione ottica.

L�’alimentazione del bestiame resta una delle forme di recupero più diffusa, soprattutto per i sottoprodotti più pregiati, quali buccette di pomodoro e scarti di mais dolce. In generale quando la qualità non è idonea per l�’alimentazione animale, ad esempio per la presenza di terra, gli scarti vegetali possono trovare collocazione sui terreni da cui provengono le materie prime, ove sono gestiti secondo i principi della buona pratica agricola. Come si può osservare dalla Tabella 3.2 gli scarti vegetali (buccette di pomodoro e scarti di frutta) sono materiali di notevole interesse per l�’invio a digestione anaerobica, perché ricchi di sostanza organica e, in alcuni casi, poco dotati di azoto. Di contro, per tutto ciò che deriva dall�’industria delle conserve vegetali, occorre tenere in considerazione due aspetti fondamentali: la stagionalità e il tenore di umidità, spesso elevato, che rende difficile una loro eventuale conservazione nel tempo. Tutti i flussi, inoltre, mostrano la tendenza ad acidificare velocemente, come risulta dai bassi valori di pH riscontrati, nonostante il campionamento eseguito su scart prodotti in giornata. La loro gestione quindi deve prevedere forme di recupero pressochè immediate; la produzione di percolati e di esalazioni maleodoranti si possono infatti ritenere inevitabili. Ne deriva che, qualora si intendano trattare tali flussi in digestione anaerobica, le fasi di ricezione e pre-trattamento non devono essere sottovalutate.

Alcuni sottoprodotti devono essere inseriti nell�’alimentazione del digestore adottando uno scrupoloso monitoraggio dell�’impianto per la loro rapida degradabilità, come avviene ad esempio anche nel caso del siero di latte ricco di carboidrati semplici, che portano ad un rapido accumulo di acidi organici.

In Italia la produzione di siero di latte è stimata essere di circa 9 milioni e mezzo di tonnellate all�’anno. La parte non destinata all�’allevamento dei suini, o all�’estrazione di principi attivi richiesti dal settore mangimistico, può essere usata come substrato per la digestione anaerobica. Il suo inserimento all�’interno di un piano di alimentazione di un digestore deve prevedere una codigestione con substrati ad elevato potere tamponante come il liquame bovino. Infatti l�’elevata degradabilità del lattosio, il maggiore componente del siero, produce una forte acidificazione che può venire bilanciata dal potere tampone del


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liquame. Tuttavia, a causa del basso contenuto in solidi volatili del siero di latte, le rese per tonnellata di prodotto non concentrato (tq) non sono elevate. Una miscela di 5600 t/anno composta per il 50% da siero di latte e per il restante 50% da liquame può produrre 560 Nm3/giorno di biogas, che può alimentare un motore endotermico di 50 kW di potenza [6].

Nel paragrafo successivo viene riportata una breve descrizione dei principali scarti di processo dell�’industria lattiero-casearia ponendo particolare attenzione al siero di latte essendo il residuo maggiore in termini quantitativi che si genera dalla filiera del latte.

3.3.1 L’industria casearia e i suoi derivati La lavorazione industriale del latte per la produzione di formaggi da origine a

notevoli quantitativi di reflui e facendo un bilancio di massa della filiera casearia si stima che da dieci chilogrammi di latte in ingresso si ottengono mediamente due chilogrammi di formaggio e otto chilogrammi di scarti di varia natura.

La filiera di produzione del formaggio inizia dalla stalla (Fig. 3.1) dove avviene la mungitura per l�’estrazione del latte, a cui seguono le operazioni di filtrazione e refrigerazione immediata ad una temperatura di 4°C. La filtrazione semplice si rende necessaria per eliminare le impurità più grossolane mentre il refrigeramento è utile per rallentare la crescita dei batteri all�’interno del latte. Il prodotto ottenuto dopo questa prima serie di trattamenti prende il nome di latte crudo e può essere commercializzato tal quale oppure può essere inviato, mediante botti interrefrigeranti, al caseificio dove subisce ulteriori lavorazioni per essere trasformato in prodotto finito. Negli stabilimenti di trasformazione, la conservazione di alcuni elementi costituenti il latte viene aumentata grazie alla pastorizzazione, che può essere veloce, se effettuato alla temperatura di 70°C per circa 10-15 secondi, o bassa, se effettuata a 60-65°C per un tempo di 30-40 minuti. Un�’ulteriore refrigerazione è necessaria per la conservazione del prodotto e per rendere il latte ottenuto idoneo alla vendita come latte fresco intero.

Il latte fresco intero può essere utilizzato per la produzione di vari tipi di formaggi e del burro. La parte di filiera relativa alla produzione del formaggio, prevede una fase di innesto del latte, che favorisce la sua coagulazione.

La coagulazione può avvenire in due modi: per acidificazione con l�’azione di batteri naturalmente presenti nel latte (coagulazione acida) oppure per via enzimatica mediante l�’aggiunta del caglio (coagulazione presamica).


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Figura 3.1 �– Filiera del latte e dei suoi derivati


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In genere la coagulazione è mista, cioè avviene sia per apporto di caglio, sia per acidificazione del latte (ottenibile in caldaia ad opera dei batteri lattici), con prevalenza del primo per ottenere formaggi a pasta dura e prevalenza dell�’azione acida per i formaggi molli. In questa fase, la cagliata tende a contrarsi favorendo l�’espulsione del siero dalla massa solida, facilitata dalla rottura della cagliata in frammenti per mezzo di appositi macchinari.

L�’estrazione, la formatura e la salatura sono le ultime operazioni che la cagliata subisce prima di essere venduta come formaggio fresco a pasta molle o a pasta dura.

Il siero di latte di primo formaggio, sottoprodotto ottenuto durante l�’estrazione della cagliata, può essere sia reimpiegato sia nel campo dell�’alimentazione umana e animale che essere avviato al processo di digestione anaerobica. Nel caso di reimpiego del siero nell�’alimentazione umana si possono ottenere da tale residuo dei prodotti concentrati (siero in polvere) o prodotti caseari come burro di siero e ricotta.

Il processo di produzione della ricotta, ottenuta a partire del siero, ha un ulteriore sottoprodotto, il siero di latte di secondo formaggio o scotta, anch�’esso impiegabile nel campo dell�’alimentazione animale, per la produzione di bioetanolo o l�’estrazione del lattosio.

Nei formaggi a pasta filata, invece, la cagliata prima di essere sottoposta al processo di formatura e salatura, viene fatta maturare in un ambiente acido (pH = 4.9-5.3) mediante l�’aggiunta di colture lattiche particolari, per poi essere tagliata e rivoltata in blocchi. Il siero prodotto in questa fase è oggetto dello studio sperimentale in questione ed è caratterizzato da un pH particolarmente acido. La filatura, effettuata ad una temperatura di 80-90°C, conferisce plasticità ai blocchi di cagliata che possono essere tirati in filamenti di lunghezza superiore al metro. La formatura, realizzata per mezzo di macchine a rulli modellatrici, modella ed effettua una pezzatura costante del prodotto finale. L�’acqua di salamoia derivante dal processo di salatura dei formaggi, subisce una serie di trattamenti biologici di depurazione finalizzati alla rimozione del modesto contenuto di sostanza organica, in modo da poter riutilizzare l�’acqua nell�’industria stessa [7,8]. Il latte fresco intero, se sottoposto a centrifugazione o affioramento naturale, viene trasformato in crema di latte (panna).

Nella successiva fase di zangolatura la crema viene sbattuta energicamente in un macchinario denominato appunto zangola, per la produzione di burro e di un ulteriore sottoprodotto della filiera lattiero-casearia, il latticello. Quest�’ultimo può essere impiegato nel campo dell�’alimentazione animale o essere utilizzato come substrato nel processo di digestione anaerobica per ottenere biogas. Dai sottoprodotti e rifiuti dell�’industria lattiero-casearia può iniziare una seconda


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filiera che termina con la produzione di energia, sia termica che elettrica, previa trasformazione in biogas attraverso il processo di digestione anaerobica.

3.3.1.1 Il siero di latte

Il siero è la parte liquida del latte che si separa dalla cagliata, cioè dalla precipitazione e rimozione della caseina e dei grassi del latte durante il processo di produzione del formaggio (Fig. 3.2); esso rappresenta l�’85% e il 95% in volume del latte utilizzato ed è stimato che per ogni chilogrammo di formaggio sono prodotti circa 9 litri di siero di latte [9].

La produzione mondiale del siero nel 2010 è stata di oltre 180 milioni di tonnellate e questa mostra un tasso di crescita annuale del 3-4% circa [10].

Secondo le rielaborazioni dati effettuate dal consorzio CLAL su dati Istat relativi all�’anno 2009, la produzione di siero di latte proveniente dalla lavorazione dei formaggi si è attestata intorno ai 9 milioni e mezzo di tonnellate l�’anno e tale dato è rimasto ad oggi pressoché invariato. L�’Italia infatti occupa una posizione preminente nel panorama della produzione di formaggio (13% della produzione Europea), collocandosi al terzo posto in Europa dopo Germania e Francia (dati EUROSTAT 2012).

Gli elevati quantitativi di questo sottoprodotto rappresentano per le aziende casearie un problema gestionale di notevole entità dato l�’elevato carico organico e quindi il notevole carico inquinante di questo scarto. In termini di COD (Domanda Chimica di Ossigeno), il potenziale inquinante di un litro di siero derivante dalla produzione del formaggio è approssimativamente pari a 60-80 gCOD/L [11] e tale valore spiega come, in assenza di una filiera di valorizzazione, il siero costituisca un notevole problema ambientale. Per tale motivo l�’autorizzazione per gli scarichi di queste sostanze e le relative istruzioni sono spesso competenza di enti regionali come l�’ARPA.

Figura 3.2 �– Siero ricavabile per tipologia di formaggio


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I valori dei principali parametri di inquinamento, dedotti dalla Letteratura scientifica, sono riassunti in Tabella 3.3.

Tabella 3.3 �– Valori dei principali parametri del siero [12, 13, 14, 15]

Parametro Valore COD (g/L) 60-80 BOD5 (g/L) 30-50 ST (%) 6-6.5 SV (%) 85-90 TKN (g/L) 0.500-1.5 P (g/L) 0.15-0.5 Alcalinità (meq/L) 50

Tuttavia per questo residuo, sono possibili diverse alternative di impiego che combinano la valorizzazione come materia oppure energia e che forniscono quindi un ampio panorama di soluzioni atte a trasformare uno scarto in una risorsa. Il siero di latte contiene infatti il 55% dei nutrienti contenuti nel latte, in particolare lattosio, proteine solubili, grassi e sali minerali (8-10% della sostanza secca, principalmente: NaCl e KCl e sali di calcio, per la maggior parte fosfati), oltre ad altre componenti come l�’acido lattico, l�’acido citrico ed alcune vitamine.

Esistono due varietà di siero (Tab. 3.4): il siero dolce e il siero acido, prodotte da due diverse modalità di coagulazione del latte. Il siero dolce (pH = 6-7) si genera con l�’utilizzo del caglio e generalmente deriva dalla produzione dei formaggi stagionati, il siero acido (pH<5) si ottiene quando la coagulazione deriva da una parziale fermentazione del lattosio ad acido lattico o dall�’aggiunta di acidi minerali (HCl o H2SO4) come nel caso dei formaggi freschi a pasta filata. Rispetto al siero dolce, quello acido ha un più alto contenuto di ceneri, ed in particolare di calcio, un basso contenuto di siero-proteine, un più basso tenore di lattosio ed il suo uso in campo alimentare è limitato dal sapore acido e dall�’alto contenuto di sali [8].

Tradizionalmente il siero di caseificazione è destinato all�’alimentazione suinicola, alla cessione ad aziende di trasformazione, allo spargimento sui campi o allo smaltimento in discarica. Ancora oggi circa il 50% dei 190 milioni di tonnellate di siero di latte prodotte in tutto il mondo sono smaltite in ambiente e questo fatto, oltre a rappresentare una significativa perdita di risorse, è causa di ingenti problemi ambientali.


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Tabella 3.4 �– Composizione media del siero dolce e del siero acido Componente Siero dolce Siero acido

pH 5.9-6.3 4.3-4.6 Solidi Totali (%) 6.3-6.5 6.0-6.2 Proteine (% sul secco) 11.5-13.5 5.3-12.1 Grasso (% sul secco) 0.8-7.9 <1 Lattosio (% sul secco) 71.8-77.4 67.7-80.7 Ceneri (% sul secco) 7.8-9.7 13.1-14.0 Acido lattico (% sul secco) 0.7-0.78 6.4 Sali minerali (% sul secco) 8.5 12.5

Attualmente, grazie allo sviluppo di nuove tecnologie di separazione, concentrazione e trasformazione, sono percorribili diverse vie di valorizzazione e rimpiego sia del siero tal quale che dei suoi componenti. Alla base di questa nuova gestione sta la trasformazione del siero per il recupero di alcune sostanze di grande interesse nutrizionale (preparazione dei gelati e dei prodotti da forno) e farmaceutico.

Le possibilità di valorizzazione sono però strettamente dipendenti dalla qualità e dalle modalità di conservazione del siero in azienda; sieri piuttosto acidi, non raffreddati e, in certe situazioni, molto carichi di ceneri, sono difficilmente valorizzabili o possono richiedere trattamenti più articolati e costosi, rispetto alla semplice filiera base di recupero delle proteine per mezzo di ultrafiltrazione. In questi casi la valorizzazione energetica di questo residuo dell�’industria lattiero-casearia può risultare più opportuna.

In base a quanto definito dalla Direttiva 2008/98/CE il siero di latte può essere considerato un sottoprodotto in quanto è una sostanza che deriva da un processo di produzione il cui scopo primario non è la produzione della sostanza stessa ed inoltre rispetta le condizioni dettate dall�’art. 5 di tale Direttiva. Per tale motivo e per l�’ elevata biodegradabilità (94-99%) [16] di questa matrice la valorizzazione energetica tramite digestione anaerobica sembra essere la soluzione più appropriata per il recupero energetico di questo scarto di processo. La digestione anaerobica del siero di latte valorizza il contenuto energetico di questa matrice grazie alla produzione di biogas e alla successiva conversione in energia elettrica e termica e, al tempo stesso, consente di stabilizzare la sostanza organica.

In Italia l�’impiego del siero di latte nel settore alimentare e farmaceutico (sieroproteine, vitamine e sali minerali, ecc.) è ancora poco diffuso e tale prodotto di scarto continua ad essere smaltito in modo illegale o impiegato tal


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quale come mangime per i suini oppure essiccato in polvere per l�’alimentazione bovina. E�’ noto e ampiamente dimostrato che l�’impiego del siero liquido per l�’alimentazione dei suini ha effetti dannosi per la salute degli animali (emorragie intestinali) e preoccupanti in termini ambientali a causa dei volumi e delle caratteristiche delle deiezioni prodotte. Tale situazione dipende da diversi fattori tra i quali i più importanti sono:

- le caratteristiche del sistema produttivo nazionale, costituito da piccoli caseifici sparsi in modo uniforme su tutto il territorio nazionale;

- sieri a composizione diversa derivanti da una produzione casearia particolarmente diversificata, con almeno cinquemila tipi diversi di formaggio e ciò condiziona il tipo di trattamento;

- scarso interesse per l�’innovazione tecnologica di processo e di prodotto e scarsa conoscenza delle possibili tecnologie di trattamento;

- difficoltà a contrastare il monopolio dei prodotti ricavati dal siero, che rimane saldamente nelle mani delle multinazionali del Nord Europa (Lactoserum, Dairy Gold, DNV, Ingredia, Whey Systems Inc.).

Scarsa informazione, ignoranza sulle tecnologie di recupero e scarsa propensione agli investimenti in settori ad alto contenuto tecnico e di ricerca favoriscono il permanere di una situazione che comporta il rischio quotidiano di chiusura degli stabilimenti per ragioni di sicurezza ambientale.

In tale contesto il recupero energetico del siero di latte è una valida alternativa di gestione aziendale di questo residuo dal momento che il caseificio stesso rappresenta un�’utenza nella quale vi sono elevate richieste di calore nel processo di raffreddamento e condizionamento per la conservazione del formaggio e tale situazione rappresenta un ottimo sfruttamento dell�’intera energia disponibile nel biogas per via cogenerativa e trigenerativa. In molti casi la valorizzazione energetica del siero può consentire ritorni economici superiori a quelli derivanti dall�’impiego del siero nell�’ alimentazione zootecnica [12,17].

Inoltre esso potrebbe essere una biomassa disponibile per la digestione anaerobica soprattutto in quelle zone in cui, a fronte di produzioni elevate,non vi è la connessione con l�’allevamento suinicolo e/o la distanza dai siti di recupero è tale da non rendere conveniente il conferimento.

Tuttavia dalla Letteratura Scientifica emerge che il trattamento anaerobico del siero di latte è un processo caratterizzato da una ridotta stabilità a causa della tendenza di questo substrato ad acidificare molto rapidamente. Il siero infatti è caratterizzato, oltre che da elevati valori di COD, anche da un basso valore dell�’alcalinità pari a circa 2.5 kg m-3 CaCO3 [18]. Malaspina et al., in uno studio relativo al trattamento anaerobico del siero di latte e delle acque di lavaggio provenienti da un caseificio di medie dimensioni [19] dichiarano che il


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siero di latte crudo è un substrato difficilmente trattabile mediante digestione anaerobica a causa del basso valore di alcalinità, dell�’elevato valore del COD e quindi della tendenza di questo substrato ad acidificare molto rapidamente.

La Letteratura disponibile in merito è molto ricca: alcuni autori hanno condotto studi su scala pilota con sistemi a due fasi [20] garantendo quest�’ultimi una maggiore stabilità di processo e una maggiore riduzione del contenuto dei solidi volatili. A tal proposito si cita uno studio di J. Jasko et al. in cui il siero di latte viene digerito in un sistema bi-fase con l�’aggiunta, in entrambi i reattori, di NaHCO3 per aumentare la capacità tampone del mezzo di reazione [21].

Dai dati di Letteratura emerge inoltre che la tecnologia impiantistica in grado di massimizzare la produzione di biogas e metano dal siero di latte è costituita dai reattori UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket reactor). Kalyuzhnyi et al. nel loro studio sperimentale hanno dimostrato che i reattori UASB sono in grado di far fronte alla pre-acidificazione del siero anche in presenza di elevati carichi organici e senza aggiunta di alcalinità [22].

Alcuni autori hanno operato con siero codigerito con altri substrati [18,23] o con siero non diluito [24], e dalle varie prove sperimentali è emerso che nell�’ultimo caso si sono riscontrate le maggiori problematiche dovute appunto all�’instabilità del processo di digestione anaerobica. In casi come questi è necessario aggiungere ulteriori substrati per eliminare gli effetti inibenti dovuti, ad esempio, alla elevata acidità della biomassa in digestione. Infatti attraverso un attento controllo dei fattori che influenzano i processi anaerobici ed un giusto bilanciamento delle matrici in ingresso la digestione anaerobica del siero di latte può essere una interessate opportunità di smaltimento e di produzione di energia.

La caratteristica che accomuna molte prove sperimentali di digestione anaerobica del siero di latte è la correzione del pH mediante sostanze basiche. In merito a questo aspetto, Ghaly A.E. ribadisce, nel suo studio sperimentale di co-digestione del siero di latte e letame [24], la non fattibilità del trattamento anaerobico senza correzione del pH, dimostrando che l�’aggiustamento di questo parametro, durante la fase di metanogenesi, incrementa la produzione di biogas da un valore di 0.1 Nm3/kgSV (ottenuto senza correzione del pH) fino a un valore prossimo a 0.35 Nm3/kgSV.

Considerato lo stato dell�’arte in merito alla digestione anaerobica del siero del latte, lo scopo della sperimentazione descritta nel presente lavoro di tesi è stato quello di valutare la produttività di biogas e metano di questa matrice organica senza attuare la co-digestione con altri substrati, senza correzione del pH e impiegando una tecnologia impiantistica semplice come i reattori batch. Questa sperimentazione è stata condotta con l�’obiettivo di sviluppare una


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tecnologia impiantistica di facile realizzazione e gestione ad esclusivo servizio di caseifici di piccole-medie dimensioni che hanno crescenti problemi di smaltimento e che non possono permettersi gli alti costi di investimento per tecnologie alternative di valorizzazione del siero. 3.4 Principali rifiuti organici avviabili a digestione anaerobica

Con il termine di rifiuto si intende, in senso etimologico, qualsiasi materiale

od oggetto derivante da attività umane o da cicli naturali che viene abbandonato o destinato all�’abbandono.

Essi rappresentano un problema di carattere sociale ed ambientale e il loro smaltimento è indispensabile per evitare rischi gravissimi per la collettività, tuttavia una visione più generale del problema non può prescindere dal considerare i rifiuti come fonti di un possibile recupero sia energetico che di materia prima.

Negli ultimi anni si è sviluppata l�’idea di un sistema di gestione integrata dei rifiuti; questo sistema trova il suo fondamento in diversi metodi combinati per minimizzare l�’uso delle risorse e, quindi, riutilizzare, riciclare e recuperare quanto è più possibile ciò che si usa, con lo scopo finale di realizzare un ciclo chiuso. Proprio su tale linea di azione si colloca il DLgs. 152/2006 parte IV Norme in materia di gestione dei rifiuti e di bonifica dei siti inquinanti, quale cardine dell�’intero sistema normativo nazionale in materia di gestione dei rifiuti. Il sistema di gestione integrata promosso dal suddetto Decreto e prima ancora dal Decreto Ronchi (DLgs. n.22 del 5 febbraio 1997), si basa sul ricorso significativo a forme di prevenzione, riduzione a monte della produzione di rifiuti, sull�’incentivazione della raccolta differenziata e sull�’uso residuale della discarica che deve essere posposto a trattamenti che prevedano forme di recupero sia dei materiali che di energia.

Dal punto di vista dei possibili recuperi di energia, appaiono particolarmente interessanti due tipologie di rifiuti organici: la Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani (FORSU) e i prodotti alimentari scaduti essendo anch�’essi rifiuti in quanto identificati con codici CER (ad esempio il codice CER 020304 identifica gli scarti alimentari di origine vegetale inutilizzabili per il consumo e la trasformazione come i resi invenduti e/o danneggiati, il codice CER 020501 identifica invece gli scarti alimentari lattiero-caseari inutilizzabili per il consumo e la trasformazione come il latte sfuso e confezionato).


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Il trattamento di queste frazioni nell�’ambito di un sistema integrato di gestione dei rifiuti è molto importante poiché consente una riduzione significativa del volume e del grado di putrescibilità dei rifiuti da avviare poi allo smaltimento definitivo, sia questo discarica o incenerimento.

La digestione anaerobica è ad oggi una delle principali alternative per il trattamento dei rifiuti organici; essa consiste in una biodegradazione del rifiuto in ambiente anaerobico che genera principalmente metano (CH4), anidride carbonica (CO2) ed un materiale solido stabilizzato utilizzabile come ammendante per il terreno.

La frazione organica dei rifiuti solidi urbani (FORSU) è uno dei substrati maggiormente impiegati nel processo di digestione anaerobica. La produzione di biogas da rifiuti organici rappresenta un tema di grande attualità e una nuova opportunità, in relazione sia a esigenze di smaltimento dei rifiuti che di produzione di energia da fonti rinnovabili. In particolare è indicata per tale tipo di trattamento la frazione organica proveniente da raccolta differenziata, presentando questa un contenuto di solidi volatili maggiore rispetto a quella separata meccanicamente [25]. Attualmente la tecnologia più indicata per il trattamento della frazione organica del rifiuto è la co-digestione della FORSU e dei fanghi di depurazione o con altri substrati: in questo modo, oltre a trattare diversi flussi di rifiuto in un unico impianto, si massimizza il contenuto di metano nel biogas, grazie ai nutrienti aggiunti dei cosubstrati.

La FORSU può essere impiegata in prove di co-digestione con i sottoprodotti agroindustriali (siero di latte, scarti dell�’industria olearia), che di per sé avrebbero rese in biogas molto modeste.

In Letteratura Scientifica sono riportate prove sperimentali in cui la FORSU viene co-digerita con i fanghi di depurazione delle acque di scarico (75% in volume di fanghi e 25% in volume di FORSU) in condizioni termofile (56°C). Tale binomio risulta essere molto promettente dal momento che il biogas che si ottiene da questa miscela risulta essere il doppio di quello relativo alla digestione dei soli fanghi di depurazione e con un contenuto di metano pari al 60% [26].

Altre fonti di Letteratura mostrano come la presenza e la natura di un inoculo sia un parametro importante al fine di raggiungere un rapido inizio del processo e un giusto equilibrio della popolazione microbica. Tra le principali tipologie di inoculo sono indicati reflui bovini e suini e fanghi digeriti. Le condizioni di processo più impiegate per la co-digestione sono: 25% in peso di inoculo e una temperatura pari a 55°C (valore ottimale nel range termofilo) [27].


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La principale alternativa alla digestione anaerobica dei rifiuti organici consiste nel compostaggio; esso però presenta alcune problematiche tecniche, economiche ed ambientali che lo rendono meno opportuno.

Attualmente invece in Letteratura esistono pochi dati relativi alla valorizzazione energetica dei prodotti alimentari scaduti. Ad esempio, il trattamento anaerobico del latte avariato è stato oggetto di poche attività sperimentali. Tra queste si riporta lo studio condotto da Sivakumar et. al. [28] relativo al trattamento anaerobico di un campione di latte scaduto proveniente da un�’industria di lavorazione del latte mediante l�’impiego di un reattore batch; tale prova sperimentale è stata caratterizzata da una produzione di biogas pari a 64.42 litri/litro di latte e da un contenuto massimo di metano pari al 69.18%. 3.4.1 La frazione organica dei rifiuti solidi urbani

Prima di affrontare l�’argomento specifico relativo alla frazione organica dei rifiuti solidi urbani, è necessario dare un inquadramento della matrice di riferimento: il rifiuto solido urbano.

I Rifiuti Solidi Urbani (RSU) sono per definizione i rifiuti prodotti da una comunità, ad esclusione di quelli derivanti da attività industriali ed agricole. Gli RSU comprendono dunque i rifiuti domestici (derivanti da civili abitazioni), commerciali (prodotti da negozi, supermercati, ecc.) e quelli prodotti da strutture di pubblica utilità (scuole, ospedali e simili). Essi rappresentano uno dei flussi solidi più importanti da inviare a smaltimento, sia dal punto di vista quantitativo che qualitativo.

La produzione nazionale di rifiuti urbani si è attestata, nell�’anno 2011, a poco meno di 31.4 milioni di tonnellate, facendo registrare una riduzione di quasi 1.1 milioni di tonnellate rispetto al 2010 (-3.4%). Tale andamento si riscontra anche nel panorama Europeo in cui la produzione di rifiuti solidi urbani nel 2011 è stata di 252 milioni di tonnellate in calo dello 0.9% rispetto ai valori del 2010 [29].

Nonostante il decremento della produzione degli RSU che ha caratterizzato gli ultimi anni, l�’Italia si colloca sempre tra i maggiori produttori di rifiuti solidi urbani dopo Germania, Francia e Regno Unito.

La produzione pro-capite, che svincola il dato dal livello di popolazione residente, nel 2011 è stata di 528 kg/abitante per anno, al di sopra della media europea pari a 502 kg/abitante per anno e in lieve diminuzione rispetto al valore del 2010 pari a 536 kg/abitante per anno [29]. Da quanto enunciato emerge che in Europa negli ultimi anni va consolidandosi una tendenza alla riduzione della produzione totale e pro capite dei rifiuti urbani. Su tale dato influisce innegabilmente la crisi economica internazionale ma sicuramente incide anche


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l�’adozione di modelli di consumo e produttivi più virtuosi e più attenti alla prevenzione e al contenimento dei rifiuti in linea con le politiche comunitarie di settore. In Figura 3.4 è riportata, per singolo stato membro dell�’ UE 27, la ripartizione percentuale delle principali forme di gestione cui sono stati avviati i rifiuti solidi urbani nel 2011.

Figura 3.3 �– Produzione di rifiuti urbani nell’UE 27 (1000 t), anni 2009-2011 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat]

Figura 3.4 �– Ripartizione percentuale della gestione dei rifiuti urbani nell’UE 27, anno 2011 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat]


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Circa il 36% dei rifiuti è stato smaltito in discarica, circa il 23% è stato inviato ad incenerimento, mentre circa il 26% e circa il 15% sono stati avviati, rispettivamente, a riciclaggio e compostaggio. Occorre precisare che, secondo l�’approccio di Eurostat, nella voce �“compostaggio�”, oltre al trattamento aerobico della frazione biodegradabile, rientra anche il trattamento anaerobico.

La Figura 3.4 mostra un�’estrema variabilità di approccio alla gestione dei rifiuti urbani tra i diversi Stati membri. Con riferimento allo smaltimento in discarica, si passa da percentuali inferiori all�’ 1% della Germania, Paesi Bassi e Svezia al 99% circa della Romania.

In Italia, pur essendo la discarica ancora la forma principale di gestione dei rifiuti solidi urbani (il 42% dei rifiuti prodotti è destinato alla discarica), tra il 2010 e il 2011 si è registrata una riduzione del 12% del quantitativo di rifiuti destinati alla discarica, attribuibile essenzialmente al calo della produzione dei rifiuti indifferenziati e alle politiche di riduzione del conferimento dei rifiuti in discarica.

La Direttiva 1999/31/CE, recepita in Italia mediante il Decreto Legislativo n.36 del 2003, prevede infatti la drastica e progressiva riduzione del rifiuto biodegradabile da conferire in discarica e fissa limiti precisi in kg/anno per abitante allo smaltimento in discarica dei rifiuti urbani biodegradabili (RUB). In particolare i quantitativi di RUB da conferire in discarica nel 2018 hanno un limite massimo di 81 kg/anno per abitante a fronte dei 150 kg/anno relativi all�’anno 2010 [30]. Tali obiettivi possono essere raggiunti solo se viene garantito un adeguato livello di raccolta differenziata della componente organica dei rifiuti.

Il quadro di dettaglio relativo alla raccolta differenziata nel nostro Paese evidenzia che nel 2011 sono stati raccolti in maniera differenziata 11.8 milioni di tonnellate/anno di rifiuti pari al 37.7% della produzione nazionale totale. Rispetto al 2010, anno in cui tale percentuale si collocava al 35.3% circa, si osserva un�’ ulteriore crescita che tuttavia non ha consentito di conseguire gli obiettivi fissati per il 2011 dalla normativa (DLgs. n. 152/2006 e Legge 27/12/2006 n.296, Legge finanziaria 2007), pari al 60% (Fig. 3.5). Si conferma il divario fra Nord e Sud, già riscontrato negli anni passati; l�’analisi dei dati evidenzia infatti che nel 2011 la percentuale di raccolta differenziata si attesta al 51.1% nel Nord Italia, mentre nelle regioni del Centro e del Sud il tasso si colloca rispettivamente al 30.2% e 23.9%.

La raccolta differenziata svolge un ruolo primario nel sistema di gestione integrato dei rifiuti urbani, in quanto consente la riduzione del flusso dei rifiuti da avviare a smaltimento e la valorizzazione delle componenti merceologiche.

La composizione merceologica dei rifiuti urbani è molto variabile (Tab. 3.5) ed è legata principalmente alla scala spaziale del bacino considerato. In Europa e in Italia una quota significativa di RSU è rappresentata dalla frazione organica


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dei rifiuti solidi urbani (FORSU) costituita da tutti i materiali organici presenti nei rifiuti urbani, quali scarti di cucina, scarti di giardino e a volte anche rifiuti di carta e cartone, tutti materiali ascrivibili alla più ampia categoria dei rifiuti organici o biodegradabili.

Figura 3.5 �– Andamento della percentuale di raccolta differenziata dei rifiuti urbani, anni 2007-2012 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat, dati 2012 provvisori] Tabella 3.5 �– Caratterizzazione merceologia dei rifiuti solidi urbani in Italia ed Europa [31,32]

Frazioni merceologiche Organico Carta Plastica Metalli Legno

tessili Vetro inerti Altri

Italia 27-29 28-30 16 3-8 4 4-9 11-15 Europa 35-57 19-47 9-10 7-15

La frazione organica e il verde raccolti sono prevalentemente destinati al recupero tramite trattamenti di compostaggio o di digestione anaerobica; nel 2011 il quantitativo nazionale di rifiuti avviati a trattamento biologico (compostaggio e digestione anaerobica) è arrivato a quota 3.9 milioni di tonnellate, circa il 12.3% in più rispetto ai quantitativi relativi all�’anno 2009, e di questi circa 450 mila tonnellate di rifiuti sono destinati al trattamento anaerobico. Quest�’ultima tuttavia è la tecnica più vantaggiosa e ambientalmente sostenibile per la gestione della frazione organica dei rifiuti solidi urbani in quanto consente sia la produzione di un vettore energetico (il biogas) che la produzione di un


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materiale stabilizzato con buone caratteristiche di ammendante (il digestato). La resa della biodegradazione della FORSU dipende dalle sue caratteristiche specifiche e dalla configurazione impiantistica con cui il processo viene condotto in quanto tali aspetti incidono sulla capacità di convertire in modo più o meno completo e rapido la parte biodegradabile di quel substrato in biogas.

Le caratteristiche del rifiuto dipendono strettamente dal sistema con cui esso viene raccolto. La frazione organica infatti, può essere separata dai rifiuti urbani con diverse tecnologie e le sue caratteristiche finali dipendono in maniera significativa dalla tecnologie utilizzata per tale separazione. In particolare si distinguono due tipologie di frazione organica degli RSU:

- FORSU ottenuta per selezione meccanica dei rifiuti indifferenziati. La FORSU ottenibile dagli impianti di trattamento meccanico biologico (TMB) rappresenta circa il 45% dei RU in ingresso agli stessi impianti. Si stima che nel 2011 i rifiuti sottoposti a trattamento meccanico biologico siano stati pari a 9.2 milioni di tonnellate [29] da cui si sono potute recuperare circa 4 milioni di tonnellate di umido avviabili a trattamento aerobico o anaerobico;

- FORSU ottenuta da raccolta differenziata. I dati relativi alle singole frazioni merceologiche (Fig. 3.6) evidenziano nel 2011 un considerevole aumento della raccolta differenziata della frazione organica (umido+verde), che, con circa 4.5 milioni di tonnellate, fa registrare un aumento percentuale del 7.5% rispetto ai valori del 2010.

Figura 3.6 �– Raccolta differenziata per frazione merceologica anni 2010-2012 [elaborazioni ISPRA su dati Eurostat, dati 2012 provvisori]


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La raccolta differenziata solitamente fornisce una FORSU di elevata qualità, ovvero contenente solo piccole quantità di materiali non biodegradabili indesiderati, come ad esempio la plastica. La frazione organica da raccolta differenziata può essere suddivisa in due principali categorie: la frazione mercatale, proveniente dalla raccolta dedicata presso i mercati, mense, ristoranti, ecc. e la frazione separata alla fonte, ovvero la raccolta presso le abitazioni civili, separata dagli utenti privati dai propri rifiuti domestici. Quest�’ultima solitamente presenta una buona qualità, ovvero un basso contenuto di impurità, grazie anche al crescente livello di informazione e sensibilizzazione della popolazione promosso negli ultimi anni.

La FORSU che invece viene ottenuta in impianti industriali tramite separazione meccanica del rifiuto indifferenziato presenta una maggiore quantità di elementi indesiderati e ciò implica non solo che il materiale, non omogeneo, sia difficile d trattare, ma anche che alla fine del processo di biodegradazione il digestato potrebbe non presentare le caratteristiche necessarie per un suo utilizzo in agricoltura [33].

In Tabella 3.6 si evidenzia come il sistema di raccolta incida sulle caratteristiche della FORSU, sulla base dei diversi studi disponibili in Letteratura. Tabella 3.6 �– Caratterizzazione principali dei diversi tipi di FORSU Separazione Riferimento ST(%) SV(%) N(%ST) P(%ST) COD(%ST)

meccanica [32] 51-95 29-57 1.2-3.4 0.05-0.22 0.8-1.6

alla fonte

[34] 16 90 2.1 2.6 1 [35] 20 88 3.2 0.4 1 [36] 17-25 70-90 - - - [37] 9-26 85-94 - - - [38] 31 23 - - - [39] 12-24 91-92 2.7-3.3 0.3-0.4 0.9

mercatale

[36] 7-15 80-90 1.5-3 1-3 - [40] 29 63 2.2-3.4 0.4-0.6 - [41] 31 70 - - - [42] 9-11 89-95 2.2-2.3 3.5-3.9 1.1

E�’ interessante osservare che l�’organico proveniente da utenze domestiche e

mercatali presenti un contenuto di solidi totali di circa 15-30%, in prevalenza (70-90%) volatili. Viceversa la FORSU ricavata per separazione meccanica ha


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un contenuto di solidi totali molto maggiore, di cui però solo la metà è costituito da solidi volatili. Ciò è dovuto ad una presenza significativa di inerti, il cui contenuto implica che più del 40% della frazione organica non venga interessata dal processo di degradazione anaerobica. Relativamente al contenuto di nutrienti, invece, non si riscontrano differenze sostanziali in relazione al metodo di raccolta utilizzato. I range tipici sono di circa 2.5-3.5% dei ST per l�’azoto e 0.5-1% dei ST per il fosforo.

3.4.2 Prodotti alimentari scaduti Un�’altra tipologia di substrato interessante ai fini della produzione di biogas è

costituita dagli alimenti scaduti generati dai settori di produzione e vendita all�’ingrosso o al dettaglio, rifiuti che spesso sono destinati alla discarica, all�’incenerimento o alle industrie di trasformazione per la produzione di mangimi zootecnici.

Un recente studio della European Commission (Environment Directorate-General) dimostra che i rifiuti alimentari non più idonei all�’alimentazione umana provenienti dai sopra citati settori ammontano nel territorio Europeo a circa 39 milioni di tonnellate l�’anno (il 15% dei rifiuti solidi urbani prodotti annualmente nell�’UE27), di cui circa 4.5 milioni di tonnellate vengono prodotte dal settore della vendita all�’ingrosso/dettaglio [43]. In Tabella 3.7 sono riportati i quantitativi dei rifiuti alimentari provenienti dall�’industria alimentare e della vendita all�’ingrosso e al dettaglio di alcuni Paesi dell�’Unione Europea [44].

Tabella 3.7 �– Produzione rifiuti alimentari dall’industria alimentare e dalla vendita all’ingrosso/dettaglio in alcuni Paesi dell’UE

Paese Industria alimentare (ton/anno)

Vendita all’ingrosso/dettaglio (ton/anno)

Italia 5 662 838 522 140 Germania 1 848 881 732 646 Austria 570 544 267 000 Cipro 186 917 6 811 Croazia 243 260 195 500 Estonia 237 257 11 951 Spagna 2 170 910 388 890 Finlandia 590 442 46 708 Ungheria 1 157 419 89 553 Romania 487 751 192 055 Repubblica Ceca 361 813 91 104


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In Italia il settore della vendita all�’ingrosso e al dettaglio produce all�’anno circa 522 000 tonnellate di rifiuti a causa di inefficienze della catena logistica, strategie di marketing inefficienti, specificità dei prodotti e sensibilità alle variazioni di temperatura di alcuni alimenti, come ad esempio il latte e suoi derivati.

Ad esempio il latte fresco diventa per legge (D.M del 24/07/2003 Determinazione della scadenza del latte fresco pastorizzato e del latte fresco pastorizzato di alta qualità) alimento scaduto una volta trascorsi sette giorni dal suo confezionamento. Secondo dati ISTAT riguardanti il 2012, la produzione di latte alimentare sul territorio italiano, è stata di 2 620 397 tonnellate, di cui il 33% è costituito da latte fresco intero pastorizzato. Secondo recenti stime fornite da Assolatte, una percentuale compresa fra il 2.5 e 3% del latte fresco commercializzato in Italia rimane invenduto allo scaffale dell�’esercizio commerciale.

In Italia ad oggi non esistono impianti di digestione anaerobica che trattino specificatamente alimenti scaduti.

In base i dati della Comunità Europea il settore alimentare è uno di quelli maggiormente impattanti dal punto di vista ambientale, essendo responsabile di circa il 30% del surriscaldamento globale. Lo spreco alimentare ha un doppio costo in termini di impatto ambientale, in quanto racchiude in se l�’impatto ambientale legato alla produzione di cibi mai consumati e quello legato alla raccolta e smaltimento dei rifiuti alimentari. Secondo un�’indagine della Commissione Europea in termini di emissioni di gas ad effetto serra nel 2008 l�’impatto complessivo dei rifiuti alimentari è stato pari al 3% del totale delle emissioni prodotte dall�’UE27 [44].

Viste le elevate disponibilità di materia prima, la diffusione della digestione anaerobica, come trattamento idoneo allo smaltimento dei cibi scaduti, potrebbe contribuire alla produzione di energia elettrica, termica e frigorifera consumabile proprio dagli stessi esercizi commerciali o aziende di produzione.

Gli impianti di trigenerazione alimentati a biogas si adattano bene alle esigenze di utenze commerciali durante tutti i periodi dell�’anno, in quanto, ad esempio, nei mesi estivi quando la richiesta di calore è minore, l�’energia termica potrebbe essere utilizzata in macchine frigorifere ad assorbimento per la produzione di energia frigorifera.

Tale aspetto diventa di importanza non trascurabile se si considerano i consumi elettrici del settore di distribuzione alimentare: per questa tipologia di utenza il consumo di energia elettrica può variare ampiamente tra 700-2000 kWh/m2 ed i sistemi di refrigerazione rappresentano il 30-60% dell�’energia elettrica utilizzata [45].


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Studi relativi alla fattibilità dell�’impiego della digestione anaerobica per il trattamento degli alimenti scaduti hanno evidenziato che qualora si utilizzasse il 20% della produzione degli scarti alimentari provenienti dalla vendita all�’ingrosso/dettaglio in UE27 per la produzione di biogas, potrebbero essere prodotti 100 ktep/anno di energia con un risparmio di gas serra di circa 200 kt di CO2 equivalenti [46].

Le principali barriere di mercato per la diffusione di questa pratica sono di tipo normativo in quanto ad oggi non esiste una normativa di riferimento che regolamenti e consideri i cibi scaduti non un rifiuto ma una biomassa o una materia prima secondaria (materia derivante da attività di recupero rifiuti, in base all�’art. 181-bis del DLgs.152/06 introdotto dal correttivo DLgs. n.4 del 16 gennaio 2008) in modo da agevolare il loro utilizzo in impianti di biogas e l�’utilizzo agronomico del digestato.

Gli alimenti scaduti, ad esempio, non sono compresi nei bio-rifiuti poiché in tale categoria sono inclusi solo le sostanze biodegradabili provenienti dalla manutenzione di parchi e giardini, i rifiuti alimentari e di cucina provenienti da nuclei domestici e commerciali. I residui avariati quindi, essendo considerati a tutti gli effetti rifiuti, essi devono rispettare le regole e le leggi specifiche relative alla gestione, trasporto e smaltimento. Inoltre tali substrati devono essere pretrattati a seconda della loro natura.

La digestione anaerobica di prodotti scaduti è tuttavia da considerare un�’operazione di recupero, in quanto, ai sensi dell�’art.183, comma 1, lettera t) del DLgs.152/2006, consente ai rifiuti di svolgere un ruolo utile, sostituendo altri materiali che sarebbero stati utilizzati per assolvere una particolare funzione. L�’operazione di recupero in cui si inquadra la digestione degli alimenti avariati, come anche la digestione anaerobica della FORSU, è la R3, cioè il recupero di sostanze organiche. La classificazione dell�’operazione R3 è indipendente dalla successiva destinazione del digestato. Non si tratta infatti in questo caso di recupero di materia, ma di energia, che si conclude con il recupero energetico del biogas prodotto. Il digestato, in tal caso, è considerato come rifiuto dell�’operazione di recupero è deve essere avviato a successive operazioni di recupero di materia (compostaggio) o a ulteriore recupero di energia (termovalorizzazione) previa essiccazione.

Un�’ulteriore difficoltà nell'uso del cibo scaduto in impianti di digestione anaerobica è costituita dal fatto che essi dovrebbero prevedere al loro interno una sezione di pre-trattamento meccanico atto a separare il contenuto di natura organica dall�’imballaggio e senza dubbio questo aspetto rende più difficile sia la gestione che la fattibilità economica di questa tipologia di impianto.


120

Altro aspetto che ostacola questa pratica è di natura sociale e consiste nel fatto che a livello europeo ancora oggi non sono chiari né gli effettivi quantitativi di alimenti scaduti né la modalità con cui essi vengono smaltiti. Tale aspetto infatti scoraggia il mondo imprenditoriale a investire su questo tipologia di filiera energetica.

3.5 Impianti di digestione anaerobica alimentati a sottoprodotti e rifiuti organici: panorama nazionale

In questo paragrafo si riportano i risultati di un censimento condotto dall�’ISPRA (Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale) relativamente ai principali impianti di digestione anaerobica operativi nel sottore agro-industriale, al fine di poter fornire un quadro della dimensione del settore in Italia (Tab. 3.8).

La digestione anaerobica rappresenta un settore di particolare interesse, soprattutto riguardo al trattamento della frazione organica proveniente da raccolta differenziata.

Su un totale di 32 impianti censiti nel 2011, 27 sono gli impianti operativi di cui 24 sono localizzati nelle regioni del Nord.

Nell�’anno 2011, i rifiuti complessivamente trattati sono stati pari a 510 mila tonnellate. L�’87.7% (circa 448 mila tonnellate) è costituito dalla frazione organica proveniente dalla raccolta differenziata dei RU; i fanghi da trattamento dei reflui urbani (circa 39 mila tonnellate) rappresentano il 7.7% e i rifiuti del comparto agro alimentare (oltre 23 mila tonnellate) il 4.6%.

Generalmente, sia nel caso di scarti agroindustriali che nel caso della FORSU, è pratica standard effettuare la co-digestione con altre biomasse. La miscelazione di diversi substrati consente sia di compensare le fluttuazioni di massa stagionali, di evitare sovraccarichi o al contrario carichi inferiori alla capacità del digestore e di mantenere quindi più stabile e costante il processo.

Tra gli impianti elencati in Tabella 3.8 non ci sono sistemi alimentati a rifiuti alimentari scaduti nemmeno impiegati in co-digestione con altre biomasse come precedentemente affermato.


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Tabella 3.8 �– Principali impianti in Italia alimentati a FORSU e a scarti agro-industriali [29, 47]

Regione Comune Matrice Quantità (t/a)

Pot.elettrica kWe

Pot.termica kWt

Piemonte Pinerolo (TO) FORSU 81.000 2.050 - Piemonte Fossano (CN) FORSU 60.000 - -

Piemonte Villastellone (TO) Siero caseario+liquame

6.500-1.100 116 186

Lombardia Montello (BG) FORSU 165.000 5.600 -

Lombardia Pedrengo (BG) Scarti prod.marmellata - - -

Lombardia Borgo San Giovanni (LO)

Rifiuti da cucine e mense 30.000 955 -

Lombardia Villanova (LO) FORSU+ scarti agroindustriali 29.000 850 -

Lombardia Voghera (PV) FORSU+fanghi depurazione 23.000 - -

Trentino Badia (BZ) FORSU+reflui zootecnici 600 - -

Trentino Campo Trens (BZ)

FORSU+scarti latteria

3.600-180 - 50

Trentino Lana (BZ) FORSU 15.000 - -

Trentino Rodengo (BZ) FORSU+liquame bovino

3.000-180 30

Veneto Lozzo Atesino (PD)

FORSU+fanghi agroindustriali 183.000 - -

Veneto Este (PD) FORSU 115.000 - -

Veneto Camposampiero (PD)

FORSU+ fanghi depurazione 53.000 1.000 -

Veneto Padova Scarti fabbrica birra - - -

Veneto Villaga (VI) Siero+letame 3.200-840 90 35

Emilia Romagna San Pietro (BO) FORSU+insilato

di mais - 190 259

Emilia Romagna Cesena (FC) FORSU 30.000 - -

Emilia Romagna Faenza (FC) Scarti distilleria di

vino e frutta - - -

Emilia Romagna Parma Siero+letame 22.000 50 -

Toscana Viareggio (LU) FORSU+fanghi - - - Lazio Maccarese (RM) FORSU - - -

Campania Caivano (NA) FORSU+fanghi biologici 33.000 - -

Sardegna Villacidro FORSU+ fanghi 33.000 - -


122

3.6 Bibliografia

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125

Capitolo 4

MATERIALI E METODI 4.1 Introduzione

La finalità della sperimentazione oggetto di questa tesi è stata quella di

testare su scala di laboratorio le condizioni operative ottimali per il trattamento anaerobico di varie tipologie di rifiuti e sottoprodotti organici. In particolare è stata valutata la produttività di biogas dalla digestione anaerobica della Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani (FORSU) proveniente da raccolta differenziata, del siero di latte e del latte scaduto, essendo quest�’ultimi rispettivamente i principali sottoprodotti e rifiuti della filiera lattiero-casearia.

Su queste matrici organiche sono state effettuate diverse prove sperimentali: determinazione delle proprietà chimico-fisiche al fine di caratterizzare le varie tipologie di substrati, prove ABP (Anaerobic Biogasification Potential) e prove di digestione anaerobica condotte nell�’impianto pilota di tipo batch, al fine di determinare la produttività di biogas e metano.

I test ABP sono prove di digestione anaerobica che permettono di valutare sperimentalmente il potenziale energetico di una determinata sostanza organica e valutarne quindi la sua idoneità al trattamento anaerobico. Le miscele migliori in termini di produttività di biogas e metano vengono replicate in un digestore anaerobico da laboratorio in quanto quest�’ultimo riproduce più fedelmente il principio di funzionamento di un impianto su scala industriale.

Nel presente capitolo sono descritti gli apparati strumentali impiegati, nonché le metodiche analitiche utilizzate per la caratterizzazione dei vari substrati. Per ogni strumentazione di misura, il cui dato influisce direttamente sul calcolo delle producibilità di biogas e di metano dei vari substrati, è stata determinata l�’incertezza estesa di taratura in modo tale da poter valutare, tramite la legge di propagazione degli errori, l�’incertezza tipo composta da associare ai valori delle rese di biogas e metano.

Capitolo 4 – Materiali e metodi

126

4.2 Strumentazione di misura 4.2.1 Analisi chimico-fisiche

La caratterizzazione fisica dei substrati organici è stata eseguita mediante analisi termogravimetrica, che consiste nella determinazione analitica del contenuto di Umidità, Solidi Volatili e Ceneri del campione di biomassa analizzato. Questi parametri infatti sono essenziali per individuare le potenzialità e i limiti dei materiali che si intende destinare ad una valorizzazione in ambito energetico. Essi infatti consentono di valutare l�’attitudine delle varie matrici alla conversione energetica e di fare ipotesi sulle possibili vie da seguire per ottenere una valorizzazione efficiente.

Per la determinazione del contenuto di Umidità, Sostanze Volatili e Ceneri è stato impiegato l�’Analizzatore Termogravimetrico TGA-701 LECO (Fig.4.1), che effettua analisi in conformità a quanto prescritto dalla normativa UNI EN 14774-2 [1], dalla UNI EN 15148 [2] e dalla normativa UNI EN 14775 [3].

Per la preparazione del campione si è fatto riferimento alla UNI EN 14780 [4].

Le misure sono eseguite, in base a quanto prescritto dalle normative sopra richiamate, nel seguente modo [5,6]:

- impostazione della misura: mediante il software di gestione dello strumento sono stati impostati il metodo di analisi, il nome del campione ed il numero di crogioli impiegati per il caricamento dello strumento;

- preparazione del campione: il campione di biomassa è stato preparato ponendolo in appositi crogioli ceramici, preventivamente posizionati sul carosello dello strumento. Sono stati caricati un numero di crogioli pari a 3;

- determinazione del contenuto di umidità: lo strumento in automatico ha effettuato il riscaldamento del campione fino a 105°C in atmosfera di azoto e la contemporanea pesatura fino a quando la perdita di massa non è risultata costante;

- determinazione del contenuto di sostanze volatili: lo strumento, a partire da 105°C, ha incrementato la temperatura secondo un andamento a rampa prestabilito (heating rate: 40 °C/min) fino al valore massimo di 950 °C, mantenendo la temperatura massima per 7 minuti;

- determinazione del contenuto di ceneri: lo strumento, a partire da 950°C, ha raffreddato il campione con una rampa prestabilita (heating rate �– 50°C/min) fino alla temperatura di 400°C; ha poi eseguito il riscaldamento del campione fino a 550°C in atmosfera di aria, fino a quando la perdita di massa non è risultata costante;


127

Figura 4.1 �– Analizzatore termogravimetrico LECO TGA_701

- elaborazione dei risultati: lo strumento fornisce in automatico il valore del contenuto di Umidità, Sostanze Volatili e Ceneri ed inoltre calcola per differenza il valore del Carbonio Fisso. Fornisce i risultati sia su base tal quale che su base secca (dry bases, db).

Al fine di valutare l�’indeterminazione associata ai valori dei misurandi, è stata effettuata una stima dell�’incertezza estesa di misura relativa a ciascuna grandezza misurata dall�’analizzatore termogravimetrico.

In particolare le incertezze di misura da associare alla percentuale di umidità, solidi volatili e ceneri sono risultate rispettivamente pari a: 0.36%, 0.71% e 0.33%. In appendice A è riportato il calcolo in dettaglio.

4.2.2 Strumentazione per test ABP

I test ABP (Anaerobic Biogasification Potential) sono stati condotti in bottiglie di vetro borosilicato realizzate in ottemperanza a quanto previsto dalla normativa UNI EN ISO 11734 del Giugno 2004 [7].

Tali reattori, realizzati in vetro borosilicato (Pirex) e testati per resistere ad una pressione di circa 1.5 bar, hanno un volume nominale di 1.150 litri, ma il volume reale occupabile dalla biomassa è pari a 1 litro. Ciascuna bottiglia è dotata di quattro colli (Fig. 4.2), mediante i quali è possibile monitorare l�’andamento della pressione, estrarre il biogas prodotto, misurare il pH e saturare mediante azoto lo spazio di testa; le uscite sono provviste di appositi tappi filettati atti a garantire le condizioni di tenuta ed anaerobiosi durante tutto il corso della prova.


128

Per ragioni di sicurezza in tutte le prove sperimentali le bottiglie generalmente vengono caricate con un contenuto di biomassa inferiore ai 400 ml (generalmente 200 ml) in modo da avere un volume dello spazio di testa, occupabile dal biogas, sufficientemente ampio da evitare eventuali sovrappressioni.

Il volume dello spazio di testa viene determinato come differenza fra il volume totale della bottiglia, pari a 1150 ml, e quello occupato dalla biomassa, pari a 200 ml.

Tuttavia sia il volume complessivo della bottiglia che il volume della biomassa, sono grandezze soggette a degli errori legati alla soggettività dell�’operatore di laboratorio e per tale motivo è stato calcolata l�’incertezza di misura da associare al volume occupabile dal biogas risultata pari a ±3.34 ml per tutte e quattro le bottiglie disponibili. Il dettaglio del calcolo dell�’incertezza di misura è riportato nell�’Appendice A.

La misurazione della pressione del gas all�’interno delle bottiglie viene effettuata attraverso dei trasduttori di pressione ad elevata sensibilità con fondo scala pari a 1.5 bar. I sensori di pressione UNIK 5000 della ditta GE Measurement & Control (Fig. 4.2) uniscono una tecnologia al silicio e circuiti analogici, senza l�’uso di elettronica digitale, per risultare particolarmente adatti ad applicazioni sensibili in quanto richiedono bassa potenza, hanno bassi disturbi e rapidità di risposta.

Figura 4.2 �– Contenitori per test ABP in vetro borosilicato


129

Questi sensori di pressione sono realizzati in acciaio Inox, forniscono una risposta con una frequenza di 5000 Hz, basso rumore e un�’accuratezza dello 0,04% sul fondo scala. La stabilità dello strumento è dello 0,05% e l�’uscita è fornita in Volt. Dal momento che essi possono essere alimentati in un range di tensioni che va da 7 a 32 volt, si utilizza un trasformatore che ha in ingresso la tensione di rete di 230 volt e in uscita una tensione di 24 volt.

Per valutare l�’errore di misura relativo al valore di pressione fornito dai trasduttori ed effettuare quindi una sua correzione è stata calcolata l�’incertezza estesa da associare ad ogni valore di pressione fornita da ciascun sensore. Dai calcoli riportati in Appendice A è risultato che l�’incertezza estesa di misura è pari a ±0.01 bar per tutti i trasduttori.

I sensori di pressione sono collegati ad un registratore per mezzo di un cavo a 4 fili che effettua la registrazione in continuo dei valori di pressione del gas prodotto.

Il registratore Nanodac (Fig. 4.3) è un' unità compatta 14 DIN con montaggio a pannello che dispone di 4 ingressi universali ad elevata accuratezza per la registrazione di dati e il controllo PID.

Esso consente la registrazione in sicurezza dei dati che possono essere salvati sia in formato sicuro check summed UHH, file binari sicuri creati appositamente dall�’azienda costruttrice per proteggere l�’integrità dei dati, oppure in formato CSV e visualizzabile direttamente su Excel. Il registratore è dotato di un display a colori VGA in cui è possibile visualizzare il trend e i grafici a barre orizzontali e verticali, le pagine numeriche, lo stato degli allarmi e il loop di controllo. Il Nanodac fornisce diverse strategie di archiviazione dei dati avendo una memoria flash integrata da 50 MB, ma offre anche la possibilità di collegare un dispositivo USB rimovibile per prelevare i dati per analizzarli al pc o la possibilità di trasferire i dati via FTP verso un server specifico. Il registratore è alimentato direttamente dalla tensione di rete. Il Nanodac è alloggiato in una scatola per componenti elettronici del tipo IP56 06 di dimensioni 300x220x120 mm per garantire la sicurezza del materiale elettronico.

Durante le prove sperimentali di digestione anaerobica i contenitori sono mantenuti a temperatura costante nel bagno termostatico Aqualine AL25 (Fig. 4.4), della casa costruttrice Lauda, di capacità interna pari a circa 30 litri d�’acqua, con la possibilità di operare in un ampio range di temperature (5÷100°C).


130

Figura 4.3 �– Registratore Nanodac

Figura 4.4 �– Bagno termostatico Aqualine AL25

La temperatura della vasca può essere regolata a microprocessore e il

valore viene monitorizzato tramite il display frontale. Il coperchio in plexiglass, che contribuisce ad uniformare la temperatura e limitare il processo di evaporazione dell�’acqua, è fornito di 4 fori che permettono la fuoriuscita dei collegamenti elettrici di alimentazione e trasmissione dei dati dei trasduttori di


131

pressione. L�’incertezza di misura associata al valore di temperatura fornito dal bagno

termostatico è stata stimata pari a ±0.7°C come riportato nei calcoli in Appendice A.

La determinazione del pH dei substrati è effettuata mediante il misuratore Hanna Instruments HI9124 (Fig.4.5), dotato di elettrodo di vetro combinato a compensazione termica automatica. Lo strumento è in grado di operare tra le temperature di -20°C e 120°C e ha una risoluzione sulla misura del pH di ±0.01 alla temperatura di 20°C.

La biomassa caricata nei reattori viene pesata mediante la bilancia HT Service caratterizzata da una portata massima di 150 kg e unità di formato pari 0,005 kg. L�’incertezza di misura associata al peso della biomassa è pari a ±3.22 grammi con un errore di lettura pari a -5 grammi. Il dettaglio del calcolo è riportato in Appendice A.

Mediante una siringa Hamilton modello 86326 (Fig. 4.6) a tenuta di gas della capacità di 25 ml, viene estratto il gas prodotto per effettuare l�’analisi dello stesso mediante tecnica gascromatografica.

Lo strumento impiegato per ottenere le percentuali di metano e anidride carbonica presenti nella miscela gassosa è il gascromatografo Varian CP-3800 GC (Fig 4.7). Il principio di funzionamento di questo strumento si basa sulla diversa ripartizione delle varie sostanze gassose tra una fase stazionaria ed una fase mobile, in funzione dell�’affinità di ogni sostanza con la fase stazionaria [5,6].

Figura 4.5 �– Misuratore di pH Hanna Instruments HI9124


132

La fase stazionaria è rappresentata da colonne capillari Hayase PQ e Malsieve SA, sulla cui superficie si trovano dei siti attivi in grado di stabilire una serie di legami chimici con le diverse molecole della miscela da analizzare.

La fase mobile è un gas, detto anche �“gas di trasporto�” o �“carrier�”, inerte e a bassa viscosità come l�’elio. Il campione posto in testa alla colonna e sottoposto al flusso costante del gas di trasporto, viene separato nelle sue componenti in funzione di quanto queste siano affini (di solito per polarità) alla fase stazionaria. Quando il campione esce dall�’estremità finale della colonna, viene raccolto da un rilevatore e il diagramma che rappresenta il segnale generato dal rilevatore in funzione del tempo rappresenta il cromatogramma del campione (Fig 4.8). Esso si presenta come una frequenza di picchi di varia ampiezza ed altezza, distribuiti lungo l�’asse del tempo.

Dal tempo di ritenzione di ogni picco è possibile dedurre l�’identità del composto eluito, mentre dall�’area dei picchi è possibile dedurre le concentrazioni dei vari composti presenti nel campione analizzato. Il campione di analisi non richiede preparazioni preliminari alla prova gascromatografica. L�’apparecchio è collegato ad un pc su cui vengono visualizzati i risultati sia in forma numerica che grafica.

L�’incertezza di misura associata alla concentrazione dei gas prodotti mediante processo di degradazione anaerobica è pari a ±3.76% ed il relativo calcolo è riportato in appendice A.

Figura 4.6 �– Siringa Hamilton 1025 per il prelievo del gas


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Figura 4.7 �– Gascromatografo Varian CP-3800 GC

Figura 4.8 �– Esempio di cromatogramma ottenuto dall’analisi del biogas

4.2.3 Digestore pilota di tipo batch da laboratorio L�’impianto pilota di digestione anaerobica (Fig. 4.9) è costituito da un

recipiente cilindrico realizzato in acciaio INOX AISI 304 dotato di coperchio per la chiusura del corpo del reattore, mediante quattro ganci che assicurano la tenuta del sistema e le condizioni anaerobiche del processo. Sulla parete del


134

cilindro è presente un rubinetto, per permetterne il collegamento al sistema di misura del biogas mediante una tubazione in teflon.

Un sistema di riscaldamento, costituito da riscaldatori flessibili in gomma siliconica, posizionati esternamente al digestore, garantisce il raggiungimento e il mantenimento della temperatura di processo. La temperatura è regolata da un termoregolatore attivo (PID) collegato ad un sensore di temperatura interna al digestore, costituito da una termocoppia.

Il digestore è dotato di tre termocoppie ad immersione per la misura della temperatura, inserite attraverso dei fori praticati nel coperchio: una che comanda il sistema di riscaldamento, un�’altra collegata alla sonda di misura del pH e una terza termocoppia che, tramite collegamento morsettiera NI-SCB 68-scheda di acquisizione NI 6024, permette di visualizzare la temperatura di processo sul pannello di controllo del software di gestione installato nel pc.

L�’impianto è inoltre fornito di una ulteriore sonda per la misura della temperatura ambiente; l�’incertezza estesa di misura ad essa associata è pari a ± 1.76 °C ed il calcolo in dettaglio è riportato in appendice A.

Il pH del substrato è misurato attraverso un sistema di rilevazione in continuo, in quanto di fondamentale importanza ai fini della stabilità del processo. Lo strumento impiegato per la misura del pH è il misuratore Hanna Instruments modello pH 213 (Fig. 4.9), a microprocessore, con corpo a tenuta stagna, dotato di display a cristalli liquidi che visualizza contemporaneamente le misure di pH e temperatura, rilevate dalle due sonde connesse allo strumento.

Figura 4.9 �– Impianto pilota di digestione anaerobica (particolare delle sonde ad immersione e del termoregolatore PID)


135

La sonda per il pH (mod. HI 1331B) ha un elettrodo a doppia giunzione e riempimento a gel; quella per la misura della temperatura, invece, (mod. HI 7669/2W) è in acciaio. La temperatura, infatti, è un parametro importante nella valutazione dell�’acidità o basicità di un substrato, in quanto ne influenza direttamente il valore, e pertanto al fine di una rilevazione accurata bisogna tenere conto di questo parametro.

L�’incertezza di misura relativa ai valori di pH misurati con il pHmetro da banco pH 212, è indicata espressamente nel manuale di istruzioni dello strumento ed è pari a ±0.01 alla temperatura di 20°C. Il foro centrale presente nel coperchio del reattore è stato predisposto per l�’inserimento di un sistema di miscelazione meccanica ad elica. Il digestore è collegato mediante un tubo flessibile al sistema di misura del volume del biogas (gasometro), che consente anche lo stoccaggio temporaneo del biogas prodotto e di effettuare prelievi per l�’analisi del biogas stesso.

Il gasometro (Fig. 4.10) è costituito da due camere di forma cilindrica in acciaio INOX AISI 304, disposte l�’una dentro l�’altra, coassiali e in comunicazione tra di loro ed è chiuso superiormente tramite flangia bullonata. Sono presenti due rubinetti, uno di collegamento tra il digestore e il gasometro e l�’altro per il prelievo del biogas. Nella parte bassa è predisposto un ulteriore rubinetto per permettere la fuoriuscita del fluido di controllo.

Il principio di funzionamento del gasometro è di tipo idraulico: il biogas proveniente dal digestore esercita una pressione sul pelo libero del fluido di controllo della camera esterna; questo provoca l�’innalzamento del pelo libero del fluido di controllo della camera interna fino al ristabilirsi dell�’equilibrio tra le pressioni. Un misuratore elettronico di livello acquisisce la variazione del pelo libero nella camera interna del gasometro, attraverso il quale è possibile calcolare il volume di biogas prodotto (Fig. 4.10).

Il trasduttore lineare di livello è di tipo magnetostrittivo ed usa un principio operativo basato sulla misura del tempo di ritorno dell�’eco di impulsi di corrente. Il tipo adottato è costituito da un tubo di acciaio inox (che è il riferimento fisso per la misurazione), che funge da sonda di misura. In esso è alloggiata una guida d�’onda (cioè un filo magnetostrittivo) lungo cui si muove un galleggiante (al cui interno presenta dei magneti permanenti). Nella guida d�’onda vengono inviati dal trasduttore degli impulsi di corrente ad alta frequenza (impulsi di START), generando così dei campi magnetici ad anello lungo essa. La guida è anche magnetizzata lungo l�’asse per mezzo dei magneti presenti nel galleggiante. A causa della sovrapposizione dei due campi magnetici, viene generato un impulso in torsione in prossimità del magnete del galleggiante, che si propaga con velocità ultrasonica in entrambe le direzioni. Giunge quindi al trasduttore un impulso di ritorno (impulso di STOP). Viene determinata così la posizione del galleggiante attraverso la misura del tempo intercorso tra l�’impulso


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di START e quello di STOP). L�’elettronica integrata trasforma tale misura in segnale analogico standardizzato Il campo di funzionamento del misuratore di livello è compreso tra 0 e 10 Volts e ad ogni valore di voltaggio il software di controllo sviluppato in ambiente Labview restituisce un valore in centimetri (ad esempio a 10 e 0 Volt corrispondono rispettivamente 0 e 100 cm). Il misuratore di livello è alimentato a 24 Volt e quindi per il suo funzionamento è necessario un trasformatore stabilizzato K.E.R.T. L�’incertezza di misura associata alla misurazione del livello del fluido di controllo è pari a ± 0.283 cm e il relativo calcolo è riportato in appendice A. Il volume del fluido di lavoro da inserire all�’interno del gasometro, pari a 45 litri, è stato determinato partendo da considerazioni geometriche e fisiche (Fig. 4.10 e 4.11). Il livello del fluido nel cilindro esterno quando quello interno è pieno, deve essere infatti maggiore dell�’altezza della paratia interna che separa i due volumi (55 cm). Seguendo queste considerazioni, un volume di acqua pari a 45 litri garantisce un livello di 57 cm nel cilindro esterno quando quello interno è pieno ed inoltre permette che il galleggiante si trovi in una posizione al di sopra dello zero del misuratore di livello in modo tale da percepire ogni minima variazione del pelo libero. Figura 4.10 �– Schema di funzionamento e caratteristiche geometriche del gasometro, particolare del misuratore elettronico di livello Temposonic GH-Series


137

Figura 4.11 �– Valutazioni geometriche per il calcolo del volume del fluido di controllo

Anche in questo caso il peso della biomassa da inserire dentro il reattore è determinato mediante la bilancia HT Service affetta da un�’ incertezza di misura pari a ±3.22 -5 grammi. Per il dettaglio del calcolo si rimanda all�’ Appendice A.

La qualità del gas prodotto viene analizzata tramite il gascromatografo descritto nel paragrafo 4.2.2.

I parametri di funzionamento del digestore anaerobico sono monitorati grazie al software LabVIEW, che è un ambiente di sviluppo integrato per la programmazione visuale di National Instrument con la funzione di acquisire e registrare i principali parametri di processo. Tale software è caratterizzato da un ambiente di programmazione di tipo grafico ad oggetti (Graphic Language) che permette di creare programmi sottoforma di diagramma a blocchi. La definizione di strutture dati ed algoritmi avviene con icone ed altri oggetti grafici. Ognuno dei quali incapsula funzioni diverse, uniti da linee di collegamento (wire), in modo da formare una sorta di diagramma di flusso.

L�’interfaccia grafica del software di controllo si presenta come illustrato in Figura 4.12. Nel pannello frontale sono presenti tre quadranti che riportano i valori in tempo reale della temperatura ambiente (a sinistra), di quella interna al

1000

200

5503

2

55 57

149 190,

5

20

50

200

6537

Livello con 45 L

Livello 0 strumento

Livello cilindro esternocon cilindro interno pieno


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digestore (a destra), e l�’ultimo, quello in basso, riguarda il livello del fluido di controllo nel cilindro interno del gasometro.

Il misuratore di livello, oltre all�’indicatore grafico, presenta due indicatori numerici dove sono riportati sia la tensione in volt che il livello in centimetri dell�’acqua nel cilindro interno del gasometro.

In fase di registrazione dati va ricordato di impostare lo zero nel software di acquisizione dal momento che lo zero effettivo del misuratore di livello è a quota 149 mm dal fondo del recipiente, mentre il livello del pelo libero ad inizio prova si trova a 190.5 mm. Per mezzo del pulsante �“ZERO�”, presente nel pannello di controllo del programma, è possibile impostare il valore di azzeramento del misuratore di livello.

Nel pannello frontale è anche presente un indicatore luminoso che si accende quando il PID è in funzione, ovvero quando è necessario somministrare energia termica per il mantenimento della temperatura di processo. Il file di uscita del programma contiene i valori di temperatura ambiente, temperatura del reattore, voltaggio, livello in centimetri, tempo di accensione del PID, secondo, minuto, ora, giorno e mese ed anno dell�’acquisizione dei dati.

L�’impianto pilota di digestione anaerobica (impianto di digestione e sistema di acquisizione dati) è collocato all�’interno di un box dotato di ruote per facilitarne la sua movimentazione in fase di manutenzione (Fig. 4.13).

Figura 4.12 �– Pannello frontale del sistema di acquisizione dati


139

Figura 4.13 �– Impianto pilota di tipo batch di digestione anaerobica 4.3 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica della FORSU

Le prove sperimentali di digestione anaerobica della Frazione Organica dei Rifiuti Solidi Urbani si inseriscono nell�’ambito di un incarico conferito al Centro di Ricerca sulle Biomasse dell�’Università di Perugia da un�’azienda municipalizzata operante nel settore dei servizi ambientali e per tale motivo alcune scelte effettuate in fase di sperimentazione sono da attribuire ad espressa volontà del Committente.

L�’azienda in questione gestisce un impianto di compostaggio di rifiuti organici (scarti mercati rionali (CER 200302), FORSU domestica e scarti di ristorazione (CER 200108)) a cui pervengono annualmente circa 28 665 000 tonnellate di scarti organici. Come accade nella maggior parte degli impianti di compostaggio, i rifiuti che pervengono all�’impianto si presentano con una considerevole quantità di materiali indesiderati costituiti prevalentemente da sacchi di plastica e componenti di imballaggio della merce e per tale motivo, prima del loro avviamento al trattamento aerobico, vengono sottoposti a processi di vagliatura e deferrizzazione (Fig. 4.14).


140

Figura 4.14 �– Vagliatura rifiuti organici

La volontà di valutare il potenziale di metanizzazione della frazione organica dei rifiuti solidi urbani nasce dall�’ipotesi di attuare un potenziamento dell�’impianto in esame integrando il sistema di trattamento aerobico con una sezione di trattamento anaerobico al fine di produrre non solo compost di qualità ma anche energia elettrica e termica.

Nell�’ipotesi di valorizzazione dei rifiuti mediante digestione anaerobica, l�’azienda ha previsto a monte della linea anaerobica, l�’utilizzo di una macchina separatrice e spremitrice del rifiuto tal quale (Fig. 4.15).

Tale macchina è nata per il trattamento della frazione organica dei rifiuti proveniente dalla raccolta differenziata. Essa è composta da una tramoggia in acciaio Inox di circa 5 m3 di capienza, completamente stagna ed isolata, all�’interno della quale vi è una coclea di alimentazione che trasferisce il prodotto da trattare al gruppo di spremitura. Il gruppo di spremitura consiste in un albero verticale sul quale sono disposti in modo ordinato degli elementi a coclea intercambiabili. L�’albero verticale è completamente racchiuso all�’interno di un guscio entro il quale avviene il processo di trattamento del prodotto.

In uscita dalla macchina si ha un una purea pompabile (FORSU slurry) avente circa il 15% di sostanza solida ed una frazione solida prevalentemente secca, costituita dalle plastiche e dagli inerti (FORSU waste).


141

Figura 4.15 �– Macchina spremitrice modello Tiger DSP 25

I rifiuti prelevati dall�’azienda per la caratterizzazione qualitativa ed energetica sono stati:

- FORSU tal quale; - FORSU slurry: la frazione organica uscente dalla macchina spremitrice; - FORSU waste: la frazione secca uscente dalla macchina spremitrice.

4.3.1 Campionamento dei rifiuti

Il campionamento della FORSU tal quale e della FORSU waste è stato eseguito secondo quanto previsto dalla norma UNI EN 15442:2011 che specifica i metodi per il campionamento dei combustibili solidi secondari in forma non liquida [8]. La specifica tecnica descrive dei metodi manuali e meccanici per raccogliere campioni di combustibili solidi secondari, per esempio da impianti di produzione, sia da rifiuti in entrata che da materiale immagazzinato. La norma prescrive che prima di qualsiasi campionamento devono essere definiti gli obiettivi e il piano di campionamento, in modo tale da prendere in considerazione tutti i fattori determinanti, come:

- il tipo di combustibile solido secondario; - la situazione presente nel luogo del campionamento e il modo in cui

appare il materiale (in una riserva di materiali, in un trasportatore a cinghia, in un autocarro,ecc.);


142

- il grado di eterogeneità del materiale. Nel caso in esame i materiali erano stoccati in modo statico e temporaneo in

un magazzino; a tal proposito la norma stabilisce che il processo di campionamento sia fatto preferibilmente in modo casuale su materiale stratificato.

In particolare il lotto di rifiuto deve essere suddiviso in strati di uguale dimensione tanti quanti sono gli incrementi che andranno a costituire il campione. Tali incrementi devono essere prelevati manualmente da ogni singolo strato, devono essere in un numero minimo di 24 e devono inoltre avere dimensione abbastanza ampia.

l campioni di FORSU tal quale e FORSU waste, in quantità pari a circa 5 m3, sono stati prelevati dal magazzino di stoccaggio attraverso delle pale e sono stati posti nel piazzale interno dell�’impianto (Fig.4.16). Il materiale è stato sottoposto a procedura di campionamento con metodologia di quartatura, in accordo con la UNI EN 15442:2011.

Figura 4.16 �– Campionamento FORSU tal quale


143

Figura 4.17 �– Campionamento FORSU slurry

La frazione umida (FORSU slurry) in uscita dalla macchina separatrice,

presentandosi come un fango pompabile, è stata prelevata mediante un campionamento discontinuo (Fig. 4.17), affinchè si potesse garantire la massima rappresentabilità del campione.

Tutti i campioni prelevati sono stati catalogati, pesati e stoccati in fusti a tenuta stagna da 30 litri per il trasporto in laboratorio raggiunto il quale sono stati conservati in congelatore per impedirne i processi di fermentazione della materia organica.

4.3.2 Caratterizzazione chimico-fisica dei rifiuti organici Una volta pervenuti in laboratorio, i campioni di FORSU tal quale e di

FORSU slurry sono stati preparati, ai sensi della Norma UNI EN 14780:2011 [4], per essere sottoposti ad analisi termogravimetrica.

Sono state quindi determinate le proprietà chimico-fisiche dei campioni, ai sensi della normativa tecnica di riferimento [1,2].

Ciascun parametro è stato misurato su due diversi campioni, dei quali si è considerato il valore medio. I risultati sono riportati in Tabella 4.1.

Il contenuto dei solidi totali è stato determinato come complemento a 100 del valore dell�’umidità.


144

Tabella 4.1 �– Caratteristiche chimico-fisiche dei campioni [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali =±0.36%; Solidi Volatili =±0.71%]

Campione Umidità (%) Solidi Totali (%) Solidi Volatili

base umida (%) base secca (%) FORSU tal quale 1 81.02 18.98 15.76 83.03 2 81.16 18.84 15.79 83.03 Valore medio 81.09 18.91 15.77 83.43 FORSU slurry 1 87.06 12.94 11.39 88.05 2 86.42 13.58 11.93 87.83 Valore medio 86.74 13.26 11.66 87.94

Della FORSU waste sono state effettuate analisi di caratterizzazione chimico-fisica in base alla norma UNI EN 14039/2005 [9] e EPA 6010C/2006 [10] per stimare il grado di stabilizzazione di tale matrice e scegliere quindi la tipologia di smaltimento ad essa più idonea; si è proceduto quindi alla determinazione dei seguenti parametri chimico-fisici: Umidità, Solidi Totali, Solidi Volatili, COD, BOD5, Indice di Respirazione Dinamico (IRD), Indice di Putrescibilità del rifiuto, Carbonio Organico Totale e Idrocarburi.

4.3.3 Caratterizzazione energetica dei rifiuti organici 4.3.3.1 Test ABP

Le prove di valutazione del potenziale di biogassificazione hanno interessato sia i campioni di FORSU tal quale che quelli di FORSU slurry. FORSU tal quale

Sulla FORSU tal quale è stato eseguito solo un test ABP: 400 grammi di campione, opportunamente triturato fino al raggiungimento di una pezzatura massima di 2 cm, sono stati inseriti in un contenitore di vetro della capacità di un litro senza aggiunta né di acqua né di inoculo e tale reattore è stato mantenuto alla temperatura di 55°C per un periodo di 30 giorni. FORSU slurry

Tre test ABP sono stati condotti sulla FORSU slurry: - ABP1: 400 grammi di FORSU slurry sono stati caricati in un reattore

senza inoculo nè diluizione e sono stati mantenuti alla temperatura di 55°C per un periodo di 30 giorni;


145

- ABP2: 200 grammi di FORSU slurry diluiti con 200 grammi di acqua e inoculati con 200 grammi di digestato proveniente da un impianto alimentato con reflui suinicoli (caratteristiche chimico-fisiche in Tabella 4.2) [11]; il processo di fermentazione si è svolto in condizioni di termofilia (55°C) e per un tempo di ritenzione di 17 giorni;

- ABP3: la FORSU slurry è stata diluita e inoculata con digestato proveniente da un impianto di trattamento anaerobico della frazione organica dei rifiuti solidi urbani (inoculo 1); in particolare sono state testate, in regime termofilo (55°C), tre miscele caratterizzate da diversi rapporti substrato/inoculo (S:I) le cui composizioni sono riportate in Tabella 4.3. Su una miscela è stata attuata anche la correzione iniziale del pH.

Tabella 4.2 �– Caratteristiche chimico-fisiche della miscela (slurry+digestato impianto reflui suinicoli) e dei componenti della stessa [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili =±0.71%, Ceneri = 0.33%]

Sostanza Umidità (%) Solidi Volatili (%) Ceneri (%) FORSU slurry 86.74 11.7 1.10 Inoculo da reflui suinicoli 98.90 0.6 0.44 Miscela (slurry+inoculo) 92.83 6.15 0.78 Tabella 4.3 �– Caratteristiche chimico-fisiche delle miscele (slurry+digestato impianto FORSU) [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Tolatili = ±0.36%; pH = ±0.01]

Bottiglia Composizione Umidità Solidi Volatili pH iniziale

1 (S:I = 70-30% in massa)

substrato 0.0561 kg 95% 0.012 kg 4.98 Inoculo1 0.0225 kg

acqua 0.2250 kg

2 (S:I = 70-30% in SV)

substrato 0.0670 kg 92% 0.017 kg - Inoculo1 0.0937 kg

acqua 0.1500 kg

3 (S:I = 70-30% in massa controllo del pH, con NaOH)

substrato 0.0561 kg

9% 0.08 kg 5.46 Inoculo1 0.0225 kg acqua 0.2250 kg NaOH 60 ml


146

4.3.3.2 Prove di digestione anaerobica Le prove di digestione anaerobica su impianto pilota hanno interessato solo

la FORSU slurry, essendo tale frazione quella più idonea ad essere avviata a trattamento anaerobico. Sono state condotte tre prove di digestione anaerobica:

- DA1: 7 kg di FORSU slurry non diluiti né inoculati sono stati digeriti in condizioni termofile (55°C) per una durata di 35 giorni. Tale prova si è svolta in parallelo con il test ABP1 al fine di confrontare i risultati ottenuti con le due diverse metodologie;

- DA2: un nuovo campione di FORSU slurry è stato diluito e inoculato con digestato proveniente da un impianto anaerobico alimentato a FORSU (inoculo1) (Tab.4.4); la miscela costituita da un rapporto in massa S:I=70-30% (Tab.4.5), è stata digerita in condizioni termofile (55°C) per un periodo di 40 giorni, monitorando in continuo il pH. In tal caso è stato analizzato il digestato al fine di valutare la riduzione dei solidi volatili e valutarne l�’impiego agronomico;

- DA3: il nuovo campione di FORSU slurry è stato diluito e inoculato con un secondo campione di inoculo proveniente da un altro impianto di trattamento anaerobico della FORSU (inoculo 2) (Tab.4.4); la miscela costituita da un rapporto in massa S:I=70-30% (Tab.4.6), è stata digerita in condizioni termofile (55°C). In tal caso è stata analizzata la componente liquida del digestato.

Tabella 4.4 �– Caratteristiche chimico-fisiche dei campioni impiegati nelle prove DA1 e DA2 [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%]


base umida (%) base secca (%) FORSU slurry nuovo campione 1 77.25 22.75 18.23 80.14 2 76.01 23.99 19.68 82.03 3 77.19 22.81 18.68 81.90 Valore medio 76.82 23.18 18.86 81.86 Inoculo 1 1 91.50 8.50 5.93 69.82 2 91.46 8.54 5.97 69.86 3 91.58 8.42 5.91 70.21 Valore medio 91.51 8.49 5.94 69.96 Inoculo 2 1 92.85 7.15 4.84 67.63 2 92.78 7.22 4.98 68.98 3 92.82 7.18 5 69.90 Valore medio 92.81 7.18 4.94 68.83


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Tabella 4.5 �– Caratteristiche chimico-fisiche della miscele (slurry nuovo+inoculo 1) [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

Bottiglia Composizione Umidità (%) Solidi Volatili (%) pH iniziale

DA2 (S:I = 70-30% in massa)

slurry nuovo 1.4 kg 95% 3.6% 4.82 inoculo1 0.6 kg

acqua 6.0 kg Tabella 4.6 �– Caratteristiche chimico-fisiche della miscele (slurry nuovo+inoculo 2) [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

Bottiglia Composizione Umidità (%) Solidi Volatili (%) pH iniziale

DA3 (S:I = 70-30% in massa)

slurry nuovo 1.4 kg 95.4% 3.6% 4.70 inoculo2 0.6 kg

acqua 6.0 kg

Figura 4.18 �– Prova DA2: campione di slurry (a sinistra) e inoculo (a destra)

4.4 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica del siero di latte

La digestione anaerobica è un efficace metodo da impiegare per il trattamento degli effluenti provenienti dalla lavorazione del latte. Il siero è il principale sottoprodotto del settore lattiero-caseario i cui principali componenti sono lattosio, proteine e sali minerali [12]. Esso è caratterizzato da un alto contenuto di sostanza organica che molto spesso rappresenta la causa principale dei problemi legati allo smaltimento di questo sottoprodotto.


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La problematica relativa alla gestione del siero è legata sia ad aspetti qualitativi che quantitativi dato che questo sottoprodotto rappresenta l�’80-90% del latte lavorato.

Anche in Umbria il settore di trasformazione del latte costituisce parte dominante dell�’economia locale e tale comparto produttivo è differenziato tra media industria da un lato e caseifici cooperativi a dimensione artigianale e piccole attività annesse alle aziende agrarie dall�’altro.

La sperimentazione in esame prende spunto dall�’esigenza di valorizzare su scala locale questo scarto di processo che giornalmente viene prodotto in grandi quantità. Nel contesto locale il recupero energetico del siero di latte potrebbe essere una valida alternativa di gestione aziendale di questo residuo dal momento che il caseificio stesso rappresenta un�’utenza nella quale vi sono elevate richieste di calore nel processo di raffreddamento e condizionamento per la conservazione del formaggio.

In questa campagna sperimentale sono stati analizzati due diverse tipologie di siero: un campione proveniente dalla produzione della ricotta e lavorato presso una azienda agraria umbra di piccole dimensioni (siero deproteinato o scotta) e un campione proveniente dalla produzione dei formaggi a pasta filata in un industria lattiero-casearia umbra di medie dimensioni (siero acido).

Queste infatti sono le due tipologie di siero che non trovano applicazione nel settore alimentare. Il siero deproteinato, non potendo essere impiegato in alcun modo, costituisce a tutti gli effetti uno scarto di processo e quindi può rappresentare un potenziale substrato per la fermentazione anaerobica per il suo significativo contenuto di zuccheri e il suo basso costo [13].

In particolare sono state determinate le caratteristiche fisico-chimche dei substrati e sono stati effettuati test ABP sul siero deproteinato e una prova di digestione anaerobica condotta su impianto pilota sul siero acido.

4.4.1 Siero deproteinato o scotta 4.4.1.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica

I campioni di siero sono stati prelevati da un�’azienda agricola umbra e derivano dalla lavorazione di latte ovino. In particolare il siero analizzato proviene dalla fase di produzione della ricotta, in cui il siero residuo del processo di lavorazione del formaggio, viene fatto coagulare ad una temperatura di 80°C. La frazione liquida ottenuta a valle di quest�’ultimo trattamento termico, costituisce un ulteriore residuo (siero deproteinato o scotta) avviabile a digestione anaerobica in quanto non più utilizzabile per scopi


149

alimentari. Il campionamento del siero è stato effettuato prelevando una piccola aliquota del liquido contenuto nel recipiente di rame impiegato per la produzione della ricotta. Al fine di prelevare un campione omogeneo di siero di latte è stata effettuata una preventiva ed adeguata miscelazione della sostanza organica.

Vista la repentina acidificazione di questo substrato, esso, una volta campionato, è stato subito analizzato e inserito nei digestori batch in cui si è attuata una digestione con digestato proveniente dal fermentatore secondario di un impianto di digestione anaerobica operante in condizioni mesofile ed alimentato ad insilato di sorgo e letame bovino.

Tale sostanza oltre ad essere impiegata come inoculo, ovvero come vettore batterico per avviare il processo di fermentazione, ha permesso anche la regolazione iniziale del pH della miscela. Infatti per evitare un�’eventuale inibizione del processo di fermentazione è necessario che il valore iniziale del pH sia compreso tra 7 e 7.8.

Il controllo del pH nella digestione anaerobica del siero di latte è di fondamentale importanza. Dalla Letteratura scientifica emerge che il trattamento anaerobico del siero di latte è un processo caratterizzato da una ridotta stabilità a causa della tendenza di questo substrato ad acidificare molto rapidamente. Il siero infatti è caratterizzato, oltre che da elevati valori di COD (50000-80000 mg/l) [14], anche da un basso valore dell�’alcalinità pari a circa 2.5 kg m-3 CaCO3

[15]. Le caratteristiche chimico fisiche del siero di latte e del digestato sono

riportate in Tabella 4.7. La percentuale dei solidi totali è stata calcolata come differenza fra 100 e il valore dell�’umidità.

Tabella 4.7 �– Caratteristiche chimico-fisiche del substrato e inoculo [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%, Ceneri = 0.33%; pH = ±0.01]

Sostanza Umidità (%) Solidi Totali (%) Solidi Volatili (%) Ceneri (%) pH Siero depr. 92.94 7.06 6.61 0.32 6.36 Inoculo 97.73 3.27 2.76 0.51 7.78

Generalmente il siero di latte residuo della produzione della ricotta presenta un pH acido a causa dell�’aggiunta di sostanze acidificanti (acido citrico, acido lattico o siero acido) impiegate durante il processo di trasformazione.

Tuttavia il siero in esame presenta un pH basico pari a 6.36 dovuto al fatto che spesso la produzione artigianale di ricotta avviene utilizzando coagulanti naturali che consentono di ottenere un prodotto ultimo (siero deproteinizzato o


150

scotta) caratterizzato da un pH non acido e percentuali significative di sostanza organica.

4.4.1.2 Test ABP Nel corso di questo studio sperimentale è stato valutato il potenziale di

biometanazione di diverse miscele caratterizzate da diverse concentrazioni iniziali di siero corrispondenti alle seguenti percentuali in massa: 50%, 40% e 20%. In particolare sono state effettuate una serie di prove sperimentali caricando contemporaneamente più contenitori con differenti miscele ognuna caratterizzata dalla composizione riportata nella Tabella 4.8. Come mostrato in Tabella 4.8, della bottiglia 1 (50% in massa di siero) è stata fatta una replica in cui si è operata la correzione del pH durante il corso della prova.

Una bottiglia è stata caricata con il solo digestato (bianco di prova) per verificare l�’esistenza o meno di una produzione di biogas dovuta alla degradazione del mezzo inoculante, in modo da eventualmente sottrarre tale valore alle produzioni relative alle altre bottiglie.

Al fine di condurre con successo il processo di digestione anaerobica di tipo wet la Letteratura prescrive che la matrice da degradare abbia un tasso di umidità maggiore del 90% [16]; nel caso in esame l�’umidità delle miscele era già nel range ottimale e quindi non è stato necessario aggiungere acqua.

In nessuna prova sperimentale è stato necessario correggere il pH iniziale delle miscele né con sostanze acide né con sostanze basiche, poiché i valori misurati erano in linea con il range ottimale (Tab. 4.8).

Tabella 4.8 �– Caratteristiche chimico-fisiche delle miscele (siero+digestato impianto silomais e letame) [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

BOTTIGLIA COMPOSIZIONE U (%) SV (kg) pH iniz.

1 (50%-50% in massa)

siero 100 gr 94.8 0.0095 7.63

inoculo 100 gr 2

(50%-50% in massa) con corr.pH

siero 100 gr 94.8 0.0095 7.63

inoculo 100 gr

3 (40%-60% in massa)

siero 80gr 95.2 0.0087 7.87

inoculo 120 gr 4

(20%-80% in massa) siero 40gr

96.0 0.0071 7.75 inoculo 160 gr

5 (bianco) digest. 100 gr 96.7 0.00276 7.50


151

Tutte le bottiglie, una volta chiuse, sono state insufflate con azoto per effettuare il lavaggio dello spazio di testa, al fine di eliminare la quantità di aria presente al loro interno.

I test ABP sono stati condotti in condizioni mesofile alla temperatura di 35°C. Durante le prove sperimentali è stata monitorata sia la quantità che la qualità del biogas prodotto e giornalmente si è proceduto all�’agitazione manuale dei mini reattori al fine di consentire un rimescolamento del substrato necessario per agevolare la sua degradazione.

4.4.2 Siero acido 4.4.2.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica

I campioni di siero acido sono stati prelevati da un�’azienda umbra di medie dimensioni che tratta settimanalmente 3500 quintali di latte e che ha sette stabilimenti di caseificazione sparsi nel territorio umbro.

Tale campione è costituito da siero acido proveniente dalla lavorazione dei formaggi a pasta filata ed è caratterizzato da un pH acido in quanto nei formaggi a pasta filata la cagliata, prima di essere sottoposta al processo di formatura e salatura, viene fatta maturare in un ambiente acido (pH = 4.9-5.3) mediante l�’aggiunta di colture lattiche particolari.

Anche in tal caso è stato impiegato come vettore batterico un inoculo proveniente da una precedente prova condotta sul latte scaduto. L�’utilizzo di tale matrice ha consentito di regolare il pH della miscela senza ricorrere all�’aggiunta di sostanze chimiche correttive.

La composizione chimico-fisica delle matrici organiche e della miscela da esse costituita è riportata in Tabella 4.9. Tabella 4.9 �– Caratteristiche chimico-fisiche dei substrati [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%, Ceneri = ±0.33%; pH = ±0.01]

Sostanza Umidità (%) Solidi Totali (%) Solidi Volatili (%) Ceneri (%) pH Siero acido 95.64 4.36 4.36 0 4.24 Inoculo 96.52 3.48 3.03 0.45 7.82

4.4.2.2 Prova di digestione anaerobica Sulla base dei risultati ottenuti nei test ABP condotti sul siero deproteinato è

stato deciso di replicare la composizione della bottiglia 3 (rapporto in massa S:I=40-60%) essendo questa caratterizzata da una più alta produzione di biogas e da un maggior contenuto di metano. Il digestore è stato caricato con una matrice di peso pari a 7 kg, costituita da 4.2 kg di inoculo e 2.8 kg di siero di


152

latte, corrispondenti ad una percentuale pari al 60% di inoculo e il restante 40% di siero (Tab.4.10). La temperatura di esercizio della prova è stata mantenuta sempre nelle condizioni mesofile, ovvero pari a 35°C.

Tabella 4.10 �– Caratteristiche chimico-fisiche della miscela [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

MISCELA COMPOSIZIONE U (%) SV (kg) pH iniz.

(S:I = 40%-60% in massa) siero acido 2.8 kg

96.17 0.25 7.2 inoculo 4.2 kg

4.5 Analisi e prove sperimentali di digestione anaerobica del latte scaduto

Molto spesso la cattiva conservazione e gestione degli alimenti a breve scadenza genera a livello industriale ingenti quantitativi di cibi avariati non più destinabili al consumo umano. Uno di questi è ad esempio costituito dal latte fresco la cui gestione, oltre a gravare sul bilancio economico dell�’azienda produttrice, implica problematiche a livello ambientale.

Il reso del latte è composto dal 20% di imballo e dall�’ 80% di latte scaduto, pertanto il ritiro dello stesso dall�’esercizio commerciale, ad opera dell�’azienda produttrice, implica dei costi variabili da 0,10 �€/L fino al 5% del fatturato dell�’azienda lattiero-casearia in quanto responsabile del ritiro.

Una volta ritirato dall�’esercizio commerciale, il latte avariato viene sottoposto al processo di separazione dell�’ imballaggio dal prodotto contenuto: il primo è destinato alla cartiere convenzionate dove diventa carta e cartoncino riciclato, mentre il latte scaduto può essere avviato a diverse soluzioni, tra cui l�’alimentazione animale e il conferimento in discarica. Quest�’ultima soluzione è la più diffusa in quanto il suo smaltimento non richiede particolari deroghe o trasformazioni preventive, a differenza di carne e uova. Infatti il Regolamento CE n.197 del 3/02/2006 [17], come modificato dal Regolamento 832/2007, indica che possono accedere liberamente alla discarica tutte le materie prime che non costituiscono un rischio vero e proprio per la salute umana, ad eccezione delle materie prime di origine animale come carne cruda, uova e latte crudo.

I cattivi odori emanati dal latte scaduto smaltito in discarica unitamente alla normativa molto stringente sul flusso dei mangimi destinati all�’alimentazione animale [18] spingono l�’industria lattiero-casearia ad utilizzare il latte scaduto per la produzione di energia elettrica e termica mediante il processo di digestione anaerobica.


153

A sostegno di questa tipologia di smaltimento c�’è il recente Regolamento CE 142/2011 [19], che incentiva l�’utilizzo dei Sottoprodotti di Origine Animale (SOA) per la produzione di biogas. In particolare nell�’ Allegato V di tale Regolamento si evidenzia come gli impianti di digestione anerobica che trattano materiali di categoria 3 (tra cui il latte) già sottoposti a pastorizzazione e igienizzazione in un altro impianto riconosciuto, non devono essere attrezzati di un�’ unità di igienizzazione e quindi possono essere trattati anche in impianti più semplici dal punto di vista impiantistico e quindi più economici.

Nell�’ottica di incrementare le possibili matrici del settore lattiero caseario avviabili a digestione anaerobica, in tale campagna sperimentale è stato valutato il potenziale di metanizzazione del latte avariato, essendo questo un substrato ricco di proteine, carboidrati e grassi che sono componenti di fondamentale importanza per ottenere buone rese sia di biogas che di metano [20].

La campagna sperimentale è stata inoltre effettuata per sopperire ai pochi dati presenti in Letteratura relativi alla valorizzazione energetica di questo rifiuto e per valutare la fattibilità tecnica di un impianto di digestione anaerobica su scala industriale dal momento che, ad oggi in Italia, non sono presenti impianti alimentati con prodotti alimentari scaduti.

4.5.1 Campionamento e caratterizzazione chimico-fisica Il campione di latte scaduto oggetto di questa sperimentazione è costituito da

latte pastorizzato intero a breve conservazione, ovvero da quella tipologia di latte che viene commercializzato con il nome di latte fresco intero. Questo prodotto, avendo subito una pastorizzazione a bassa temperatura (circa 70°C contro i 150°C del latte a lunga conservazione, UHT), ha un tempo di conservazione molto breve e pari a 7 giorni, motivo per cui gli esercizi commerciali, in caso di esubero del prodotto, devono frequentemente riconsegnarlo all�’azienda di trasformazione.

Il latte avariato è stato prelevato dal magazzino di stoccaggio merci di un supermercato, dove era stato collocato in attesa di essere ritirato dal caseificio di produzione. E�’ stato utilizzato latte scaduto da non più di cinque giorni per evitare il formarsi di coaguli e quindi conseguenti pretrattamenti di triturazione meccanica della matrice organica. Inoltre è stato deciso di impiegare latte fresco intero al fine di poter digerire un campione di latte ricco dal punto di vista del contenuto di grassi, carboidrati e proteine. Le sue caratteristiche nutrizionali sono riportate in Tabella 4.11:

La resa in biogas, e quindi in metano, dipende infatti dalle caratteristiche della biomassa ed in particolare dalla quantità delle componenti organiche di base come i grassi, le proteine e i carboidrati [20].

Il latte scaduto è stato digerito con digestato proveniente dal fermentatore secondario di un impianto di digestione anaerobica operante in condizioni


154

mesofile ed alimentato con silo mais, insilato di sorgo e letame. Tale sostanza oltre ad essere impiegata come inoculo, ovvero come vettore batterico per avviare più velocemente il processo di fermentazione, ha la funzione, essendo in genere molto ricca di azoto, di non far abbassare troppo il pH durante la fase acidogenica grazie all�’azione dell�’ammoniaca sugli acidi organici presenti.

Prima dell�’inizio della prova è stata effettuata l�’analisi termogravimetrica delle singole matrici che ha fornito i risultati riportati in Tabella 4.12.

Tabella 4.11 �– Caratteristiche nutrizionali del latte scaduto Sostanza organica Contenuto

Carboidrati 4,90 g/l Proteine 3,20 g/l Grassi 1,5 g/l

Tabella 4.12 �– Caratteristiche chimico-fisiche dei substrati [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%, Ceneri = 0.33%; pH = ±0.01]

Sostanza Umidità (%) Solidi Totali (%) Solidi Volatili (%) Ceneri (%) pH Latte scaduto 89.04 10.96 10.56 0.4 6.76 Inoculo 97.47 2.53 1.62 0.91 7.60

4.5.2 Caratterizzazione energetica del substrato

La campagna sperimentale è stata condotta mediante l�’impiego di entrambi gli apparati strumentali: i piccoli reattori batch impiegati per effettuare i test di biometanazione (test ABP) e il digestore pilota. Mediante i test ABP è stato individuato il rapporto substrato/inoculo (S:I) in grado di massimizzare la produzione di biogas e di metano mentre nell�’impianto pilota è stata replicata la composizione migliore.

Le bottiglie per test ABP sono semplici da utilizzare, consentono di testare contemporaneamente differenti miscele e necessitano di tempi di ritenzione idraulica brevi; l�’impianto pilota invece ha un funzionamento più simile ad un impianto su scala industriale sia nel sistema di riscaldamento che nel sistema di agitazione meccanica e consente inoltre lo stoccaggio del gas prodotto.

4.5.2.1 Test ABP Nel corso della campagna sperimentale è stato valutato il potenziale di

biometanazione di due differenti miscele caratterizzate dai rapporti in massa substrato/inoculo (S:I) riportati in Tabella 4.13.


155

La scelta dei rapporti S:I è stata fatta sulla base di risultati sperimentali ottenuti in precedenti prove effettuate con latte scaduto inoculato con fanghi provenienti da un impianto di digestione anaerobica alimentato con acque reflue civili. Nella precedente sperimentazione era stato valutato il potenziale di biometanazione di due miscele caratterizzate da un rapporto S:I pari a 1:1 e 1:2 ed era risultato che la bottiglia caratterizzata dal rapporto S:I pari a 1:2 aveva portato ad una resa di biogas maggiore rispetto a quella della bottiglia con S:I pari a 1:1 rispettivamente uguali a 0.062 Nm3/kg SV e 0.0033 Nm3/kg SV in accordo anche con altri autori ma comunque non soddisfacente [21].

Tabella 4.13 �– Caratteristiche chimico-fisiche delle miscele [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

BOTTIGLIA COMPOSIZIONE U (%) SV (%) pHiniz.

1 (S:I=1:2)+H2O

latte scaduto 40 gr 97,33 4,60 7,43 inoculo 80 gr

acqua 120 gr 2

(S:I=1:3) latte scaduto 50 gr

95,36 3,85 7,50 inoculo 150 gr

3 (bianco) inoculo 150 gr 97,47 1,62 7,60

In entrambi i casi la percentuale di metano era risultata molto bassa (circa 1%) a causa dell�’ elevata concentrazione del carico organico iniziale che avrebbe ostacolato il corretto svolgimento della fase di fermentazione [22].

A fronte di quanto sperimentato in precedenza, in questa campagna sperimentale sono state testate due miscele di cui una caratterizzata da un rapporto S:I pari a 1:2 con aggiunta di acqua e un�’altra caratterizzata da un S:I pari a 1:3 [23]. L�’aggiunta di acqua ha permesso di diluire carichi organici eccessivi e picchi di concentrazione di sostanze inibenti che si formano durante il processo di digestione. Un elevato carico organico in ingresso al reattore genera infatti un incremento di acidi volatili, causando l�’accelerazione dei fenomeni idrolitici ed acidogenici con conseguente sbilanciamento della catena trofica e variazioni del sistema verso condizioni di pH basso a seguito dell�’esaurimento della capacità tamponante del mezzo [24]. Non sono state testate concentrazioni inferiori di latte scaduto in quanto ritenute non significative ai fini di un�’applicazione del processo di conversione su scala industriale.

Una terza bottiglia è stata caricata con il solo digestato (bianco di prova) per verificare l�’esistenza o meno di una produzione di biogas dovuta alla degradazione del mezzo inoculante, in modo da eventualmente sottrarre tale valore alle produzioni relative alle altre bottiglie. Di tutte le composizioni è stata fatta una replica in modo da verificare l�’attendibilità del risultato ottenuto.


156

In nessuna reattore è stato necessario correggere il pH iniziale delle miscele né con sostanze acide né con sostanze basiche, poiché i valori misurati (Tabella 4.13) erano in linea con il range ottimale [25].

Tutte le bottiglie, una volta chiuse, sono state insufflate con azoto per effettuare il lavaggio dello spazio di testa, al fine di eliminare la quantità di aria presente al loro interno.

I test ABP sono stati condotti in condizioni mesofile alla temperatura di 35°C. Durante le prove sperimentali è stata monitorata sia la quantità che la qualità del biogas prodotto e giornalmente si è proceduto all�’agitazione manuale dei mini reattori al fine di consentire un rimescolamento del substrato necessario per agevolare la sua degradazione e aumentare quindi le interazioni fra microrganismi e substrato. Inoltre sono stati misurati periodicamente anche i valori del pH delle miscele in modo da monitorare questo parametro soprattutto durante le prime fasi del processo dove la produzione di acidi grassi può influire notevolmente sull�’andamento del pH. Ciò ha permesso di attuare al tredicesimo giorno di prova una correzione dell�’acidità del substrato della bottiglia 1 con idrossido di potassio (KOH) 10.96 M.

I test ABP hanno avuto una durata di 30 giorni, periodo oltre il quale sono stati registrati incrementi nulli della produzione giornaliera di biogas.

4.5.2.2 Prova di digestione anaerobica

La composizione della miscela della bottiglia 2 contraddistinta da un rapporto S:I pari a 1:3, essendo stata caratterizzata da una produzione maggiore sia di biogas che di metano, è stata replicata nel digestore anaerobico da laboratorio, riproducendo quest�’ultimo più fedelmente il principio di funzionamento di un impianto su scala industriale.

Sono state impiegate le stesse matrici organiche utilizzate nei test ABP, ovvero latte fresco scaduto da non più di cinque giorni e lo stesso campione di inoculo che era stato preventivamente congelato in modo tale da non alterare il suo contenuto batterico ed evitare quindi l�’innescarsi di eventuali processi di fermentazione [26,27].

Il reattore è stato quindi alimentato con i quantitativi di biomassa riportati in Tabella 4.14. Tabella 4.14 �– Caratteristiche chimico-fisiche delle miscele [Incertezze di misura: Peso = ± 3.22-5 gr; Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili =±0.71%; pH = ±0.01]

COMPOSIZIONE MISCELA U (%) SV (%) pH iniz.


95,36 3,85 7,8 inoculo 6000 gr


157

Anche in tal caso non è stata effettuata la correzione iniziale del pH, trovandosi esso nel range ottimale per il processo di digestione anaerobica [25].

Dopo il caricamento della miscela, per assicurare l�’instaurarsi delle condizioni anaerobiche, il reattore è stato flussato con N2 ad una pressione di 0.2 atm per circa dieci minuti. La prova di digestione anaerobica è stata condotta alla temperatura di 35°C ed ha avuto una durata di 40 giorni. Durante la campagna sperimentale è stata monitorata sia la quantità che la qualità del biogas prodotto ed è stato rilevato in modo continuo il pH della miscela.


158

4.6 Bibliografia

[1] UNI EN 14774-2:2010. Biocombustibili solidi - Determinazione dell�’umidità - Metodo di essiccazione in stufa - Parte 2: Umidità totale - Metodo semplificato.

[2] UNI EN 15148:2010. Biocombustibili solidi - Determinazione del contenuto di sostanze volatili.

[3] UNI EN 14775:2009. Biocombustibili solidi - Determinazione del contenuto di ceneri.

[4] UNI EN 14780:2011. Biocombustibili solidi �– Preparazione del campione. [5] Cotana F., Bidini G., Fantozzi F., Buratti C., Costarelli I., Crisostomi L., �“Il

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[6] Fantozzi F., Barbanera M., Bartocci P., Massoli S., Buratti C., �“Caratterizzazione delle biomasse: il laboratorio del CRB�”, La Termotecnica, giugno 2008.

[7] UNI EN ISO 11734, �“Valutazione della biodegradabilità anaerobica ultima di composti organici in fanghi digeriti�”, Metodo per la misurazione della produzione di biogas, Giugno 2004.

[8] UNI EN 15442:2011. Combustibili solidi secondari �– Metodi di campionamento. [9] UNI EN 14039:2005. Caratterizzazione dei rifiuti �– Determinazione del contenuto di

idrocarburi nell intervallo compreso tra C10 e C40 mediante gascromatografia. [10] EPA 6010C, Analysis of Soil using the Prodigy ICP. [11] Fantozzi F., Buratti C., Morlino C., Massoli S., Analysis of biogas yield and quality

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[12] Vasala J., Panula P., Neubauer., Efficient lactic acid production from high salt containing dairy by-products by Lactobacillus salivarius ssp. salicinius with pre-treatment by proteolytic microorganisms, Bioresource Technology, vol.117, pp. 421-21, 2005.

[13] Sansonetti S., Curcio S., Calabrò V., Iorio G., Bio-ethanol production by fermentation of ricotta cheese whey as an a effective alternative non-vegetable source, Biomass and Bioenergy, vol.33, pp.1687-1692, 2009.

[14] Ben-Hassan R.M., Ghaly A.E., Continuous propagation of Kluyveromyces fragilis in cheese whey for pollution potential reduction, Applied Biochemistry and Biotechnology, vol. 47, pp. 89�–105, 1994.

[15] B. Kavacik, B. Topaloglu., Biogas production from co-digestion of a mixture of cheese whey and dairy manure, Biomass and Bioenergy, vol.34, pp.1321-1329, 2010.

[16] Fantozzi F., Buratti C., Biogas production from different substrates in an experimental continuously stirred tank reactor anaerobic digester, Bioresource Technology, vol. 100, pp.5783-5789, 2009.

[17] Regolamento CE n.197 del 3/02/2006 recante misure transitorie a norma del regolamento CE n.1774/2002 relative alla raccolta, al trasporto, al trattamento, all�’utilizzo e all�’eliminazione dei prodotti alimentari non più destinati al consumo umano, 3 febbraio 2006.

[18] Regolamento CE 183/2005 che stabilisce requisiti per l�’igiene dei mangimi, 12 gennaio 2005.


159

[19] Regolamento CE 142/2011, recante disposizioni di applicazione del regolamento (CE) n. 1069/2009 del Parlamento europeo e del Consiglio recante norme sanitarie relative ai sottoprodotti di origine animale e ai prodotti derivati non destinati al consumo umano, 25 febbraio 2011.

[20] Sialve B., Bernet N. and Bernard O., Anaerobic digestion of microalgae as a necessary step to make microalgae biodiesel sustainable, Biotechnology Advances, vol.27, pp.409-416, 2009.

[21] Wu X. et al., Anaerobic digestion of dairy manure influenced by the waste milk from milking operationts, J. Dairy Science vol.94, pp.3778-3786, 2011.

[22] Caffaz S., Ficara E., Giordano A., La digestione anaerobica: i metodi di misura della biodegradabilità, Dario Flaccovio Editore, 2008.

[23] Dornack C., Digestion of residual milk and dairy products, Proceedings to the Third International Symposium on Energy from Biomass and Waste, 8th-11th Venice (IT), November 2010.

[24] Raposo F., De la Rubia M.A., Fernández-Cegrí V., Borja R., Anaerobic digestion of solid organic substrates in batch mode: An overview relating to methane yields and experimental procedures, Renewable and Sustainable Energy Reviews vol.16 pp. 861�–877, 2011.

[25] Fantozzi, Buratti C., Anaerobic digestion of mechanically treated OFMSW: Experimental data on biogas/methane production and residues characterization, Bioresource Technology, vol. 102, pp. 8885-8892, 2011.

[26] Montusiewicz A., Lebiocka M., Rozej A., Zacharska E. and Paw owski L., Freezing/thawing effects on anaerobic digestion of mixed sewage sludge Bioresource Technology, vol.101, pp.3466-3473, 2010.

[27] Wang C.C., Chang C.W., Chu C.P., Lee D.J., Chang B.V., Liao C.S., Producing hydrogen from wastewater sludge by Clostridium bifermentans, Journal of Biotecnology, vol. 102, pp.83-92, 2003.

160

Capitolo 5

RISULTATI E DISCUSSIONE 5.1 Produzione di biogas e metano dalla Frazione Organica dei rifiuti solidi urbani (FORSU) 5.1.1 FORSU tal quale 5.1.1.1 Test ABP

Il campione di FORSU tal quale (né diluito e né inoculato) non ha prodotto quantità significative di biogas e l’analisi dello stesso tramite gascromatografo non ha rilevato la presenza di metano. Nonostante il substrato in esame sia contaminato dalla presenza di plastiche e quindi siano ipotizzabili rese in metano inferiori a quelle relative a biomassa interamente putrescibile, il mancato innesco della fase metanigena è da attribuire principalmente all’assenza di diluizione e di correzione del pH, che potrebbero aver generato una acidificazione irreversibile del substrato [1-9]. 5.1.2 FORSU slurry 5.1.2.1 Test ABP

Il test ABP1 (FORSU slurry trattata meccanicamente non diluita né inoculata) è stato caratterizzato da quantità di biogas trascurabili, tali da non poter essere analizzate tramite gascromatografia; anche in questo caso è possibile ricondurre la mancata produzione ai motivi esplicitati in precedenza, ovvero all’assenza di diluizione e di inoculo e alla non correzione del pH.

Quanto sopra è supportato dalla Letteratura specializzata, da cui si riportano per brevità, nel seguito, alcune considerazioni significative:

- il substrato non produce biogas in quantità significative se non diluito [5];

- il substrato non è in grado di avviare il processo di digestione anaerobica se non inoculato [4,5,6];

- il mancato controllo del pH porta generalmente alla formazione di un ambiente acido nel quale è inibita la formazione dei batteri metanigeni [4,6,10].

In accordo con quanto evidenziato in Letteratura, sono state effettuate prove aggiuntive diluendo il campione e inoculando con digestato proveniente da un impianto di trattamento anaerobico alimentato con liquame suino (test ABP2).

Capitolo 5 – Risultati e discussione

161

Figura 5.1 – Produzione giornaliera di biogas nel test ABP2

Il test ABP2 ha avuto una durata di 17 giorni. Dalla produzione di biogas, riportata in Figura 5.1, si evince che la prova ha avuto uno start up immediato ed è stata caratterizzata da una produzione continua di biogas. L’impiego dell’inoculo batterico e la diluizione con acqua hanno garantito un corretto bilanciamento tra carica batterica e carico organico, che ha permesso una degradazione regolare e continua del substrato.

La produzione giornaliera di biogas è stata caratterizzata da un picco di produzione in corrispondenza del settimo giorno di prova, al quale è seguito un progressivo decremento e si è pressoché azzerata dopo circa sedici giorni di prova.

La composizione del biogas è stata analizzata nel corso della prova; i risultati sono riportati in Tabella 5.1.

La percentuale di metano nel biogas è stata elevata sin dai primi giorni di produzione, mostrando un andamento a campana tipico del processo di fermentazione anaerobica (Figura 5.2). La ridotta pezzatura della biomassa ha favorito la degradazione del substrato con elevata continuità e l’inoculo batterico, benché costituito da ceppi batterici mesofili, non ha dimostrato problemi di acclimatamento alle elevate temperature, garantendo il giusto equilibrio tra le fasi della degradazione. L’inoculo selezionato era stato già impiegato in diverse prove di digestione anaerobica effettuate presso il CRB, ed è costituito da flora batterica mesofila.

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 170

0,5

1

1,5

2

2,5

Produzione giornaliera di Biogas

Tempo - giorni

Pro

duzio

ne -

Litri


162

Tabella 5.1 – Composizione del biogas prodotto nel test ABP2 [Incertezza di misura: ±3.76%]

Gas Campioni

1 2 3 4 5 6 7 H2 (%) 1.37 0.008 0,0000 0.008 0.040 0.0310 0.001

CH4 (%) 40 50.8 58.6 68.5 66.3 65.9 62.3 CO2 (%) 58.7 49.2 26.5 31.5 33.7 34.1 37.7 O2 (%) 0 0 1.0 0 0 0 0

Figura 5.2 – Produzione giornaliera di metano nel test ABP2

Tuttavia gli studi riguardanti l’adattabilità dei ceppi batterici alle diverse condizioni ambientali [11,12,13] hanno messo in luce come all’interno della fasce di temperatura mesofile (30°C-40°C) siano presenti ceppi batterici termofili che possono essere riattivati quando la temperatura viene portata nel regime di termofilia (45°C-55°C).

Il quantitativo di metano prodotto ha raggiunto il valore massimo in prossimità del picco di produzione di biogas, con un valore percentuale sul totale del gas prodotto del 68,5% (campione 4 in Tab. 5.1). Il biogas complessivamente ottenuto presenta ottime caratteristiche energetiche, essendo costituito da una percentuale media del 59.7% in metano. Le curve di produzione cumulata di biogas e metano (Fig. 5.3) denotano un andamento crescente molto marcato nei primi giorni di prova ed una crescita meno marcata dopo il raggiungimento del picco di produzione che si è avuto nel settimo giorno.

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 170

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

Produzione giornaliera di Metano

Tempo -giorni

Prod

uzio

ne -

Litri

Figura 5.3 – Pro

Le rese com0.398±0.04 Nm[14,15] mostralievemente ma

I valori del differenti tra loo batch), del cnon esiste un un inoculo banormative di smetanigeno [1

Sulla base non inoculati eproseguire la sliquido provenprecedente caDi seguito si contenitori 1 econtenitore 2 o

oduzioni cumulate

mplessive di biom3/kg SV e 0.23ando produzionaggiori. rapporto tra ino

oro [5,16] e varcontenuto in somodus operan

atterico c’è asstandardizzazio7]. delle differenz

e quelle con susperimentazioneniente da un impitolo come inoriportano le p

e 3 e le produziottenute nel test

e di biogas e met

ogas e metano38±0.03 Nm3/kgi lievemente inf

oculo e biomassiano a secondalidi e del regimdi comune, tutt

ssoluto accordoone dei metodi

e sostanziali risubstrati inoculae utilizzando unmpianto di digeoculo 1). produzioni quoioni quotidiane t ABP3.

Capitolo

tano nel test ABP

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sa riportati in Lea della tipologia

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5 – Risultati e discu

P2

rispettivamente on i dati di Letteas e rese in m

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e prove con subiso nel test AB

costituito da digeFORSU (indicat

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163

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metano

molto ntinuo

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bstrati BP3 di estato to nel

as dei no del


164

Figura 5.4 – Produzione giornaliera di biogas nel test ABP3 (contenitore 1: rapporto substrato/inoculo pari a70-30% in massa)

Figura 5.5 – Produzione cumulata di biogas nel test ABP3 (contenitore 1: rapporto substrato/inoculo pari a 70-30% in massa)

-0,005

7E-17

0,005

0,01

0,015

0,02

0,025

0,03

0,035

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

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uzio

ne -

Nm

3/kg

SV

giorni

Produzione giornaliera di biogas

biogas

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uzio

ne -

Nm

3/kg

SV

giorni

Produzione cumulata di biogas

biogas


165

Figura 5.6 – Produzione giornaliera di biogas nel test ABP3 (contenitore 2: rapporto substrato/inoculo pari a 70-30% in solidi volatili)

Figura 5.7 – Produzione cumulata di biogas e metano nel test ABP3 (contenitore 2: rapporto substrato/inoculo pari a 70-30% in solidi volatili)

0

0,005

0,01

0,015

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1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

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SV

giorni

Produzione giornaliera di biogas e relative % di metano

biogas

0

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1 2 3 4 5 6 7 8 9 10111213141516171819202122

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Nm

3/kg

SV

giorni

Produzioni cumulate di biogas e metano

biogas

metano


166

Figura 5.8 – Produzione giornaliera di biogas nel test ABP3 (contenitore 3: rapporto substrato/inoculo pari a 70-30% in massa con correzione iniziale del pH)

Figura 5.9 – Produzione cumulata di biogas nel test ABP3 (contenitore 3: rapporto substrato/inoculo pari a 70-30% in massa con correzione iniziale del pH)

0

0,005

0,01

0,015

0,02

0,025

0,03

0,035

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prod

uzio

ne -

Nm

3/kg

SV

giorni


biogas


167

Nel contenitore 2 è stata ottenuta la percentuale massima di metano pari al 52.9% e le rese di biogas e metano sono state rispettivamente pari a 0.08±0.008 Nm3/kgSV e a 0.042±0.006 Nm3/kgSV. Quest’ultime sono state superiori anche a quelle del contenitore 3, confermando che una correzione iniziale del pH a valori prossimi a 5.5 non ha contribuito a tamponare l’acidificazione del substrato. Tali valori sono inferiori ai dati di riferimento di Letteratura [18].

In generale dai dati desunti dalle prove di valutazione del BMP si evince che l’aspetto qualitativo della produzione di metano rispecchia i dati di Letteratura, mentre le produzioni di biogas sono state notevolmente inferiori ai risultati attesi. 5.1.2.2 Prove di digestione anaerobica

La prova di digestione DA1 (FORSU slurry trattata meccanicamente non diluita nè inoculata) rispecchia quanto ottenuto nel test ABP1 in quanto caratterizzata da una produzione qualitativamente discontinua e quantitativamente povera di biogas: picchi di elevate produzioni di biogas si alternano a fasi con totale assenza di gassificazione (Fig. 5.10). La produzione cumulata di biogas e di metano è riportata in Figura 5.11.

La percentuale massima di metano riscontrata nel biogas è solo del 5,3%, che indica una fase metanigena decisamente inibita.

I valori delle rese di biogas e metano, pari rispettivamente a 0.051±0.003 Nm3/kgSV e 0.002±0.0002 Nm3/kgSV sono notevolmente inferiori rispetto ai dati di Letteratura.

Figura 5.10 – Produzione giornaliera di biogas nel test DA1 (FORSU slurry non diluita né inoculata)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 330,000

0,001

0,001

0,002

0,002

0,003

0,003

0,004

0,004

Produzione giornaliera biogas

Tempo - giorni

Pro

duzio

ne -

Nm

3

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fra[14sefraresco

floorgceco

pa(DinoFOn.1

(F

gura 5.11 – Produita né inoculata) Numerosi stud

azione organica4] mostrano un

elezionati mentazione organicase evidenziate,

on inoculo. Come previsto

ora batterica neganico; inoltre

eppi termofili, iondizioni ideali p

Sulla base di qarallelo, si è pDA2) che ha inoculato con il dORSU operante1).

Durante il corsig. 5.12).

duzioni cumulate )

di riguardano la a dei rifiuti ma i na resa in biore altri [5] rip

a dei rifiuti pari maggiori di qu

o, l’assenza di iecessaria alla l’iniziale carican quanto il su

per sviluppare taquanto riscontraroceduto all’eff

nteressato un nigestato liquido

e in condizioni t

so della prova s

di biogas e meta

digestione anarisultati sono va

ogas di 0.435 ortano valori da 0.11 Nm3/Kguelle misurate,

noculo ha portadegradazione d

a batterica è risubstrato utilizzaale carica batteato in Letteratufettuazione delnuovo campiono proveniente dtermofile (prece

si è monitorato l

Capitolo 5 –

ano nel test DA1

aerobica di scartariabili; ad esemNm3/KgSV perdel potenziale gSV. Occorre ssono relative a

ato ad un deficitdel substrato asultata evidenteato non si è rica. ra e delle provela seconda pro

ne di slurry dilua un impianto d

edentemente ind

l’andamento de

Risultati e discussi

(FORSU slurry n

ti di mense o dempio alcuni Autor scarti di men

in metano desottolineare chea prove effettua

t significativo dead alto contenemente carentemai trovato ne

e ABP condotteova di digestiouito con acquadi digestione dedicato con inoc

el pH della misc

ione

168

non

ella ori. nsa ella e le ate

ella uto

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ela


169

Figura 5.12 – Andamento del pH (prova DA2)[Incertezza di misura: ±0.01]

Inizialmente il pH della miscela era acido, pari a 4.82, e si ulteriormente abbassato a 3.83 dopo un giorno di fermentazione; dopo tre giorni il pH ha raggiunto il valore massimo di 5.44 e si è infine stabilizzato a 4.73-4.74 per tutta la durata della prova.

La produzione di biogas nei primi giorni di fermentazione è stata notevole; l’andamento giornaliero (Fig. 5.13) della produzione di biogas evidenzia infatti una maggiore resa nella fase iniziale, con la presenza di un picco di produzione in corrispondenza del secondo giorno di prova.

La percentuale di metano nel biogas è rimasta tuttavia esigua per tutta la durata della prova, con un valore massimo del 27.7% nel quinto giorno di prova.

La produzione cumulata di biogas (Fig. 5.14) è stata pari a 0.258±0.02 Nm3/kgSV, mentre quella di metano pari a 0.035±0.005 Nm3/kgSV.

Anche in questo caso, confrontando le produzioni con i dati di Letteratura, si evince che la digestione anaerobica della frazione organica dei rifiuti solidi urbani ha un alto potenziale nella produzione di metano dell’ordine di 0.2 a 0.4 Nm3/kgSV [19], con percentuali intorno al 40-60%. Tuttavia, nonostante la FORSU sia biologicamente attiva, la prova di digestione anaerobica effettuata nel digestore pilota ha mostrato una modestissima produzione di metano, probabilmente a causa dei bassi valori di pH.

Al termine della prova di digestione anaerobica, si è proceduto all’analisi del digestato separandolo, tramite centrifugazione, in una componente solida e in una componente liquida. La caratterizzazione del digestato è importante sia per valutare l’idoneità di questo scarto ad essere impiegato come ammendante in agricoltura, sia per valutare il grado di efficienza del processo di digestione nella rimozione della sostanza organica.

0

1

2

3

4

5

6

1 3 5 7 9 111315171921232527293133353739

pH

giorni

Andamento del pH

pH


170

Figura 5.13 – Produzione giornaliera di biogas e metano (prova DA2)

Figura 5.14 – Produzione cumulata di biogas e metano (prova DA2)

0,000000

0,005000

0,010000

0,015000

0,020000

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1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40

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SV

giorni

Produzione giornaliera di biogas e metano

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0,1

0,15

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1 3 5 7 9 111315171921232527293133353739

prod

uzio

ne -

Nm

3/kg

SV

giorni

Produzione cumulata di biogas e metano

Biogas

Metano


171

La centrifugazione è stata eseguita a tre diverse velocità, 3000, 5000 e 10000 giri al minuto. Il digestato sottoposto a separazione solido/liquido genera una frazione chiarificata che contiene buoni livelli di azoto in forma ammoniacale, compreso quello mineralizzatosi nel corso della digestione, e una frazione solida con un’elevata percentuale di sostanza organica parzialmente stabilizzata.

La frazione chiarificata può essere quindi un buon sostitutivo del concime di sintesi, a patto che venga utilizzata in periodi coincidenti con lo sviluppo colturale e limitando le emissioni ammoniacali in atmosfera.

La frazione solida, contenente sostanza organica che in funzione dell’efficienza del processo ha ancora una degradabilità più o meno elevata, potrebbe invece essere valorizzata ai fini ammendanti.

Tale differenziazione è necessaria dal momento che le due frazioni sono destinate a due diversi impieghi. La fase solida viene infatti avviata a impianti di trattamento aerobico per la formazione di compost, mentre la fase liquida viene impiegata nella fertirrigazione e qualora quest’ultima non presenti caratteristiche idonee a questo tipo di impiego, è destinata ad impianti di depurazione.

In Tabella 5.2 è riportato il peso in grammi del campione sottoposto a centrifugazione, i rispettivi pesi delle fasi separate e la percentuale di liquido presente inizialmente nel campione. I risultati confermano la dipendenza tra la velocità di separazione a l’efficienza di separazione.

Del digestato tal quale e delle due frazioni separate è stata fatta l’analisi termogravimetrica, che ha fornito i risultati riportati in Tabella 5.3.

La quantità di solidi volatili all’inizio e alla fine della prova è pari rispettivamente a 0.29 kg e 0.13 kg; pertanto si è avuta una riduzione dei solidi volatili pari al 55%.

La rimozione di sostanza organica secca volatile indica il grado di degradazione della sostanza digerita e quindi fornisce una stima approssimativa dell’efficienza del processo; la produzione di biogas varia da 0.75 a 1.10 metri cubi per ogni chilogrammo di solidi volatili distrutto.

Tabella 5.2 – Risultati della centrifugazione del digestato (prova DA2) Peso totale

(gr) Peso surnatante

(liquido) (gr) Peso residuo (solido) (gr) Liquido (%)

Centrifugazione 3.000 rpm 527.66 282.66 245.00 53.56




172

Tabella 5.3 – Analisi termogravimetrica del digestato (prova DA2) [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali =±0.36%; Solidi Volatili =±0.71%]


base umida (%) base secca (%) Digestato tal quale 1 97.77 2.23 1.65 73.90 2 97.92 2.08 1.51 72.83 3 97.90 2.10 1.69 80.28 Valore medio 97.86 2.14 1.61 75.67 Digestato liquido 1 98.22 1.78 1.50 85.54 2 98.27 1.73 1.33 76.53 3 98.24 1.76 1.41 80.54 Valore medio 98.24 1.76 1.41 80.54 Digestato solido 1 74.91 25.09 19.97 79.59 2 73.81 26.19 20.94 79.97 3 74.36 25.64 20.45 79.78 Valore medio 74.36 25.64 20.45 79.78

In Letteratura, per la frazione organica dei rifiuti solidi urbani, vengono

indicati livelli di rimozione oscillanti fra il 77-78% di sostanze volatili rispettivamente dopo 10-25 giorni di digestione [14,16] superiori quindi a quelli raggiunti dalla prova in esame.

Ovviamente questo è dovuto al fatto che nel nostro caso il processo di degradazione non ha avuto una normale evoluzione, ma ha subito un’ inibizione a causa dell’acidificazione iniziale della miscela.

Dalla Tabella 5.3 si evince inoltre che i solidi volatili sono maggiormente concentrati nella parte solida del digestato; essendo quest’ultima la frazione più ricca di sostanza organica, questa può essere convenientemente destinata all’uso agronomico essendo di grande utilità per il ripristino del bilancio umico dei suoli. Tuttavia prima di essere impiegata come ammendante, essa deve essere sottoposta ad un’ulteriore stabilizzazione mediante processo di compostaggio.

Con la separazione solido/liquido del digestato si concentra nella frazione chiarificata un’elevata percentuale dell’azoto sotto forma ammoniacale, prontamente assimilabile dalle colture, e nella frazione solida l’azoto organico a più lenta mineralizzazione, che rende tale materiale più adatto per un uso ammendante. Per questo è’ stato misurato inoltre il valore del COD (Chemical Oxigen Demand), del BOD5 (Biochemical Oxigen Demand), dell’azoto


173

ammoniacale (NH4+) e degli acidi grassi totali del separato liquido. I valori di tali

parametri sono stati misurati per le diverse velocità di centrifugazione (Tab. 5.4).

Tabella 5.4 – Valori di NH4+, COD, BOD5 e acidi grassi totali della frazione liquida del

digestato (prova DA2) Centrifugazione

surnatante NH4+ (mg/l) COD

(mg/l O2) BOD5

(mg/l O2) acidi grassi totali

(g/l) 3.000 rpm <0.4 63323 43130 0.55 5.000 rpm <0.4 59990 34050 0.25 10.000 rpm <0.4 59990 34050 0.15

Durante il processo di digestione l’azoto organico presente inizialmente nel

substrato viene mineralizzato ad azoto ammoniacale, la cui presenza fa si che l’effluente chiarificato sia un fertilizzante a pronto effetto di efficienza pari ai tradizionali concimi minerali di sintesi quali, urea e solfato ammonico.

Tuttavia la presenza di questo composto all’interno del digestato liquido può causare emissioni di ammoniaca in atmosfera e perdita di nitrati nelle acque.

I valori del COD sono risultati superiori a quelli che normalmente caratterizzano un effluente stabilizzato pari a 30 000-40 000 e ugualmente il contenuto di solidi volatili è risultato essere superiore a quello normalmente presente nel digestato pari a 65-70% [20].

Gli alti valori del COD e del BOD5 insieme alla presenza di acidi grassi volatili confermano il basso tasso di degradazione della sostanza organica avvenuto nella prova DA2; inoltre la bassa concentrazione di azoto ammoniacale NH4

+, generalmente pari a 3-4 gr/kg, ne preclude l’impiego come fertilizzante [20].

E ’stata fatta inoltre la caratterizzazione degli acidi grassi rintracciati nel separato liquido (Tabella 5.5).

Nella prova DA3 è stata testata una miscela costituita sempre da un rapporto in massa substrato/inoculo pari a 70-30%, ma in tal caso è stato impiegato un vettore batterico costituito da digestato proveniente da un altro impianto di trattamento della FORSU (inoculo 2).

Tabella 5.5 – Caratterizzazione degli acidi grassi totali contenuti nella frazione liquida del digestato (prova DA2)

Centrifugazione C10:0 C12:0 C14:0 C18:0+C18:1 cis9

C18:1 trans9

C18:2 cis

9,12

C18:3 cis-

9,12,15 C20:0 C22:0

% % % % % % % % %

3.000rpm 0.9 1.6 5.1 49.0 12.1 28.7 1.4 1.1 Tracce

5.000rpm 1.5 2.6 9.3 48.3 13.4 22.0 0.4 2.0 0.6

10.000rpm 0.4 1.0 2.7 52.8 10.9 29.8 1.4 0.3 0.8


174

Durante il corso della prova è stato monitorato l’andamento del pH, che è risultato essere costantemente acido (Fig. 5.15). All’undicesimo giorno di prova È stato effettuato un tentativo di regolazione del pH mediante 720 ml di idrossido di sodio (NaOH) 1 molare. Tale correzione ha permesso di aumentare il valore del pH da 3.30 a 6.20; tuttavia, dopo un giorno di fermentazione, il pH è diminuito nuovamente e pertanto la prova è stata interrotta al 15° giorno.

Il quantitativo di biogas prodotto è stato ridotto e il contenuto di metano praticamente nullo (percentuale massima 0.02% all’ottavo giorno).

Si sono infine effettuate misure di NH4+, COD e BOD5 sul surnatante del

digestato della prova DA3 e sugli inoculi 1 e 2. I risultati sono riportati nelle Tabelle 5.6 e 5.7.

Figura 5.15 – Andamento del pH (prova DA3)[Incertezza di misura: pH = ±0.01]

Tabella 5.6 – Risultati della centrifugazione del digestato (prova DA3)

Peso totale (gr)

Peso surnatante (liquido) (gr)

Peso residuo (solido) (gr) Liquido (%)

Centrifugazione 5.000 rpm 1835 1706.86 83.20 93.02

0

1

2

3

4

5

6

7

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

pH

giorni

Andamento del pH

pH


175

Tabella 5.7 – Valori di NH4+, COD, BOD5 della frazione liquida del digestato (prova DA3)

Campione NH4+ (mg/l) COD

(mg/l O2) BOD5

(mg/l O2) Surnatante 634 17810 1135 Inoculo 1 7200 34286 16458 Inoculo 2 2160 11429 2522 Il valore del COD del surnatante liquido della prova AD3 è risultato essere

inferiore a quello dell’inoculo 1 e il valore del BOD5 è risultato essere inferiore a quello di entrambi gli inoculi a conferma della completa biodegradazione del materiale digerito.

Infine anche la concentrazione dell’azoto ammoniacale è risultata essere superiore a quella del digestato della prova DA2 motivo per cui è stata confermata la possibilità di impiegarlo come fertilizzante agricolo.

5.1.3 FORSU waste Della FORSU waste sono stati misurati i seguenti parametri: Umidità, Solidi

Totali, Solidi Volatili, COD, BOD5, Indice di Respirazione Dinamico (IRD), Indice di Putrescibilità del rifiuto, Carbonio Organico Totale, idrocarburi C10-C40, arsenico, cadmio, cromo totale, rame, mercurio, nichel, piombo, manganese, zinco. I risultati delle analisi sono riportati nelle Tabelle 5.8 - 5.10.

Tabella 5.8 – Analisi termogravimetrica della FORSU waste


base umida (%) base secca (%) FORSU waste 1 31.44 68.56 67.61 98.60 2 35.03 64.97 61.69 94.95 3 33.23 66.77 64.64 96.78 Valore medio 33.23 66.76 64.64 96.77

Il BOD5, il COD, l’Indice di Respirazione Dinamico, l’Indice di Putrescibilità, il carbonio organico totale, gli idrocarburi C10-C40, l’arsenico, il cadmio, il cromo totale, il rame, il mercurio, il nichel, il piombo, il manganese, lo zinco, sono stati determinati su due campioni e dei valori ottenuti si è poi calcolata la media.


176

Tabella 5.9 – Valori del BOD5, COD, IRD e Indice di Putrescibilità della FORSU waste Parametro u.di m. Risultato

(1°campione) Risultato

(2°campione) Risultato

(valore medio) BOD5 mgO2l-1 448 297 372,5 COD mgO2l-1 1188 1113 1.150,5

IRD (pot.sull SS) mgO2kgss-1h-1 764 1023 893,5

IRD (pot. sui SV) mgO2kgss-1h-1 1461 1260 1.360

Indice Putrescibilità - 1514 925 108,35

Tabella 5.10 –Analisi chimiche della FORSU waste

Parametro U. di m. Risultati Metodo di analisi Camp1 Camp2

Carbonio organico totale % s.s 48,7 33,9

“Metodi analitici per i

fanghi” vol.2 n.5-Quad.Ist.Ric.Acque,64-

1988

Idrocarburi C10-C40

mg/ kg s.s. 597 <50

UNI EN 14039:2005 [21]

Arsenico mg/kg s.s <0,22 <0,19 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Cadmio mg/kg s.s 0,17 0,18 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Cromo totale mg/kg s.s 2,36 2,79 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Rame mg/kg s.s 6,36 9,27 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Manganese mg/kg s.s 22,8 27,1 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Mercurio mg/kg s.s 0,065 0,045 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Nichel mg/kg s.s 2,03 2,35 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Piombo mg/kg s.s 1,94 6,83 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Zinco mg/kg s.s 1030,7 25,2 EPA 6010C 2007 previa digestione [22]

Si è proceduto all’esecuzione del test di cessione per lo smaltimento in

discarica per i rifiuti non pericolosi in base al DM 27 Settembre 2010 Definizione dei criteri di ammissibilita' dei rifiuti in discarica, in sostituzione di quelli contenuti nel decreto del Ministro dell'ambiente e della tutela del territorio 3 agosto 2005 - Norma UNI 10802 [23]. I test sono stati effettuati sull’eluato ottenuto dal processo di separazione solido-liquido a cui sono stati sottoposti due campioni di FORSU waste; i risultati sono riportati nella Tabella 5.11.

Si evidenziano valori minori dei limiti, ad eccezione dei DOC (carbonio organico disciolto).


177

Tabella 5.11 –Test di cessione eseguito sull’eluato della FORSU waste Parametro U. di

mis. Risultati Limiti Camp1 Camp2

Arsenico

mg/l

<0,0085 <0,0085 0,2 Bario <0,0001 <0,0001 10

Cadmio <0,0005 <0,0005 0,02 Cromo tot <0,0003 <0,0003 1

Rame 0,0028 0,0052 5 Mercurio 0,00022 0,00017 0,005

Molibdeno <0,0008 <0,0008 1 Nichel <0,0017 <0,0017 1

Piombo <0,0042 <0,0042 1 Antimonio <0,0066 <0,0066 0,07

Selenio <0,0076 <0,0076 0,05 Zinco 0,2 0,34 5 Cloruri 366,6 268,1 1.500 Fluoruri <0,2 <0,2 15 Cianuri 0,03 0,05 0,5 Solfati 51,7 49,7 2.000 DOC 695,5 478,5 80 TDS 3.740 2.640 6.000

La determinazione di questi parametri è finalizzata ad individuare il contenuto di sostanza organica residua presente nel campione di FORSU waste. Una valutazione quantitativa della matrice putrescibile è infatti di fondamentale importanza per poter considerare un eventuale smaltimento di tale frazione in discarica.

Fra questi parametri di rilevante importanza sono il COD e il BOD5 che esprimono rispettivamente la quantità di ossigeno necessaria per la completa ossidazione dei composti organici ed inorganici e la quantità di ossigeno consumato dai batteri per ossidare la sostanza organica.

Essi sono stati calcolati sull’eluato derivato dalla separazione solido - liquido del campione e preparato in base alla normativa UNI EN 12457-4 [24]. In particolare il BOD5 è stato calcolato in base alle metodologie di misura indicate nel manuale APAT e ISRA-CNR Metodi analitici per le acque [25], mentre il COD in base alla normativa ISO 15705:2002 [26].

Il valore del COD, se confrontato con il range di concentrazione caratteristico dei rifiuti non trattati (1500-3000 mg/l) [27], risulta essere notevolmente ridotto, tuttavia il rapporto fra BOD5/COD risulta essere superiore al valore 0.2, considerato limite massimo per ritenere il rifiuto stabilizzato [28].

La valutazione della stabilità della frazione secca va inoltre effettuata considerando i risultati dei test respirometrici.

L’indice di Respirazione Dinamico, determinato in base alla norma UNI/TS 11184:2006 [29], esprime infatti il consumo orario di ossigeno richiesto per la biodegradazione delle frazioni fermentescibili contenute nel campione stesso. In


178

particolare nella presente campagna sperimentale è stato analizzato l’Indice di Respirazione Dinamico Potenziale determinato su un campione standardizzato per quanto riguarda i principali parametri chimico-fisici di processo.

Il dato respirometrico viene generalmente espresso sia sull'unità di peso della Sostanza Secca (S.S.) che su quella dei Solidi Volatili (SV) La normativa nazionale non indica valori limite per l’IRDP tuttavia in molte regioni di Italia la normativa regionale indica 1000 mgO2 kgSV-1h-1 come valore prescrittivo per la messa in discarica del rifiuto precedentemente trattato.

Per meglio gestire e rielaborare le informazioni date dai precedenti parametri è stato determinato l’Indice di Putrescibilità del rifiuto, parametro indicativo per riassumere e quantificare l’impatto ambientale di un rifiuto nei suoi molteplici aspetti. Il dato presente in Tabella 5.9 risulta in linea con i dati di Letteratura e inferiore a 119, limite sotto il quale potrebbe essere possibile la posa in discarica [30].

Il Decreto Ministeriale 27 Settembre 2010 Definizione dei criteri di ammissibilita' dei rifiuti in discarica, in sostituzione di quelli contenuti nel decreto del Ministro dell'ambiente e della tutela del territorio 3 agosto 2005, indica il limite relativo al contenuto di Carbonio Organico Totale (TOC); pertanto è stato analizzato anche questo parametro. In particolare l’articolo 6 di tale decreto cita che sono ammessi nelle discariche per rifiuti non pericolosi i rifiuti pericolosi stabili non reattivi che abbiano una concentrazione in carbonio organico totale (TOC) non superiore al 5% (con riferimento alle sostanze organiche chimicamente attive in grado di interferire con l’ambiente) e che, sottoposti a test di cessione secondo la metodica UNI 10802 [23], presentino un eluato conforme ai limiti di concentrazione fissati dal decreto stesso.

In Tabella 5.11 sono riportati i valori dei parametri misurati nel test di cessione con i corrispettivi limiti di legge.

Si osserva che tutti i valori sono inferiori rispetto a quelli accettabili stabiliti dal decreto ad eccezione di quello del Carbonio Organico Disciolto.

E’ stato inoltre calcolato il valore degli idrocarburi C10-C40; il limite di ammissibilità, riferito a discariche per rifiuti inerti, a cui il DM 27 Settembre 2010 fa riferimento per tale parametro è di 500 mg/kg. In tabella 5.10 i valori dei campioni risultano molto diversi, tuttavia il valore relativo al campione n.1 appare giustificato dalla presenza di contaminanti nella fase di quartatura. Considerati i risultati analitici relativi ai parametri ritenuti significativi in base all’origine e alla provenienza del rifiuto e i risultati del test di cessione, il rifiuto analizzato non risulta conforme alle caratteristiche previste dal DM 27/09/2010, quindi non può essere smaltito né in discariche per rifiuti non pericolosi né in discariche per rifiuti inerti, fatte salve proroghe, deroghe o specifiche prescrizioni autorizzative previste dalle autorità territorialmente competenti.


179

5.1.4 Discussione dei risultati ottenuti e considerazioni finali I risultati ottenuti sia nei test ABP che nelle prove di digestione anaerobica

(Tab. 5.12) hanno confermato quanto segue: - la frazione organica dei rifiuti solidi urbani proveniente da raccolta

differenziata, sia tal quale che trattata meccanicamente al fine di eliminare eventuali inerti in essa presenti, è difficilmente trattabile mediante il processo di degradazione anaerobica in quanto mostra, in assenza di ossigeno, forte tendenza ad acidificarsi;

- la frazione derivante dalla spremitura meccanica del rifiuto tal quale presenta caratteristiche chimico-fisiche migliori rispetto al rifiuto contaminato da plastiche ed inerti per essere trattata mediante digestione anaerobica; le rese di biogas e metano di questa frazione aumentano qualora essa venga inoculata con digestato proveniente da impianti di digestione anaerobica alimentati a reflui zootecnici;

- il rapporto ottimale fra substrato organico ed inoculo è risultato essere pari a 1:1, in quanto quantità inferiori di inoculo non riescono a tamponare l’acidificazione del mezzo di reazione;

- qualora si decida di operare una correzione del pH in modo da incrementare la produzione di metano, è necessario farla ad inizio processo portando il pH a valori intorno a 7-7.5. L’acidificazione del substrato potrebbe essere originata da una bassa alcalinità della sostanza di partenza ed è per questo motivo che si tende generalmente ad aumentarla introducendo nel digestore un certo quantitativo di carbonato di calcio o idrossido di carbonio (CaCO3 o NaOH) [10].

Tabella 5.12 – Riepilogo risultati test ABP e prove di digestione anaerobica

TEST ABP FORSU tal quale Rese biogas (Nm3/kgSV) Rese metano (Nm3/kgSV 1 (FORSU tal quale pura) - - FORSU slurry ABP1 (FORSU slurry pura) - - ABP2 (inoculata con dig. suino) 0.398±0.04 Nm3/kg SV 0.238±0.03 Nm3/kg SV ABP3 (inoculata con dig. FORSU 1) 0.080±0.008 Nm3/kg SV 0.042±0.006 Nm3/kg SV

DIGESTIONE ANAEROBICA IN IMPIANTO PILOTA FORSU slurry DA1 (FORSU slurry pura) 0.051±0.003 Nm3/kg SV 0.002±0.0002 Nm3/kg SV DA2 (inoculata con dig. FORSU 1) 0.258±0.02 Nm3/kg SV 0.035±0.005 Nm3/kg SV DA3 (inoculata con dig. FORSU 2) - -

La digestione della FORSU richiede grande attenzione nel controllo del pH durante le varie fasi del processo; infatti è fondamentale evitare l’accumulo di acidi grassi volatili che inibiscono il processo di bio-metanazione.


180

Gli acidi grassi volatili (AGV) sono gli acidi organici che si producono nel corso della degradazione della sostanza organica, in particolare nella fase acidogena del processo. La concentrazione di AGV, espressa come concentrazione di acido acetico nel volume di materiale (mg/l), dipende dalla qualità e della quantità del materiale caricato nel digestore e dall’equilibrio tra batteri acidogeni e batteri metanigeni.

In generale un incremento degli AGV è conseguente all’aumento del carico organico da trattare. Ciò spiega come, nel caso della digestione anaerobica della frazione organica dei rifiuti solidi urbani, la produzione degli AGV sia notevole e immediata a causa delle sostanze facilmente biodegradabili.

Questa elevata concentrazione degli AGV determina un’acidificazione irreversibile del substrato, con conseguente inibizione della fase metanigena [10].

L’intervallo entro il quale dovrebbe essere compreso il pH per consentire una adeguata attività dei metanigeni è generalmente indicato tra 6.8 e 8.2, con valori ottimali tra 7 e 7.5. A valori inferiori l’attività metanigena risulta via via ridotta e al di sotto di pH 6 gravemente compromessa [31].

Alcuni studi, per ovviare all’iniziale acidificazione del substrato, suggeriscono di sottoporre la FORSU ad un trattamento aerobico della durata di alcuni giorni, prima che questa venga inserita nel digestore [4].

Infatti, l’iniziale pre-areazione da una parte riduce l’eccesso di composti organici facilmente degradabili, ritenuti responsabili dei processi di acidificazione in sistemi batch, dall’altra permette la decomposizione di molecole di grandi dimensioni, rendendole più facilmente disponibili per i batteri idrolitici presenti nel reattore. Tuttavia occorre porre attenzione alla durata del periodo di compostaggio; infatti un eccesso di areazione può produrre un eccessivo consumo del substrato disponibile per la produzione di biogas in condizioni di anaerobiosi [4].

Per ovviare all’acidificazione del substrato si potrebbe attuare la codigestione della FORSU con altri substrati.

In Letteratura sono riportate prove sperimentali in cui la FORSU viene co-digerita con i fanghi di depurazione delle acque di scarico (75% in volume di fanghi e 25% in volume di FORSU) in condizioni termofile (56°C). Tale binomio risulta essere molto promettente dal momento che il biogas che si ottiene da questa miscela risulta essere il doppio di quello relativo alla digestione dei soli fanghi di depurazione e con un contenuto di metano pari al 60% [32].

Altre fonti di Letteratura mostrano come la presenza e la natura di un inoculo sia un parametro importante al fine di raggiungere un rapido inizio del processo e un giusto equilibrio della popolazione microbica. Tra le principali tipologie di inoculo sono indicati reflui bovini e suini e fanghi digeriti.

A fronte di tutte le problematiche associate al trattamento anaerobico della frazione organica, qualora si voglia realizzare un sistema integrato anaerobico/aerobico è necessario prevedere in fase di trattamento anossico la


181

presenza di altre matrici organiche come ad esempio gli scarti organici, i reflui civili e zootecnici al fine di aumentare le rese di biogas e metano.

Solo cosi operando si ottengono i vantaggi tipici dei sistemi integrati: - miglioramento del bilancio energetico dell’impianto, in quanto nella fase

anaerobica si ha produzione di un surplus di energia rispetto al fabbisogno dell’intero impianto;

- si riduce l’emissioni di CO2 in atmosfera; - si controlla meglio l’impatto olfattivo poiché le fasi più odorigene sono

gestite in un reattore chiuso; - si ha un minor impegno delle a parità di rifiuto trattato.

In impianti di digestione anaerobica della FORSU inoltre occorre prestare molta attenzione alla fase di pretrattamento meccanico del rifiuto al fine di ottimizzare la separazione fra organico e inerti indesiderati. Una attenta selezione della matrice organica contribuisce sia ad ottimizzare il processo di fermentazione anaerobica sia a creare una frazione secca avente caratteristiche tali da poter essere smaltita in discarica.

5.2 Produzione di biogas e metano dal siero di latte 5.2.1 Siero deproteinato o scotta 5.2.1.1 Test ABP

Le prove di digestione anaerobica sono state ritenute concluse quando l’incremento giornaliero di gas è stato pressoché nullo in tutte le bottiglie, condizione che si è verificata in corrispondenza del quarantaquattresimo giorno di prova. Durante la campagna sperimentale sono stati misurati i valori di pressione raggiunti dal gas all’interno dei vari contenitori; l’aumento della pressione è infatti una misura diretta del volume di biogas prodotto.

Per una migliore comprensione dei risultati in Tabella 5.13 è riportata la composizione delle varie miscele caratterizzate da diverse concentrazioni iniziali di siero e inoculo costituito da digestato proveniente da un impianto di digestione anaerobica alimentato a insilato di sorgo e letame bovino.

In Figura 5.16 sono riportati gli andamenti della produzione di gas delle bottiglie 1 e 2 che risultano essere analoghi sino all’undicesimo giorno di prova.

Fin qui essi rispecchiano la morfologia tipica di una curva di produttività del biogas caratterizzata, in tal caso, da un periodo iniziale di latenza molto breve, da una seconda fase rilevante ai fini della produzione di biogas e dalla fase di plateau caratterizzata da un forte appiattimento della curva di produzione.

Visto il rapido arrestarsi del processo di fermentazione e la bassa concentrazione di metano nel gas prodotto nella bottiglia 1 e 2 al decimo giorno di prova, pari rispettivamente al 3% e al 4.36%, si è proceduto alla misura del pH del substrato contenuto nella bottiglia 2 che è risultato essere pari a 4.40.


182

Tabella 5.13 – Composizione delle miscele (test ABP) [Incertezza di misura: Peso = ± 3.22-5 gr ]

BOTTIGLIA COMPOSIZIONE

1 (50%-50% in massa)

siero 100 gr inoculo 100 gr

2 (50%-50% in massa) con correzione pH

siero 100 gr inoculo 100 gr

3 (40%-60% in massa)

siero 80gr inoculo 120 gr

4 (20%-80% in massa)

siero 40gr inoculo 160 gr

5 (bianco) inoculo 100 gr

Figura 5.16 – Produzioni cumulate di biogas (bottiglie 1 e 2)

L’acidificazione del substrato è stata principalmente causata da un accumulo di acidi grassi volatili (VFA), inibenti l’attività batterica, causati da una sovralimentazione del reattore. Tale problematica è più rilevante nel siero deproteinato, in quanto la degradazione anaerobica del solo lattosio non genera alcalinità.

0,000

0,020

0,040

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SV

giorni


Bottiglia 1

Bottiglia 2


183

Dati di Letteratura [33,34] relativi alla fermentazione anaerobica del siero di latte confermano che circa solo dopo 24 ore di processo degradativo il pH decresce notevolmente a causa dell’aumento della concentrazione dei VFA costituiti principalmente da acido acetico e propionico. Infatti durante la fermentazione del siero, la maggior parte del lattosio in esso contenuto (circa il 62%) è trasformato in acido lattico, acido acetico e altre specie di acidi grassi volatili. Per valori di pH inferiori a 5 la concentrazione dell’acido acetico in forma indissociata (CH3COOH) 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. Inoltre, l’elevata concentrazione di CO2 nel gas prodotto, è stata indice dell’inibizione della componente metanigena dovuta all’eccessiva presenza degli acidi grassi volatili. Tali risultati sono confermati da uno studio condotto da Ahlem et al. [35], relativo al processo di digestione anaerobica del siero in un impianto a doppio stadio, da cui è emerso che la composizione del gas proveniente dal reattore acidogenico presenta delle notevoli percentuali di CO2 ed N2, pari rispettivamente al 35% e al 65%, e delle produzioni nulle di CH4, in linea con i dati ottenuti dalle analisi del gas in questione effettuate al decimo giorno di prova.

Per tale motivo si è proceduto ad attuare una correzione del pH tramite l’aggiunta di 1 ml di idrossido di potassio (KOH) che ha portato ad un immediato innalzamento della produzione di biogas (Fig. 5.15). Dopo aver raggiunto un valore di picco in corrispondenza del 14° giorno di fermentazione, la produzione si è successivamente stabilizzata a valori più alti rispetto a quelli ottenuti con la bottiglia 1 (50-50% senza correzione pH).

Nonostante un aumento in termini di produzione di biogas, non si è assistito ad un incremento significativo del volume di metano prodotto. Ciò sta ad indicare che l’aggiunta tardiva di un correttore basico non è servita a ripristinare la stabilità del processo di fermentazione e questo inconveniente ha causato un irreversibile cambiamento nella popolazione batterica [36].

Inoltre la diminuzione della pressione, dopo il picco, si ritiene riconducibile alla solubilità della CO2 nella fase liquida. Successivamente il processo degradativo si è interrotto come dimostrano gli andamenti delle curve cumulate.

Nelle bottiglie 3 e 4 è stata testata una più bassa concentrazione del carico organico iniziale pari rispettivamente al 40% e al 20% in massa di siero. A conferma di molti dati di Letteratura [37] le migliori rese sia in termini di biogas che di metano sono state ottenute dalla fermentazione delle miscele contenute nelle bottiglie 3 e 4.

Ciò ribadisce che un iniziale carico organico eccessivo determina l’accelerazione dei fenomeni idrolitici e acidogenici con conseguente sbilanciamento della catena trofica anaerobica e variazione del sistema verso condizioni di pH acido a seguito dell’esaurimento della capacità tamponante del mezzo.


184

Nelle Figure 5.17 e 5.18 sono riportati gli andamenti delle curve di produttività di biogas delle bottiglie 3 e 4.

Nel caso della miscela costituita dal 40% di siero (bottiglia 3) si è assistito a due distinti incrementi nella produzione di biogas: il primo in corrispondenza della fase acidogenica e acetogenica del processo di digestione dovuto principalmente alla produzione di acidi grassi volatili, biossido di carbonio e idrogeno molecolare; il secondo in corrispondenza della fase metanigena in cui si è assistito ad un notevole incremento della concentrazione di metano (valore massimo raggiunto pari al 55.47% in volume) nel gas prodotto a spese dell’anidride carbonica. Durante la metanogenesi infatti si ha la sintesi di metano a partire o dall’acetato, ad opera di batteri acetoclasti, o dal biossido di carbonio, grazie alla presenza di idrogeno che viene utilizzato come co-substrato, da parte di batteri idrogenofili.

Elevate produzioni di biogas sono state registrate anche nel caso della bottiglia 4, tuttavia essendo caratterizzata da un minor contenuto di carico organico iniziale, il processo di degradazione si è svolto in tempi più brevi: già in corrispondenza del tredicesimo giorno sono state raggiunte percentuali di metano dell’ordine del 46%. Tale valore si è mantenuto pressoché costante nel corso della prova raggiungendo un valore massimo pari a 47.9%.

Figura 5.17 – Produzione cumulata di biogas (bottiglia 3)

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

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185

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186

Figura 5.19 – Confronto fra le produzioni cumulate di biogas ottenute dalle varie miscele Tabella 5.14 – Rese di biogas e metano ottenute dalle varie miscele

BOTTIGLIA COMPOSIZIONE Biogas (Nm3/Kg SV)

Metano (Nm3/KgSV)

1 (50%-50% in massa)

siero 100 gr 0.058±0.005 0.0017±0.0002

inoculo 100 gr 2

(50%-50% in massa) con correzione pH

siero 100 gr 0.094±0.009 0.0052±0.0007

inoculo 100 gr

3 (40%-60% in massa)

siero 80 gr 0.272±0.03 0.150±0.02

inoculo 120 gr 4

(20%-80% in massa) siero 40 gr

0.216±0.02 0.103±0.01 inoculo 160 gr

5.2.1.2 Discussione dei risultati e considerazioni finali I risultati ottenuti nei test ABP (Tab. 5.14) evidenziano quanto segue: - il siero deproteinato, scarto ultimo del processo di caseificazione

artigianale, è caratterizzato da un pH non acido e da percentuali significative di sostanza organica; per tale motivo una sua valorizzazione mediante processo di digestione anaerobica potrebbe essere una valida alternativa allo smaltimento di questo scarto che generalmente presenta costi elevati e problematiche ambientali di non facile soluzione.

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43

prod

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Nm

3/kg

SV

giorni

Produzioni cumulate di biogas

bottiglia 1bottiglia 2bottiglia 3bottiglia 4


187

- un giusto apporto di sostanza organica in ingresso al digestore consente di impiegare per il trattamento anaerobico del siero di latte anche sistemi di trattamento a fase unica, che rappresentano la soluzione più semplice dal punto di vista impiantistico ed anche quella più economica e quindi più facilmente adottabile dai caseifici di piccole dimensioni;

- un giusto apporto di sostanza organica in fase di alimentazione del digestore può evitare inoltre l’acidificazione del substrato anche in assenza di co-digestione con biomasse ad elevato potere tampone come i reflui bovini.

Anche se in questo contesto non sono state effettuate analisi chimico-fisiche del digestato proveniente dalla digestione del siero di latte, i dati di Letteratura mostrano come questa sostanza sia caratterizzata da un elevato contenuto di azoto ammoniacale. Tale proprietà costituisce un valore aggiuntivo del trattamento anaerobico, implicando la possibilità di impiegare il materiale stabilizzato come ammendante e fertilizzante agricolo [39].

5.2.2 Siero acido 5.2.2.1 Prova di digestione anaerobica

I risultati ottenuti dalla prova di digestione anaerobica effettuata sul siero acido, in termini di produzione giornaliera e cumulata di biogas, sono riportati nelle Figure 5.20 e 5.21.

La produzione giornaliera di biogas, dopo un picco iniziale di produzione, è stato esigua durante tutto il corso della prova e ha presentato dei valori nulli in corrispondenza di vari giorni di fermentazione.

Le rese di biogas e metano ottenute sono state rispettivamente pari a 0.108±0.007 Nm3/kgSV e 0.056±0.007 Nm3/kgSV. La produzione specifica di biogas è stata inferiore rispetto a quella ottenuta dal siero di latte deproteinato (0.272 Nm3/kg SV) e la prova in esame ha avuto una durata di soli 20 giorni.

I risultati ottenuti sono da attribuire principalmente alla natura chimico-fisica del substrato di partenza; in particolare il siero acido è caratterizzato da un contenuto di solidi volatili inferiore a quello del siero deproteinato, rispettivamente pari a 4.36% e 6.61%.

Ciò spiega come la composizione chimica del siero dipende sostanzialmente dalle tecniche di produzione dei formaggi, dai lieviti e acidi utilizzati nella fase di coagulazione, dal periodo e dalla temperatura di coagulazione.

Figme

Fig

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Risultati e discussi

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Biogas

Biogas

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188


189

In un processo di lavorazione del latte di tipo artigianale, infatti, la coagulazione delle proteine viene eseguita con siero-innesti naturali e ha una durata minore rispetto ai processi di caseificazione industriale che utilizzano per i processi di coagulazione sostanze di natura chimica che consentono un più efficiente processo di caseificazione.

La presenza dell’inoculo, oltre ad avviare più velocemente il processo fermentativo, ha consentito di mantenere la stabilità del processo anaerobico mediante l’apporto dell’alcalinità sufficiente per mantenere, nella fase metanigena, un pH compreso nel range 6.4-6.6 (Fig.5.22).

In tal caso è stata fatta l’analisi termogravimetrica del digestato (Tab.5.15) per valutare la riduzione dei solidi volatili avvenuta durante il processo di biodegradazione. Nota la quantità di solidi volatili all’inizio e alla fine della prova, pari rispettivamente a 0.25 kg e 0.13 kg, è stata calcolata una riduzione dei solidi volatili pari al 48%.

Figura 5.22– Andamento del pH [Incertezza di misura:±0.01] Tabella 5.15 – Caratteristiche chimico-fisiche del digestato [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Totali = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%, Ceneri = 0.33%; pH = ±0.01]

Sostanza Umidità (%) Solidi Totali (%) Solidi Volatili (%) Ceneri (%) pH Digestato 97.75 2.25 1.86 0.39 6.62

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pH

giorni

Andamento del pH

pH


190

5.2.2.2 Discussione dei risultati e considerazioni finali (mettere insieme) I risultati ottenuti dalla prova di digestione anaerobica condotta sul siero

acido evidenziano quanto segue: - il siero acido, scarto del processo di produzione dei formaggi a pasta

filata, per essere convenientemente avviato a digestione anaerobica, deve essere inoculato con digestato avente un alta capacità tampone;

- la digestione anaerobica del siero di latte caratterizzato da un contenuto di solidi volatili inferiore al 4,5% è un processo stabile anche se la concentrazione del substrato stesso nella miscela iniziale è superiore al 40%;

- per questa tipologia di residuo è consigliata la co-digestione con altri substrati al fine di massimizzare la resa di biogas e metano.

Dai dati di Letteratura [40] emerge che il trattamento anaerobico del siero acido è caratterizzato da elevate quantità di biogas e metano se viene attuata una co-digestione con i liquami bovini; la presenza di questo substrato, anche con proporzioni limitate (20% in massa), migliora il rendimento energetico complessivo e consente l’apporto di microrganismi, macro e micronutrienti che contribuiscono alla creazione e al mantenimento di una biocenosi equilibrata all’interno del reattore, favorendo le condizioni ottimali per lo svolgimento del processo [41]. 5.3 Produzione di biogas e metano dal latte scaduto 5.3.1 Test ABP

I valori di pressione registrati durante la campagna sperimentale condotta sul latte scaduto hanno fornito una misura diretta del volume di biogas prodotto dalle due miscele (Tab. 5.16) e nelle Figure 5.23 e 5.24 sono riportati gli andamenti giornalieri e cumulati delle produzioni di gas.

Il bianco di prova ha prodotto quantitativi trascurabili di biogas e di metano che sono stati considerati in fase di ricostruzione delle curve di produttività delle varie miscele. Dalla Figura 5.22 si evince che la maggior produzione di biogas è attribuibile alla bottiglia 2 caratterizzata da un rapporto in massa latte scaduto/inoculo pari a 1:3; questa miscela infatti è stata caratterizzata da una resa di biogas pari a 0.476±0.05 Nm3/kgSV superiore a quella ottenuta nella bottiglia 1 pari a 0.118±0.01 Nm3/kgSV.

Nel gas prodotto dalla miscela con S:I par a 1:3 è stata inoltre riscontrata una più alta concentrazione di metano.

Le bottiglie 1 e 2 sono state infatti caratterizzate da una percentuale massima di metano rispettivamente pari a 13.55±3.76% e 60.33±3.76% corrispondenti a 0.014±0.002 Nm3/kgSV e 0.231±0.03 Nm3/kgSV (Tab. 5.17).


191

Il motivo della grande divergenza riscontrata nella produzione di biogas delle due miscele è da attribuire sostanzialmente ad una diversa evoluzione del pH durante le fasi di idrolisi e acidogenesi (Fig.5.25). Tabella 5.16 – Caratteristiche chimico-fisiche delle miscele [Incertezze di misura: Umidità = ±0.36%; Solidi Volatili = ±0.71%; pH = ±0.01]

BOTTIGLIA COMPOSIZIONE U (%) SV (%) pHiniz.

1 (S:I=1:2)+H2O

latte scaduto 40 gr 97,33 4,60 7,43 digestato 80 gr

acqua 120 gr 2


95,36 3,85 7,50 digestato 150 gr

Figura 5.23– Produzioni giornaliere di biogas (bottiglia 1 e 2).

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

0,08

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29

prod

uzio

ne N

m3/

kg S

V

giorni

Produzioni giornaliere di biogas

Bottiglia 1

Bottiglia 2


192

Figura 5.24– Produzioni cumulate di biogas (bottiglia 1 e 2). Tabella 5.17 – Rese di biogas e metano

Bottiglia Composizione (gr)

Biogas (Nm3/kgSV)

Metano (Nm3/kgSV)

1 (S:I=1:2)+H2O

latte scaduto 40 0.118±0.01 0.014±0.002 inoculo 80

acqua 120 2

(S:I=1:3) latte scaduto 50

0.476±0.05 0.231±0.03 inoculo 150

3 (bianco) inoculo 150 - -

Figura 5.25 – Andamento del pH (bottiglia 1 e 2)[Incertezza di misura: ±0.01]

00,050,1

0,150,2

0,250,3

0,350,4

0,450,5

1 3 5 7 9 1113151719212325272931

prod

uzio

ne N

m3/

kgSV

giorni

Produzioni cumulate di biogas

Bottiglia 1

Bottiglia 2Correzione del pH

0

2

4

6

8

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1011121314

pH

giorni

Andamento del pH

Bottiglia 1Bottiglia 2


193

Durante i primi tre giorni di fermentazione il pH è diminuito in entrambe le bottiglie a causa della degradazione, durante la fase di idrolisi, di substrati organici complessi quali proteine, grassi e carboidrati con formazione di molecole più semplici come amminoacidi, acidi grassi e monosaccaridi in forma solubile che i batteri acidogeni trasformano soprattutto in acidi grassi volatili. La loro repentina formazione, testimoniata dai picchi giornalieri di biogas nei primissimi giorni di prova, provoca una diminuzione dei valori del pH del substrato organico.

Nel caso della bottiglia 1 il pH è diminuito fino a valori inferiori a 6 causando uno sbilanciamento della popolazione batterica a favore della componente acidogenica e a sfavore quindi della componente metanigena. Per tale motivo al tredicesimo giorno di prova, si è proceduto ad attuare una correzione del pH tramite l’aggiunta di 1.5 ml portando il pH della miscela ad un valore di 7.70. Tuttavia la correzione dell’acidità con una sostanza basica non ha portato né ad un sostanziale aumento della produzione di biogas né ad un incremento del contenuto di metano. Ciò sta ad indicare che l’aggiunta tardiva di un correttore basico non è servita a ripristinare la stabilità del processo di fermentazione e ciò ha causato un irreversibile cambiamento della popolazione batterica. Occorre rilevare infatti che il pH è in grado di indicare condizioni di squilibrio del sistema, ma solo con un certo ritardo rispetto all’evoluzione dell’effetto tampone del mezzo.

L’acidificazione del substrato non ha interessato la bottiglia 2 in cui il pH si è mantenuto a valori tali da garantire un processo di digestione anaerobica stabile.

La variazione del pH verso valori acidi oltre ad essere associata ad uno squilibrio delle specie microbiche che partecipano al processo di digestione è dovuta alla scarsa capacità tampone del mezzo di reazione.

Nella bottiglia 1 la presenza di acqua, che ha certamente contribuito a diluire il carico di sostanza organica in ingresso al reattore, non ha migliorato la capacità tampone del mezzo di reazione, aspetto invece che ha caratterizzato la miscela della bottiglia 2, in cui è stato caricato un maggiore quantitativo di materiale stabilizzato impiegato come vettore batterico. Infatti il contenuto di ammoniaca e bicarbonato presenti nel digestato e provenienti dalla degradazione delle proteine e dalla dissoluzione del biossido di carbonio hanno senza dubbio contribuito ad aumentare la capacità tampone del mezzo di reazione, impedendo così l’abbassamento del pH. 5.3.2 Prova di digestione anaerobica

I valori del livello del fluido di controllo contenuto all’interno del gasometro hanno fornito una misura diretta del volume di biogas prodotto dal latte scaduto inoculato con digestato proveniente da un impianto di trattamento alimentato a biomassa vegetale e letame.


194

Gli andamenti giornalieri e cumulati della produzione di biogas sono riportati rispettivamente in Figura 5.26 e 5.27.

Figura 5.26– Produzione giornaliera di biogas

Figura 5.27– Produzione cumulata di biogas

0

0,005

0,01

0,015

0,02

0,025

1 3 5 7 9 111315171921232527293133353739

prod

uzio

ne -

Nm

3/kg

SV

giorni


Biogas

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

0,35

0,4

1 3 5 7 9 111315171921232527293133353739

prod

uzione

Nm3/kgSV

giorni


Biogas


195

Le rese di biogas e di metano sono state rispettivamente pari a 0.362 Nm3/kgSV e 0.246 Nm3/kgSV con un contenuto massimo di metano pari a 67.95%. L’elevata produzione di biogas e di metano che ha caratterizzato questa sperimentazione è da attribuirsi principalmente alla costante stabilità del processo; un giusto apporto di sostanza organica ha evitato l’acidificazione del substrato consentendo al pH della miscela di assestarsi intorno a valori di 7.5-8 senza alcuna correzione con sostanze chimiche (Fig. 5.28).

Dai dati di Letteratura si evince infatti che la digestione anaerobica del latte scaduto porta ad una maggiore produzione di biogas se il pH della miscela è mantenuto fra 6.5 e 7.5 [42] poiché in corrispondenza di tali valori aumenta la crescita dei batteri metanigeni.

Le produzioni di biogas e metano ottenute con l’impianto pilota sono comparabili sia con quelle relative ai test ABP che con i dati di Letteratura pari a 64,42 litri di biogas/litro di latte ottenuti da Sivakumar et al. [42] nella codigestione di latte scaduto e inoculo bovino, utilizzando un reattore pilota ASBR ed operando la correzione del pH con una soluzione acquosa di bicarbonato di sodio. Infatti la resa di biogas relativa alla sperimentazione in oggetto è stata pari a 60,46 litri di biogas/litri di latte ed è stata ottenuta impiegando un reattore pilota di tipo batch e senza correzione del pH.

Figura 5.28 – Andamento del pH [Incertezza di misura: ±0.01] Tabella 5.18 – Rese di biogas e metano

COMPOSIZIONE MISCELA (gr) Biogas (Nm3/kgSV) Metano (Nm3/kgSV)

(S:I=1:3) latte scaduto 2000

0.362±0.02 0,246±0.03 digestato 6000

5,506,006,507,007,508,008,50

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39

pH

giorni

Andamento del pH


196

5.3.3 Discussione dei risultati e considerazioni finali I risultati ottenuti dalla prova di digestione anaerobica condotta sul latte

scaduto evidenziano quanto segue: - il latte scaduto è un substrato che può essere convenientemente

impiegato come biomassa per la produzione di biogas e metano, essendo caratterizzato da un alto contenuto di sostanza organica e da un pH iniziale basico;

- la digestione anaerobica del latte scaduto richiede particolare attenzione nel bilanciamento delle matrici organiche in ingresso al reattore e un rapporto substrato/inoculo pari a 1:3 è quello ottimale per massimizzare sia le rese di biogas e di metano in quanto consente un giusto apporto di sostanza organica;

- il latte scaduto presenta ottime caratteristiche chimico-fisiche per essere digerito con gli scarti tipici di un industria lattiero casearia come il siero, la scotta e il latticello; la codigestione di questi substrati consente di stabilizzare la matrice sia in termini di pH che di carico organico:

- per il motivo sopra citato la digestione anaerobica costituisce una valida alternativa allo smaltimento in discarica degli scarti e rifiuti provenienti dal settore lattiero caseario.

L’aspetto importante della sperimentazione sulla digestione anaerobica dei residui e rifiuti del comparto lattiero caseario è che essa ha fornito un esempio valido di recupero energetico di queste sostanze organiche, caratterizzando quindi un modello di gestione integrata del rifiuto che prevede il ricorso alla discarica solo come forma residuale di smaltimento.


197

5.4 Bibliografia [1] Battistoni P., Pavan P., Cecchi F., Mata-Alvarez J., Majone M., Integration of civil

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degli eluati. [24] UNI EN 12457-4:2004, Caratterizzazione dei rifiuti - Lisciviazione - Prova di

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[25] APAT e ISRA-CNR, Metodi analitici per le acque, Manuali e Linee Guida 29/2003 [26] ISO 15705:2002, Water quality - Determination of the chemical oxygen demand

index (ST-COD) – Small-scale sealed-tube method. [27] Jutta L.Y., Jari-Jussi S., Margareta W., Biodegradability testing of the municipal

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[33] Fantozzi F., Buratti C., Anaerobic digestion of mechanically treated OFMSW: Experimental data on biogas/methane production and residues characterization, Bioresource Technology vol.102 pp.8885–8892, 2011.

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[40] Migliardi D., Supplemento a L’Informatore Agrario: Come valorizzare il siero di latte producendo energia, Ed. L’Informatore Agrario, Novembre 2009.

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[42] Sivakumar P., Bhagiyalakshmi M., Anbarasu K., Anaerobic treatment of spoiled milk from milk processing industry for energy recovery – A laboratory to pilot scale study, Fuel, vol 96, pp.482-486, 2012.

200

Capitolo 6

STUDIO DI FATTIBILITA’ TECNICO-ECONOMICA DI UN IMPIANTO DI DIGESTIONE ANAEROBICA ALIMENTATO CON LATTE SCADUTO 6.1 Introduzione

La presenza sul territorio umbro, e più in generale su quello nazionale, di numerosi caseifici di medio-grandi dimensioni ha indotto a valutare la possibilità di realizzare un impianto a biogas per la produzione di energia elettrica e termica, impiegando come matrice organica il reso di latte scaduto ritirato dagli esercizi commerciali e il surplus di latte non commercializzato che rimane stoccato presso le aziende di produzione.

Il recupero economico derivante dalla produzione di energia elettrica e termica consentirebbe infatti sia di ammortizzare le ingenti spese di gestione gravanti sul caseificio che di evitare lo smaltimento in discarica di un rifiuto altamente nocivo per l�’ambiente.

Una gestione integrata dei rifiuti da parte delle aziende lattiero-casearie conferirebbe a tali industrie di trasformazione una valenza da un punto di vista di gestione ambientale consentendo alle stesse di migliorare l�’immagine verso le parti interessate per l�’impegno profuso nella tutela ambientale e nel risparmio energetico.

Inoltre la scelta di effettuare uno studio di fattibilità tecnico-economica su un impianto che tratta latte scaduto è motivata dal fatto che in Italia non ci sono impianti di digestione anaerobica alimentati esclusivamente a residui e rifiuti dell�’industria lattiero-casearia, mentre sono largamente diffusi impianti che trattano la frazione biodegradabile dei rifiuti solidi urbani e il siero di latte in co-digestione con altre tipologie di substrato. 6.2 Inquadramento normativo

La legislazione di riferimento per l�’autorizzazione e la realizzazione di un impianto a biogas, o più in generale a fonti rinnovabili, si basa sul D.lgs. n. 387 del 2003 [1] che promuove la produzione di energia elettrica da fonti rinnovabili. Il Decreto 387/03, che recepisce la Direttiva Europea 2001/77/CE [2], all�’articolo


201

12 comma 1 pone l�’accento sulle opere necessarie alla realizzazione degli impianti a fonti rinnovabili poiché essi sono di �“pubblica utilità, indifferibili ed urgenti�”.

Le Linee Guida Nazionali [3] previste dall�’articolo 12 del D.Lgs. n. 387/2003 e approvate nel 2010 hanno costituito lo strumento chiave per dare nuova congruenza al quadro legislativo. Il citato documento, infatti, ha obbligato le Regioni ad adeguare entro gennaio 2011 la propria disciplina in materia di �“Autorizzazioni�” di impianti di produzione di energia da fonti rinnovabili. L�’approvazione del Decreto Legislativo 28/2011 [4], di recepimento della Direttiva Fonti Rinnovabili (Direttiva 2009/28/CE) ha contribuito alla ulteriore ridefinizione del contesto normativo di settore. Al fine di rendere le procedure autorizzative proporzionate e necessarie, nonché semplificate e accelerate al livello amministrativo adeguato così come richiesto dal dettato europeo, sono state ridisegnate le procedure e gli iter autorizzativi per la realizzazione di impianti alimentati a fonti rinnovabili. L�’auspicio è che questo nuovo quadro normativo possa favorire uno sviluppo delle rinnovabili sul territorio nazionale tale da consentire all�’Italia di rispettare gli obiettivi imposti dalla Direttiva 2009/28/CE, ovvero il raggiungimento del 17% di quota di energia da fonti rinnovabili sul consumo finale di energia al 2020.

Il Decreto Legislativo 28/2011 modifica e integra quanto già stabilito dalle Linee Guida in merito agli iter procedurali per l�’installazione degli impianti alimentati da fonti energetiche rinnovabili. I singoli interventi, a seconda della taglia e della potenza installata, possono essere sottoposti a Comunicazione, Procedura Abilitativa Semplificata (P.A.S.) o Autorizzazione Unica (A.U.). Le autorizzazioni indicate dovranno essere corredate, laddove necessario, da tutti i provvedimenti di concessione, autorizzazione, valutazione di impatto ambientale e paesaggistico, ecc.

Per gli impianti alimentati a biomasse e biogas, a seconda della taglia, sono previste le i procedure autorizzative riportate in Tabella 6.1.

La Comunicazione al Comune è il titolo autorizzativo previsto dalla normativa vigente per l�’installazione di impianti assimilabili ad “attività edilizia libera”; in tal caso è sufficiente la presentazione della semplice Comunicazione dell�’inizio dei lavori da parte del soggetti interessati.

La PAS deve essere presentata dal soggetto interessato, anche in via telematica, al Comune almeno 30 giorni prima dell�’effettivo inizio dei lavori.

Nel caso in cui l�’immobile sia sottoposto a vincolo tutelato dallo stesso Comune, il termine di 30 giorni è sospeso e decorre dalla conclusione del relativo procedimento. Se la tutela del vincolo compete ad un�’altra amministrazione e il suo parere non è allegato alla P.A.S., il Comune entro 20 giorni convoca una conferenza di servizi. Il termine decorre quindi dall�’adozione della decisione conclusiva.


202

Tabella 6.1 �– Procedure autorizzative impianti alimentati a biomasse e biogas [3] Fonte Tipologia impiantistica e potenza Regime urbanistico/edilizio

Biomassa e biogas

impianto di cogenerazione <50kW COMUNICAZIONE impianto a biomassa <200 kW P.A.S. impianto a biogas <250 kW P.A.S. impianto di cogenerazione 50 kWe �– 1MWe (o 3000 kWt) P.A.S.

impianto a biomassa >200 kW A.U. impianto a biogas >250 kW A.U. impianto di cogenerazione > 1MWe (o 3000 kWt) A.U.

La denuncia di impianto deve essere accompagnata da una relazione firmata

da un progettista abilitato e dagli elaborati progettuali in grado di asseverare la conformità del progetto agli strumenti urbanistici e ai regolamenti edilizi. Alla P.A.S., che ha una validità di 3 anni, bisogna inoltre allegare anche il preventivo per a connessione redatto dal gestore della rete e accettato dal proponente, nonché l�’indicazione dell�’impresa alla quale si vogliono affidare i lavori. In caso di false dichiarazioni il dirigente comunale interpella l�’autorità giudiziaria.

L'Autorizzazione Unica è invece rilasciata al termine di un procedimento unico svolto nell'ambito della Conferenza dei Servizi alla quale partecipano tutte le amministrazioni interessate; essa costituisce titolo a costruire e a esercire l'impianto e, ove necessario, diventa variante allo strumento urbanistico. Tale titolo autorizzativo non sostituisce la V.I.A. (Valutazione di Impatto Ambientale) che è necessaria per impianti di potenza nominale complessiva superiore a 1 MW. La competenza per il rilascio dell�’Autorizzazione Unica è in capo alle Regioni (o alle Provincie se delegate dalla disciplina regionale).

A recepimento della Linee Guida Nazionali [3], la Regione Umbria ha emanato il Regolamento Regionale n.7 del 29 Luglio 2011 [5] che definisce le procedure amministrative per la realizzazione e la gestione di impianti per la produzione di energia da fonti rinnovabili (allegato A), indica i criteri generali di localizzazione e progettazione (allegato B) ed individua le aree ed i siti non idonei all'installazione di specifiche tipologie di impianti (allegato C).

6.3 Caratteristiche dell’impianto proposto

L�’analisi delle diverse soluzioni impiantistiche presenti sul mercato e le caratteristiche della biomassa da trattare hanno fatto optare per la scelta di un impianto di digestione anaerobica del tipo CSTR (Continuous Stirred Tank Reactor) alimentato con latte scaduto proveniente da un caseificio di medie dimensioni.


203

L�’impianto di digestione anaerobica proposto per la valorizzazione energetica del latte scaduto (Fig. 6.1) è composto da una prevasca di carico, un digestore principale e un post-digestore, un gruppo cogenerativo (energia elettrica e termica), un sistema di stoccaggio del biogas prodotto e un separatore solido-liquido per il digestato estratto dal post digestore. Altri componenti si rendono necessari per il trattamento del biogas prodotto e dei fumi del processo di combustione per il recupero del calore. In Figura 6.1 è riportato uno schema semplificato dell�’impianto di digestione anaerobica.

Figura 6.1 �– Layout dell’impianto di biogas per residui e rifiuti dell’industria lattiero-casearia

E�’ stato ipotizzato di collocare l�’impianto nei pressi dell�’industria lattiero-casearia. Di seguito è riportata una breve descrizione delle varie sezioni che compongono l�’impianto. Raccolta e preparazione, nella fase di innesco, delle matrici nella pre-vasca

La pre-vasca, realizzata in cemento armato, è dotata di un miscelatore ad elica e di una pompa centrifuga trituratrice sommergibile utilizzata per effettuare un adeguamento volumetrico della miscela sustrato-inoculo e per immetterla nel fermentatore principale. L�’azionamento della pompa avviene mediante un sensore di livello ad ultrasuoni, a sua volta collegato all�’Unità di Controllo


204

Centrale (UCC) dell�’impianto. La conversione tra le azioni di triturazione/miscelazione e di alimentazione del fermentatore principale avviene mediante l�’azionamento di due valvole pneumocomandate dall�’UCC.

Matrice in ingresso e piano di caricamento

La matrice in ingresso all�’impianto è conferita giornalmente con gli automezzi che scaricano il loro contenuto in una vasca preesistente (in acciaio) posta presso il caseificio e utilizzata in precedenza per lo stoccaggio del latte. Da questa vasca il substrato verrà trasferito nella pre-vasca adiacente all�’impianto all�’inizio di ogni ciclo di caricamento e poi immesso direttamente nel fermentatore principale per mezzo di una pompa volumetrica il cui azionamento è comandato da sensori di livello collegati all�’UCC. La quantità immessa è controllata e contabilizzata da due misuratori di portata ad induzione elettromagnetica inseriti lungo le due tubazioni.

La matrice in ingresso all�’impianto è composta da due substrati principali: il reso di latte scaduto proveniente direttamente da un caseificio che lavora settimanalmente 14 000 quintali di latte e l�’inoculo proveniente da un impianto esistente di digestione anaerobica alimentato a biomassa vegetale e letame.

Mediamente l�’80% del latte lavorato nell�’ industria lattiero-casearia diventa latte commerciale mentre il restante 20% viene trasformato in formaggio. La quantità di latte intero fresco scaduto che può essere avviato alla digestione anaerobica è pari al 10% del latte commercializzato dal caseificio, ovvero pari a 58 240 quintali l�’anno. Una parte di latte viene recuperata dagli scaffali degli esercizi commerciali, superata la data di scadenza, essendo diventato rifiuto, mentre un�’altra quota proviene dal latte che rimane stoccato presso il caseificio non avendo subito alcuna trasformazione o perché non idoneo alla vendita.

Il prodotto scaduto ritirato degli esercizi commerciali, dopo essere stato sottoposto a separazione imballo-prodotto, viene conferito giornalmente, insieme al residuo di latte rimasto invenduto presso lo stabilimento, in una vasca refrigerata preesistente collocata presso l�’ azienda stessa; da questa vasca il substrato viene trasferito nella prevasca adiacente all�’impianto di digestione anaerobica all�’inizio di ogni ciclo di caricamento per poi essere immessa direttamente nel fermentatore primario per mezzo di una pompa volumetrca. Considerando 7680 ore di funzionamento dell�’impianto e un periodo di complessivo di ritenzione della biomassa pari a 40 giorni (durata di ogni ciclo) è stato ipotizzato di effettuare in continuo 8 cicli di caricamento all�’anno.

La biomassa in ingresso al reattore primario è caratterizzata da un rapporto substrato/inoculo pari a 1:3 (SV=3.85%), poiché in fase di sperimentazione è stato constatato che questa miscela è caratterizzata dalla miglior produzione sia di biogas che di metano.

Come inoculo viene utilizzato fango di ricircolo proveniente dal digestore secondario, contenendo esso la giusta carica batterica per avviare più velocemente il processo biodegradativo.


205

Processo di produzione di biogas (Digestione Anaerobica �– DA) La digestione delle matrici avviene in due vasche circolari in cemento armato

poste in serie denominate �“fermentatore principale�” e �“post-fermentatore�”, in modo tale da stabilizzare completamente la matrice organica. La biomassa viene caricata nel fermentatore primario circa ogni 40 giorni (durata del ciclo), in modo da poter alimentare il reattore con quantità significative di latte scaduto. Le ore di funzionamento dell�’impianto, considerando il fermo impianto per manutenzione ordinaria e straordinaria, sono state ipotizzate pari a 7680 ore. Il post-fermentatore, differisce dal quello principale, oltre che per volume e dimensioni, per la presenza di un solo miscelatore e per l�’assenza dello scambiatore di calore. Esso è collegato al fermentatore principale attraverso una tubatura che consente il passaggio delle biomasse tra i due digestori per caduta, in quanto il punto di collegamento del post digestore più basso del digestore principale. Entrambi i digestori sono coibentati con pannellature in polistirene, rivestiti con lamierino di alluminio e interrati sotto il piano campagna. Il fermentatore principale è dotato di tre miscelatori ad elica �“lenti�” il cui azionamento viene comandato dall�’UCC. Il riscaldamento avviene mediante uno scambiatore interno in tubo di acciaio a 4 anelli, che porta le matrici alla temperatura di 35 °C (regime mesofilo). La raccolta del biogas (in entrambi i fermentatori) è effettuata mediante un gasometro, realizzato da una copertura in tessuto di poliestere a triplice membrana autoportante, cioè in grado di mantenere la forma esterna a cupola senza l�’ausilio di sostegni centrali grazie all�’insufflazione di aria all�’interno della camera più esterna a mezzo di un compressore d�’aria. Questo sistema di stoccaggio del gas prodotto garantisce un adeguato isolamento termico del biogas (contenuto all�’interno della membrana più interna) dall�’ambiente esterno con beneficio sia in termini di riduzione delle dispersioni di calore che di sicurezza passiva. Una guardia idraulica è installata al fine di evitare il raggiungimento di pericolose sovrappressioni.

Linea biogas, trattamento, pressurizzazione e misura

L�’abbattimento dell�’idrogeno solforato (H2S) avviene, per entrambi i digestori, mediante dosaggio di cloruro ferrico (FeCl3) nella massa in digestione in modo da insolubilizzare l�’idrogeno solforato secondo la seguente reazione:

3 H2S + 2 FeCl3 => Fe2S3 + 6 HCl

L�’aggiunta del cloruro ferrico nel digestore provoca una precipitazione del

contenuto di zolfo del substrato mediante formazione di solfuro di ferro quasi insolubile nel fermentatore. Il solfuro di ferro viene rimosso dal reattore insieme al digestato.

Il biogas che si raccoglie all�’interno delle due cupole gasometriche viene immesso in una tubazione e sottoposto a deumidificazione sia in modo naturale


206

(per condensazione del vapore acqueo caldo a contatto con le pareti più fredde delle tubazioni) che mediante raffreddamento con gruppo frigorifero. L�’acqua di condensazione viene raccolta in un apposito pozzetto e immessa, mediante pompa, all�’interno del fermentatore principale. A valle del gruppo frigorifero, e prima del gruppo di cogenerazione, si trovano, nell�’ordine, una soffiante atta a garantire una costante ed adeguata portata di alimentazione al motore, un misuratore di portata e un analizzatore di gas (CH4, CO2, CO, O2, NH3, H2S). A monte del cogeneratore sarà installata una torcia di sicurezza in grado di intercettare automaticamente l�’intera portata del biogas in caso di prolungato arresto del motore di cogenerazione e/o di interruzione dell�’energia elettrica. Completano la linea del gas, delle saracinesche poste a monte (in prossimità dei fermentatori) e a valle (in prossimità del cogeneratore) della condotta utile per la chiusura della linea, come richiesto dai Vigili del Fuoco.

Gruppo cogeneratore (energia elettrica e termica)

Il gruppo di cogenerazione è sostanzialmente costituito da un gruppo elettrogeno (motore a ciclo Otto endotermico accoppiato ad un alternatore) alimentato a biogas il quale, oltre che a generare energia elettrica, rende disponibile anche energia termica ad alta e bassa temperatura. L'energia termica a bassa temperatura (80-90°C) viene recuperata dal circuito di raffreddamento del motore e dell�’olio lubrificante, mentre quella ad alta temperatura (450°C) può essere recuperata dai fumi di scarico del motore. Il gruppo motore-alternatore, e l�’intera impiantistica adibita al suo funzionamento e allo scambio termico, sono alloggiati all�’interno di un container insonorizzato ancorato su una base in calcestruzzo all�’interno dell�’area interessata dall�’impianto di digestione anaerobica. All'interno del container, in uno scomparto separato, sono alloggiati anche i quadri elettrici e i morsetti di allacciamento del gruppo al trasformatore elevatore e ai quadri Media Tensione. Sul tetto del gruppo di cogenerazione è presente il gruppo di dissipazione dell�’energia termica costituito da un radiatore acqua-aria in grado di intervenire nel caso di mancato utilizzo (totale o parziale) dell�’energia termica prodotta dal cogeneratore. Connessione alla rete elettrica

Per la cessione dell�’energia prodotta dall�’impianto viene realizzata una cabina elettrica suddivisa in due locali: un locale denominato �“ Enel�” e un locale denominato �“utente�”. Il gruppo di cogenerazione viene collegato, mediante una tubatura interrata in PVC direttamente al locale utente della nuova cabina elettrica, mentre la connessione con la linea aerea esistente a media tensione (MT), avverrà attraverso una condotta in PVC direttamente dal locale �“Enel�”.


207

6.4 Fattibilità tecnico-economica dell’impianto 6.4.1 Analisi tecnica

In sede di analisi tecnica dell�’impianto di digestione anaerobica si è proceduto dapprima a fare una stima preliminare della potenza installabile con i quantitativi di latte avariato provenienti da un�’industria lattiero - casearia e una volta noto l�’ordine di grandezza della taglia dell�’impianto è stato fatta una valutazione più dettagliata relativa sia ai quantitativi di biogas necessari per alimentare il motore sia ai quantitativi di biomassa necessari per alimentare i digestori durante ogni ciclo di lavoro.

Lo stabilimento considerato in fase di analisi tecnica lavora settimanalmente 14000 quintali di latte di cui il 20% (2 800 quintali/settimana) viene sottoposto a caseificazione e l�’ 80% (11 200 quintali/settimana) viene trattato termicamente per la produzione di latte commerciale (UHT e latte fresco).

In base ad analisi statistiche interne relative ad un�’azienda realmente esistente, é stato ipotizzato che mediamente il 10% del latte prodotto è costituito da latte scaduto ritirato presso gli esercizi commerciali e latte invenduto stoccato presso lo stabilimento. I dati considerati in fase di fattibilità tecnica sono riassunti in Tabella 6.2 e da questi emerge che, considerando 52 settimane lavorative all�’anno, i quantitativi annuali di latte avviabili a digestione anaerobica ammontano a circa 58 240 quintali.

Ipotizzando che la biomassa in ingresso al reattore primario sia caratterizzata da un rapporto substrato/inoculo pari 1:3 risulta che la quantità di inoculo annualmente necessaria è pari a 174 720 quintali.

La biomassa annuale disponibile per l�’alimentazione del digestore, pari alla somma del latte scaduto e inoculo, è pari a 232 960 quintali corrispondenti a 23296000 kg/anno. I dati sono riassunti in Tabella 6.2. Tabella 6.2 �– Stima quantitativi di latte avviabili a digestione anaerobica

Disponibilità di latte quintali/settimana Latte lavorato 14 000 Latte trasformato in formaggio 2 800 Latte trattato termicamente (latte fresco e UHT) 11 200 Reso scaduto e frazione invenduta presso lo stabilimento 1 120

Biomassa avviabile a digestione anaerobica quintali/anno Reso scaduto e frazione invenduta presso lo stabilimento 58 240 Inoculo 174 720 Totale 232 960


208

Considerando la resa di biogas ottenuta durante la prova di digestione condotta su impianto pilota, pari a 0.362 Nm3/kgSV, un quantitativo di solidi volatili della miscela (%SV) pari al 3.85% e un quantitativo di biomassa (kg biomassa) pari a 23 296 000 kg/anno, è stata calcolata la produzione annua di biogas mediante l�’Equazione (6.1) ed è risultata pari a 324 676 Nm3.

(6.1)

Il potere calorifico inferiore del biogas prodotto (PCIbiogas), calcolato moltiplicando il potere calorifico del metano (PCICH4), pari a 35 000 KJ/Nm3, per il contenuto di metano (%metano) misurato in fase di sperimentazione, è risultato essere pari a 23 800 KJ/Nm3 (Eq. 6.2).

(6.2)

Considerando un rendimento elettrico del motore a combustione interna ( el)

pari a 0.37 e 7680 ore annue (h) di funzionamento dell�’impianto è stata stimata una potenza elettrica installata di 103 kWel (Eq. 6.3).

(6.3) dove:

Nm3 biogas = quantitativo annuo di biogas prodotto; PCICH4 = potere calorifico inferiore del metano;

el = rendimento elettrico del motore; h = ore annue di funzionamento dell�’impianto.

Una volta fatta una stima preliminare della potenza d�’impianto installabile è

stato scelto, fra le varie soluzioni commerciali, un motore a biogas con caratteristiche idonee alla tipologia di impianto precedentemente descritta e a ritroso si è proceduto a determinare i quantitativi di biomassa che devono essere annualmente e ciclicamente trattati.

In particolare è stato considerato il cogeneratore CHPB 100M modello E0836 LE202 della ditta MAN caratterizzato da una potenza elettrica e termica rispettivamente di 105 kW e 127 kW, da un rendimento elettrico del 37.4%, un rendimento termico pari a 45.2% e un rendimento totale superiore all�’80% (Fig. 6.2).


209

Figura 6.2 �– Il sistema di cogenerazione

La quantità di biogas annuale necessaria per alimentare il motore cogenerativo è stata calcolata come segue (Eq. 6.4):

(6.4)

dove:

P = potenza elettrica installata; h = ore annue di funzionamento dell�’impianto;

el = rendimento elettrico del motore; PCIbiogas = potere calorifico inferiore del biogas. Stimando un tempo di permanenza della biomassa all�’interno dei reattori pari

a 40 giorni, tempo di ritenzione idraulico che ha caratterizzato la prova sperimentale, e 8 cicli l�’anno di caricamento della biomassa, è stata calcolata la produzione totale di biogas relativa ad ogni ciclo di caricamento (Eq. 6.5):

(6.5)


210

La resa di metano e la quantità di sostanza volatile presente nella miscela, note dalla prova sperimentale, permettono di ricavare la quantità di biomassa necessaria ad alimentare i reattori per ogni ciclo di lavoro (Eq. 6.6).

(6.6)

dove:

mbiomassa = quantità di biomassa da caricare nel reattore per ciclo; Nm3biogas = volume di biogas prodotto per ciclo; Resa biogas = resa di biogas ottenuta in fase sperimentale; %SV = percentuale di solidi volatili della miscela.

Considerando un rapporto tra substrato e inoculo di 1:3 per ogni ciclo sono

necessari 731 282.5 kg di latte scaduto e 2 193 847.5 kg di digestato di ricircolo. Essendo 8 i cicli di caricamento della biomassa nel reattore, la quantità totale

di latte necessaria a produrre una potenza di 105 kW è di 5 850 260 kg ovvero 5850 ton/anno, quantitativo prossimo a quello effettivamente disponibile in azienda pari a 5 824 ton/anno.

Considerando i quantitativi di biomassa disponibile a ciclo, nel caso in esame è necessario prevedere l�’impiego di due fermentatori primari di capacità pari a circa 1380 m3 l�’uno e un post fermentatore in cui viene terminato il processo biodegradativo di parte della biomassa precedentemente digerita.

Quindi per alimentare un motore a biogas di 105 kW elettrici disponibile sul mercato è sufficiente un�’industria lattiero - casearia di medie dimensioni che metta a disposizione il reso di latte scaduto proveniente dalla vendita al dettaglio /ingrosso e il residuo che rimane invenduto in azienda.

Considerando che possono essere avviati a trattamento anossico anche altre tipologie di reflui caseari come il siero, la scotta, il latticello e le acque di lavaggio del caseificio, emerge che la costruzione di un impianto di digestione anaerobica a servizio di un caseificio, anche di modeste dimensioni, può comportare benefici per l�’azienda sia di carattere economico che ambientale.

E�’ da sottolineare che per i piccoli impianti, caratterizzati da una potenza < 200 kW, la costruzione di un impianto di digestione anaerobica è favorita anche dal punto di vista autorizzativo, in quanto per tali taglie viene adottata la Procedura Autorizzativa Semplificata (P.A.S.).

La valutazione economica avrà il compito di valutare anche la fattibilità dell�’operazione in termini finanziari.

6.4.2 Analisi economica In fase di valutazione economica dell�’impianto proposto è stato considerato

che i digestori vengano realizzati in un�’area rurale di pertinenza del caseificio.


211

L�’investimento è stato analizzato attraverso un�’analisi della redditività attualizzata facendo un�’analisi sia dei costi che dei ricavi.

Voci passive:

realizzazione dell�’impianto di digestione anaerobica: è stato considerato un importo standard per potenza elettrica installata pari a 8 000 �€/kW. E�’ stato maggiorato il costo unitario pari a 5 000�€/kW, ritento plausibile per impianti medio-piccoli di nuova generazione [6], per contabilizzare in tale voce anche gli importi relativi all�’acquisto di una macchina saparatrice imballo-prodotto e i costi relativi alla progettazione e alle pratiche autorizzative;

gestione e manutenzione ordinaria dell�’impianto e del cogeneratore comprensivi di analisi chimiche della matrice e del digestato e spese generali: è stato ipotizzato un costo medio di 471.9 �€/kW installato [6];

manutenzione straordinaria: è stato ipotizzato un costo medio di 58�€/kW installato [6];

assicurazione All Risks a copertura dei danni diretti, danni da responsabilità civile e danni indiretti: è stato ipotizzato un costo medio pari a 30 �€/kW [6].

In Tabella 6.3 sono riportate le voci di costo relative alla realizzazione dell�’impianto di digestione anaerobica.

Tabella 6.3 �– Costi Costi

Costo impianto 840000 �€

(Importo rata mensile = 5.543,63 �€) (Costo annuale finanziamento = 66.523,24 �€)

Costi di gestione e manutenzione ordinaria 49.549,5 �€ Costi di gestione straordinaria 6.090 �€ Assicurazione All Risks 3.150 �€

La rata mensile è stata calcolata con la relazione (6.7) ipotizzando di stipulare un mutuo per una cifra pari all�’intero investimento, ad un tasso di interesse fisso del 5% per venti anni, essendo questa la vita utile media di questi impianti.

(6.7)


212

Nell�’analisi dei costi non è stato considerato il costo del personale in quanto si assume che gli addetti impiegati presso lo stesso caseificio possano essere occupati anche nella conduzione dell�’impianto; è stato trascurato inoltre il costo di smaltimento del digestato poiché questo viene riutilizzato come ammendante e fertilizzante nei terreni agricoli adiacenti di proprietà del caseificio. Voci attive:

incentivi per la produzione di energia elettrica netta immessa in rete; ricavi per mancato smaltimento del rifiuto organico in discarica.

Nella valutazione dei ricavi derivanti dal sistema di incentivazione è stato

preso in considerazione il DM 6 Luglio 2012 [7] che stabilisce le modalità di incentivazione per la produzione di energia elettrica da impianti alimentati da fonti rinnovabili aventi potenza non inferiore a 1 kW e che entrano in esercizio in data successiva al 31 dicembre 2012. In particolare è stato ipotizzato di usufruire della tipologia di incentivo che prevede una tariffa omnicomprensiva (To) calcolata con l�’Equzione (6.8):

(6.8)

dove:

Tb = tariffa incentivante base variabile in base al tipo di impianto alla classe di potenza (Allegato 1, Tabella 1.1 del DM 6 Luglio 2012);

Pr = ammontare totale di eventuali premi dovuti al rispetto di determinati requisiti di esercizio.

L�’incentivo statale previsto per la tipologia di impianto esaminata, che ammonta a 0,216 �€/kWh (Tabella 6.3), è rappresentato dalla Tariffa base (Tb) senza premi in quanto nel caso in esame non vengono fatti nè cogenerazione ad alto rendimento né teleriscaldamento né recupero dell�’azoto dalle sostanze trattate. Il valore di tale tariffa incentivante è decurtato di un 2% all�’anno per gli impianti che entrano in esercizio negli anni successivi al 2013 (art.7 DM 6 Luglio 2012) [7].

Gli incentivi vengono erogati dal GSE (Gestore Servizi Elettrici) ed hanno durata pari alla vita media utile dell�’impianto stimata dal Decreto per 20 anni.

L�’energia netta prodotta dall�’impianto oggetto dello studio è pari alla potenza erogata dal gruppo elettrogeno per le ore annue di lavoro meno l�’energia assorbita per gli auto consumi, stimata nel 8% dell�’energia lorda. Ipotizzando 7680 ore di funzionamento del motore si producono 742 MWh al netto degli autoconsumi, equivalenti ad un introito annuo di 160 247.81 �€. Dal secondo anno in poi l�’incentivo si riduce del 2% e questo comporta un introito di 157042.85 �€.


213

Figura 6.3�– Incentivi previsti per gli impianti a biogas [7].

Il costo previsto per il conferimento in discarica del latte avariato è di circa

0.02 �€/kg, ma dal momento che tale rifiuto viene avviato a digestione anaerobica tale cifra diventa un ricavo per il caseificio in quanto tale spesa non deve più essere sostenuta. L�’importo evitato ammonta a circa 1 164.8 �€/anno.

In Tabella 6.4 sono riportati i principali ricavi ottenibili dalla gestione dell�’impianto di digestione anaerobica proposto per lo smaltimento del latte scaduto.

Tabella 6.4 �– Ricavi Ricavi

Tariffa omnicomprensiva 160 247.81 �€ Evitato smaltimento del latte scaduto in discarica 116 480.00 �€

6.4.3 Analisi finanziaria Gli indici di analisi finanziaria impiegati per la verifica della fattibilità

economica dell�’investimento sono i seguenti: Valore Attuale Netto (VAN): valore attualizzato, scontato secondo il tasso di interesse, dei redditi futuri (ricavi meno costi) compreso l�’investimento iniziale; Tempo di Ritorno: numero di anni necessario a ripagare il costo sostenuto; Tasso Interno di Rendimento (TIR): rappresenta il rendimento offerto dal progetto, calcolato sulla spesa iniziale in base ai flussi di cassa generati nei periodi successivi.

Nell�’analisi finanziaria sono stati calcolati gli utili annui come differenza fra i

ricavi annui e i costi annui di gestione. Il flusso di cassa così elaborato è stato


214

attualizzato tramite il metodo del Valore Attuale Netto (VAN) utilizzando un tasso di sconto pari al 5%. In tabella 10 vengono riassunti gli indici finanziari calcolati (Tab. 6.5).

Tabella 6.5 – Flusso di cassa ANNO RICAVI COSTI FLUSSO DI CASSA

1 �€ 276 727.81 �€ -125 313.04 �€ 151 414.77 2 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 3 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 4 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 5 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 6 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 7 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 8 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 9 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81

10 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 11 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 12 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 13 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 14 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 15 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 16 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 17 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 18 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 19 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81 20 �€ 273 522.85 �€ -125 313.04 �€ 148 209.81

Il flusso di cassa così elaborato deve essere attualizzato tramite il metodo

del valore attuale netto (V.A.N.) utilizzando un tasso di sconto pari al 5%, lo stesso usato per calcolare il valore della rata del mutuo (Tab. 6.6).

La colonna denominata V.A.N. mostra come il flusso di cassa ripaghi l�’investimento iniziale in sette anni (tempo di ritorno dell�’investimento) passando in attivo dall�’ ottavo anno. Ciò significa che l�’impianto si ripaga in meno di metà del tempo della sua vita utile ed in virtù della durata ventennale garantita degli incentivi è economicamente fattibile e vantaggioso.


215

Tabella 6.6 – Calcolo del VAN ANNO FLUSSO DI CASSA F.C. ATTUALIZZATO V.A.N.

1 �€ 151 414.77 �€ 144 204.54 �€ -840 000.00 �€2 �€ 148 209.81 �€ 134 430.67 �€ -695 795.46 3 �€ 148 209.81 �€ 128 029.21 �€ -561 364.79 4 �€ 148 209.81 �€ 121 932.58 �€ -433 335.58 5 �€ 148 209.81 �€ 116 126.27 �€ -311 403.00 6 �€ 148 209.81 �€ 110 596.44 �€ -195 276.73 7 �€ 148 209.81 �€ 105 329.95 �€ -84 680.29 8 �€ 148 209.81 �€ 100 314.24 �€ 20 649.66 9 �€ 148 209.81 �€ 95 537.37 �€ 120 963.90

10 �€ 148 209.81 �€ 90 987.97 �€ 216 501.26 11 �€ 148 209.81 �€ 86 655.21 �€ 307 489.23 12 �€ 148 209.81 �€ 82 528.77 �€ 394 144.44 13 �€ 148 209.81 �€ 78 598.83 �€ 476 673.21 14 �€ 148 209.81 �€ 74 856.03 �€ 555 272.04 15 �€ 148 209.81 �€ 71 291.45 �€ 630 128.07 16 �€ 148 209.81 �€ 67 896.62 �€ 701 419.52 17 �€ 148 209.81 �€ 64 663.45 �€ 769 316.14 18 �€ 148 209.81 �€ 61 584.24 �€ 833 979.59 19 �€ 148 209.81 �€ 58 651.66 �€ 895 563.83 20 �€ 148 209.81 �€ 55 858.72 �€ 954 215.49

Ad ulteriore conferma della convenienza economica è stato calcolato il tasso interno di rendimento (T.I.R.) che è un indice della remunerazione degli introiti derivanti da un investimento iniziale. Si calcola utilizzando il flusso di cassa non attualizzato in quanto il tasso interno di rendimento è quel tasso di interesse che eguaglia la sommatoria dei ricavi annuali, attualizzati all�’anno zero, all�’esborso iniziale dell�’investimento. Il T.I.R. cosi calcolato è pari al 16.92% ovvero superiore all�’interesse di calcolo assunto e ciò dimostra che l�’investimento proposto è conveniente.

Il risultato economico, unito a quello ambientale inteso come mancato conferimento in discarica del substrato, fanno dell�’impianto di biogas alimentato con latte scaduto un�’importante fonte di reddito a basso impatto ambientale.


216

Figura 6.4 �– Andamento del valore attuale netto nell’arco della vita utile dell’impianto

-1000000

-750000

-500000

-250000

0

250000

500000

750000

1000000

1250000

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

euro

anni

Valore attuale netto (VAN)


217

6.5 Bibliografia [1] Decreto Legislativo 29 dicembre 2003 n.387, �“Attuazione della direttiva

2001/77/CE relativa alla promozione dell�’ energia elettrica prodotta da fonti energetiche rinnovabili nel mercato interno dell�’ elettricità�”.

[2] Direttiva 2001/77/CE del 27 settembre 2001, �“sulla promozione dell�’ energia elettrica prodotta da fonti energetiche rinnovabili nel mercato interno dell�’ elettricità�”.

[3] G.U. n. 219 del 18 settembre 2010, allegato al D.M. 10 settembre 2010 �“Linee guida per l�’autorizzazione degli impianti alimentati da fonti rinnovabili�”.

[4] Decreto legislativo n.28 del 3 marzo 2011, �“Attuazione della direttiva 2009/28/CE sulla promozione dell'uso dell'energia da fonti rinnovabili, recante modifica e successiva abrogazione delle direttive 2001/77/CE e 2003/30/CE�”.

[5] Regolamento Regionale 29 luglio 2011 n.7, �“Disciplina regionale per l�’installazione di impianti per la produzione di energia elettrica da fonti rinnovabili�”.

[6] Alessandro Ragazzoni, Biogas: come ottenere nuovo reddito per l�’agricoltura, Edizioni L�’Informatore Agrario, 2010.

[7] D.M. 6 luglio 2012, Attuazione dell�’art. 24 del Decreto Legislativo 3 marzo 2011, n. 28, recante incentivazione della produzione di energia elettrica da impianti a fonti rinnovabili diversi dai fotovoltaici.

218

CONCLUSIONI Ridurre l’uso dei combustibili fossili e ridurre le emissioni di gas serra per far

fronte al cambiamento climatico sono gli imperativi principali delle politiche europee e nazionali per un’energia sicura, competitiva e sostenibile.

Nel corso degli ultimi anni si stanno avviando attività sperimentali e di ricerca finalizzate alla produzione di biocombustibili a partire dalla valorizzazione di scarti provenienti dall’industria agroalimentare e dal settore dei rifiuti urbani. In quest’ottica i rifiuti e gli scarti di processo rappresentano una materia prima ampiamente disponibile e reperibile sul territorio e al tempo stesso una valida risorsa ambientale, poiché possiedono un potenziale energetico che può essere recuperato e riutilizzato tramite le attuali tecnologie a disposizione. Fra queste la tecnologia più indicata per il recupero della frazione organica è la digestione anaerobica in quanto essa consente di abbinare il recupero di materia al recupero di energia.

In questo quadro si inserisce il presente lavoro di tesi il cui obiettivo è stato quello di valutare le rese produttive di biogas e metano da scarti e rifiuti organici di origine diversa, mediante il processo di digestione anaerobica, evidenziando le differenze e le criticità emerse nella valutazione delle rese del processo legate alla natura stessa dei substrati impiegati e alle specifiche condizioni operative richieste per l’applicazione del processo.

L’iter procedurale della sperimentazione, accompagnato da una fase di approfondita ricerca bibliografica, ha previsto la caratterizzazione dei substrati impiegati, la realizzazione di prove fermentative in reattori batch (test ABP) aventi lo scopo di testare la fattibilità del processo attraverso la valutazione della produzione di biogas dalle matrici di rifiuto impiegate e di alcune prove condotte in un reattore pilota operante anch’esso in modalità discontinua.

La digestione anaerobica della frazione organica dei rifiuti solidi urbani (FORSU) proveniente da raccolta differenziata ha interessato due diversi substrati:

- FORSU tal quale: frazione di sostanza organica contaminata da materiali inerti quali legno e plastica;

- FORSU slurry: frazione liquida ottenuta dalla spremitura meccanica del campione tal quale.

Dalle prove sperimentali condotte sulla FORSU tal quale emerge che il rifiuto organico non trattato produce modeste quantità di biogas e ciò è dovuto sia alla contaminazione degli inerti, che hanno inibito le colonie batteriche presenti nel reattore, sia all’assenza di diluizione e inoculo. E’ pratica comune, infatti sottoporre la frazione organica del rifiuto ad un trattamento meccanico atto ad aumentare la purezza del substrato trattato; la presenza di materiale non digeribile, oltre ad inibire i batteri fermentativi, sottrae volume utile teoricamente

Conclusioni

219

occupabile dalla frazione organica (generalmente gli inerti costituiscono circa il 40% in massa del rifiuto), crea danni di natura meccanica ai reattori ed inoltre rende più difficile il recupero agronomico del digestato.

Le sperimentazioni condotte con la FORSU slurry selezionata meccanicamente e opportunamente diluita e inoculata hanno dimostrato la convenienza di utilizzare il trattamento anaerobico per la valorizzazione di questa matrice. Tuttavia è emerso che uno dei maggiori problemi connessi a questo tipo di trattamento è dovuto al suo elevato grado di biodegradabilità che comporta, nelle prime fasi del processo, un’elevata produzione di acidi grassi volatili con conseguente sbilanciamento del processo verso la fase acidogenica.

Per tale motivo è di fondamentale importanza la scelta di un inoculo in grado sia di fornire la carica batterica sia di tamponare l’acidificazione del substrato. In tal senso l’inoculo migliore è risultato essere il digestato proveniente da un impianto di digestione dei reflui suinicoli essendo esso caratterizzato da un elevato contenuto di ammonica ad elevato potere tampone. La miscela caratterizzata da un rapporto FORSU slurry/inoculo suino pari a 1:1 è stata caratterizzata da una resa di biogas e metano pari a 0.398±0.04 Nm3/kgSV e 0.238±0.03 Nm3/kgSV, valori perfettamente in linea con i dati di Letteratura. Produzioni di biogas e metano nettamente inferiori sono state ottenute inoculando la FORSU slurry con digestato proveniente da un impianto di digestione anaerobica alimentato con FORSU e operante in condizioni termofile. L’analisi del digestato proveniente da quest’ultima miscela ha mostrato un elevato contenuto di sostanza organica della parte solida del digestato; essendo quest’ultima la frazione più ricca di sostanza organica, questa può essere quindi convenientemente destinata all’uso agronomico essendo di grande utilità per il ripristino del bilancio umico dei suoli. Tuttavia prima di essere impiegata come ammendante, essa deve essere sottoposta ad un’ulteriore stabilizzazione mediante processo di compostaggio. Quest’ultimo risultato avvalora la costruzione di impianti integrati di digestione anaerobica, che oltre a prevedere una sezione di trattamento iniziale del rifiuto devono essere costituiti anche da una sezione di trattamento aerobico dell’effluente solido del digestore.

La sperimentazione condotta sui residui di lavorazione dell’industria lattiero-casearia ha interessato due tipologie di substrato:

- siero deproteinato (scotta) proveniente dalla lavorazione artigianale della ricotta, caratterizzato da un pH basico;

- siero acido proveniente dalla lavorazione industriale dei formaggi a pasta filata, caratterizzato da un pH acido.

Dalla sperimentazione condotta su questa tipologia di scarto di lavorazione è emerso che il siero, qualunque sia la sua natura e composizione chimico-fisica, può essere efficientemente valorizzato mediante fermentazione anaerobica anche mediante l’impiego di reattori a singolo stadio e in assenza di co-digestione con altre tipologie di substrati. In particolare la digestione del siero deproteinato ha mostrato rese di biogas e metano pari rispettivamente a

Conclusioni

220

0.272±0.03 Nm3/kgSV e ±0.150±0.02 Nm3/kgSV, in linea con i risultati di Letteratura. Tali risultati sono stati raggiunti attuando un giusto apporto di sostanza organica in fase di alimentazione del digestore (rapporto substrato/inoculo: 40-60% in massa) in modo da evitare inoltre l’acidificazione del substrato anche in assenza di co-digestione con biomasse ad elevato potere tampone come i reflui animali.

La digestione del siero acido, realizzata con le medesime modalità di prova impiegate per il siero deproteinato, è stata caratterizzata da rese di biogas e metano più basse, rispettivamente pari a 0.108±0.007 Nm3/kgSV e 0.056±0.007 Nm3/kgSV, poiché la matrice di partenza era caratterizzata da un contenuto di solidi volatili più basso. Ciò conferma come la valorizzazione del siero di latte dipenda dalla composizione chimica della matrice trattata e quindi sostanzialmente dalle tecniche di produzione dei formaggi, dai lieviti e acidi utilizzati nella fase di coagulazione, dal periodo e dalla temperatura di coagulazione. Nel caso in cui si digerisca quindi siero di latte proveniente da trattamenti industriali è consigliato effettuare la co-digestione con altri substrati al fine di incrementare la resa di biogas e metano.

Infine è stato dimostrato che anche il latte scaduto risulta essere un substrato convenientemente avviabile a digestione anaerobica, essendo caratterizzato da un alto contenuto di sostanza organica e da un pH iniziale basico. Il bilanciamento delle matrici organiche in ingresso al reattore è un parametro di fondamentale importanza nella digestione anaerobica del latte avariato e in fase sperimentale è stato dimostrato che un rapporto substrato/inoculo pari a 1:3 è ottimale per massimizzare sia le rese di biogas e di metano risultate rispettivamente pari a 0.362±0.02 Nm3/kgSV e 0.246±0.03 Nm3/kgSV.

L’aspetto importante della sperimentazione sulla digestione anaerobica dei residui e rifiuti del comparto lattiero caseario è che essa ha fornito un esempio valido di recupero energetico di queste sostanze organiche, caratterizzando quindi un modello di gestione integrata del rifiuto che prevede il ricorso alla discarica solo come forma residuale di smaltimento.

Tale aspetto è confermato dallo studio di fattibilità tecnico-economica da cui emerge che l’investimento iniziale per la realizzazione di un impianto di digestione anaerobica a servizio di un’industria lattiero-casearia di medie dimensione si ripaga in soli sette anni. Il risultato economico, unito a quello ambientale, inteso come mancato conferimento in discarica del substrato, fanno dell’impianto di biogas alimentato con latte scaduto e in generale con residui dell’industria lattiero-casearia un’importante fonte redditizia a basso impatto ambientale.

Appendice A

221

APPENDICE

APPENDICE A

CALCOLO DELLE INCERTEZZE DI MISURA DEI PARAMETRI MISURATI DURANTE LE PROVE SPERIMENTALI DI DIGESTIONE ANAEROBICA Calcolo dell�’incertezza di misura associata all�’ Analizzatore Termogravimetrico LECO TGA_701 Nel calcolo dell�’incertezza di misura dell�’analizzatore termogravimetrico LECO TGA_701, impiegato nella determinazione del contenuto di umidità, ceneri e sostanze volatili dei campioni di biomassa, si assume che il misurando y coincida con il valore restituito dallo strumento, espresso in percentuale (%). Di seguito è riportato il diagramma causa-effetto relativo alla determinazione dell�’incertezza del misurando.

Figura A.1 �– Diagramma causa-effetto relativo alla determinazione dell�’incertezza di misura La combinazione delle incertezze suddette prevede la determinazione di un�’incertezza tipo relativa, ottenuta dividendo l�’incertezza tipo per il valor medio della prova di ripetibilità. Incertezza tipo relativa di taratura Si ottiene dalla relazione 1 mediante composizione dei seguenti termini:

Appendice A

222

errore massimo di accuratezza (ea); errore massimo di ripetibilità (er); incertezza dello standard di riferimento (stand).

I primi due termini si ottengono effettuando 3 prove (n1,n2,n3) sullo standard di riferimento:

dove: st = valore dello standard; media = valore medio dello standard nelle 3 prove (n1,n2,n3).

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle 3 prove (n1,n2,n3). st = valori di riferimento dello standard (Ossalato di calcio):

calo di peso a 250°C 12.21% calo di peso a 450°C 18.97% calo di peso a 850°C 29.82%

L�’incertezza dello standard di riferimento è pari a 0.1%. Tabella A.1 �– Calcolo della media e della deviazione standard relativo a tre condizioni standard

n1 (%) n2 (%) n3 (%) media (%) dev.std (%) calo di peso a 250 °C 12.35% 12.33% 12.32% 12.33% 0.02% calo di peso a 450 °C 18.90% 18.96% 18.96% 18.94% 0.03% calo di peso a 850 °C 29.73% 29.70% 29.69% 29.71% 0.02% Pertanto si avrà: errore massimo di accuratezza (ea) = 0.12 %; errore massimo di ripetibilità (er) = 0.03 %;

L�’incertezza tipo relativa di taratura è calcolata con l�’eq.1:

Appendice A

223

Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura Si determina effettuando tre ripetizioni di misura (n1,n2,n3) su un campione omogeneo e applicando la seguente formula:

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle n.3 ripetizioni (n1,n2,n3); N = numero di ripetizioni della misura (N = 3); mediarip = valore medio delle 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3). Il calcolo di dell�’incertezza di ripetibilità è stato effettuato sui valori dell�’umidità, solidi volatili e ceneri. Umidità Tabella A.2 �– Calcolo della media e della deviazione standard prova ripetibilità

n1 (%) n2 (%) n3 (%) mediarip (%) dev.std (%) 2.75 2.66 2.48 2.63 0.14

applicando l�’equazione 2:

Solidi Volatili Tabella A.3 �– Calcolo della media e della deviazione standard prova ripetibilità

n1 (%) n2 (%) n3 (%) mediarip (%) dev.st (%) 18.56 18.60 19.52 18.89 0.54


Appendice A

224

Ceneri Tabella A.4 �– Calcolo della media e della deviazione standard prova ripetibilità

n1 (%) n2 (%) n3 (%) mediarip (%) Dev.st (%) 3.39 3.40 3.39 3.39 0.01


Dai valori û(tar) e û(rip) si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta û:

che nel caso dei tre parametri assume i seguenti valori:

L�’incertezza estesa U associata alla determinazione della misura di livello vale:

dove: k = è il fattore di copertura: si assume pari a 2, accettando un livello di fiducia della misura pari al 95%. Nel caso in esame si ha:

dove: k = fattore di copertura (si assume pari a 2); media = valore medio del misurando, riferita al campione analizzato (umidità: 2.63%,volatili: 18.89%,ceneri: 3.39%). Pertanto il risultato potrà essere espresso in questa forma:

Appendice A

225

Calcolo dell�’incertezza di misura del volume dello spazio di testa delle bottiglie per test ABP Il volume dello spazio di testa, ovvero quello occupabile dal gas, viene determinato come differenza fra lo spazio totale della bottiglia, pari a 1150 ml, e quello occupato dalla biomassa, pari a 200 ml in tutte le prove sperimentali. La capacità complessiva della bottiglia si determina per differenza tra il peso della bottiglia colma di acqua distillata e il peso della bottiglia vuota (tara). Sia la capacità complessiva della bottiglia che il volume della biomassa, sono grandezze soggette a degli errori legati rispettivamente alla soggettività dell�’operatore di laboratorio nel colmare perfettamente la bottiglia e nel caricarla fino a 200 ml con la biomassa. Al fine di considerare queste incertezze nel calcolo del volume dello spazio di testa, per ciascuna delle quattro bottiglie, si determina l�’incertezza tipo di ripetibilità associata ai due valori di volume considerati (200 ml e 1150 ml) e conseguentemente si procede al calcolo dell�’incertezza composta di misura. Come fluido per il calcolo dello spazio di testa si è impiegata acqua distillata dal momento che, considerando una densità pari a 1 g/cm3 = 1g/ml, risultano più immediate le conversioni massa-volume. Inoltre, utilizzando tale fluido, si può trascurare l�’incertezza relativa alla variazione della densità dell�’acqua con la temperatura: infatti, le prove di ripetibilità, sono svolte in un ambiente in cui la temperatura può variare da un minimo di 15°C ad un massimo di 25°C e in tale range di temperatura la variazione della densità dell�’acqua distillata è pari a 0,002 g/cm3, quantità trascurabile ai fine del calcolo dell�’errore di misura. Dopo aver determinato la tara, ciascuna bottiglia è caricata con acqua distillata fino al valore 200 ml sulla scala graduata per tre volte (n1,n2,n3) e sono registrati i rispettivi pesi indicati dalla bilancia elettronica HT Service. Tale operazione è ripetuta anche con le bottiglie completamente piene di acqua distillata (valore 1150 ml). L�’incertezza tipo di ripetibilità Urip è stata calcolata come segue:

dove: dev.std. = deviazione standard (n1, n2, n3); N = numero di ripetizioni della misura pari a 3. Nota l�’incertezza tipo di ripetibilità relativa a 200 ml e 1150 ml, si è proceduto a calcolare quella composta mediante la seguente formula:

Appendice A

226

dove: Urip,200 = valore dell�’incertezza di ripetibilità associata al valore 200 ml; Urip,1150 = valore dell�’incertezza di ripetibilità associata al valore 1150 ml. I valori ottenuti nelle tre prove effettuate per i due valori di volume considerati con riferimento a ciascuna delle quattro bottiglie sono registrati nella Tabella A.5, nella quale sono riportati anche i corrispondenti valori calcolati di media, deviazione standard e incertezza tipo relativa di ripetibilità e incertezza composta di misura (Tab. A.5). Tabella A.5 �– Calcolo della media, deviazione standard ed incertezza tipo relativa composta

Bottiglia Volume (ml)

n1 (gr)

n2 (gr)

n3 (gr)

media (gr)

dev.std. (gr)

Urip (gr)

Uripc (gr)

1 200 175 170 175 173.33 2.89 1.67

1.67 1150 1135 1135 1135 1135 0 0

2 200 180 180 175 178.33 2.89 1.67

1.67 1150 1135 1135 1135 1135 0 0

3 200 180 175 175 176,67 2.89 1.67

1,67 1150 1135 1135 1135 1135 0 0

4 200 175 175 170 173.33 2.89 1.67

1,67 1150 1135 1135 1135 1135 0 0

L�’incertezza estesa U associata alla determinazione del volume di biogas prodotto è:

dove: k = è il fattore di copertura. Si assume pari a 2, pari ad un livello di fiducia della misura del 95%. Pertanto nel caso delle bottiglie impiegate per il test ABP, l�’incertezza estesa di misura è:

U1,2,3 ml E pertanto il risultato può essere espresso come

Appendice A

227

Calcolo dell�’incertezza di misura dei trasduttori di pressione UNIK 5000 GE Le misure effettuate mediante i trasduttori di pressione UNIK 5000 sono principalmente affette da due tipologie di incertezze:

- incertezza tipo relativa di taratura; - incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura.

Combinandole si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta e quindi, da quest�’ultima, l�’incertezza estesa associata alla determinazione della misura di pressione. Incertezza tipo relativa di taratura L�’incertezza tipo relativa di taratura dei trasduttori di pressione si ottiene mediante composizione dei seguenti termini:

- errore massimo di accuratezza (ea); - errore massimo di ripetibilità (er); - incertezza dello standard di riferimento (stand);

I primi due termini si ottengono effettuando 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3) su ogni standard di riferimento:

dove: st = valore dello standard media = media (n1,n2,n3)

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle 3 prove (n1,n2,n3). La formula impiegata per calcolare l�’incertezza tipo relativa di taratura û(tar) è la seguente:

dove: media = valore medio della prova di ripetibilità.

Appendice A

228

Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura L�’incertezza tipo di ripetibilità della misura û(rip) si determina effettuando tre repliche di misura (n1,n2,n3) relative ad un solo standard di riferimento e applicando la seguente formula:

dove: dev.std = deviazione standard (n1,n2,n3); N = numero di ripetizioni della misura pari a 3; mediarip = valore medio delle 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3). Dai valori û(tar) e û(rip) si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta û:

e conseguentemente l�’incertezza estesa associata alla determinazione della misura di pressione:

dove: k = fattore di copertura (si assume pari a 2, accettando un livello di fiducia della misura pari al 95%) media: valore medio del misurando. Di seguito si riportano i calcoli in dettaglio relativi ad ogni sensore di pressione. Sensore 1 Incertezza tipo relativa di taratura Per il calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura si è proceduto a fissare dapprima 5 standards di riferimento (valori prossimi a 0.2, 0.4, 0.6, 0.8, 1 bar). In particolare tali pressioni sono state raggiunte insufflando aria compressa all�’interno della bottiglia mediante un sistema tubo-ago. Per ogni pressione standard, si è proceduto a leggere il corrispettivo valore acquisito mediante manometro digitale (GE - Druck DPI 802P) precedentemente tarato SIT, utilizzando sempre un sistema tubo-ago. In particolare per ogni standard sono state fatte tre letture (n1, n2, n3) e di queste

Appendice A

229

sono state calcolate la media, l�’errore di accuratezza e quello di ripetibilità (Tab. A.6). Tabella A.6 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e ripetibilità Standard (bar) n1 (bar) n2 (bar) n3 (bar) media ea er

0,238 0.236 0.238 0.238 0.237333 0.000667 0.001154701 0,418 0.417 0.418 0.417 0.417333 0.000667 0.00057735 0,59 0.591 0.591 0.591 0.591 0.001 0 0,806 0.799 0.806 0.807 0.804 0.002 0.004358899 1,015 1.015 1.014 1.016 1.014 0.001 0.001 Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 0,0003 bar, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione 1:

Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura Sono state considerate tre ripetizioni di misura relative ad un solo standard di riferimento e si è proceduto al calcolo della media e della deviazione standard di tali valori (Tab. A.7). Tabella A.7 �– Calcolo della media e della deviazione standard prova di ripetibilità

Standard n1 n2 n3 media dev.std 0.59 0.591 0.591 0.591 0.591 0

Con tali valori si è poi proceduto al calcolo della û(rip) applicando l�’equazione 2:

Combinando i valori û(tar) e û(rip) e applicando l�’equazione 3 ottengo l�’incertezza tipo relativa composta:

Appendice A

230

e conseguentemente, tramite l�’equazione 4, l�’incertezza estesa:

Pertanto il risultato potrà essere espresso in questa forma:

Sensore 2 Incertezza tipo relativa di taratura Per ogni standard sono state fatte tre letture (n1, n2, n3) e di queste sono state calcolate la media, l�’errore di accuratezza e quello di ripetibilità (Tab. A.8). Tabella A.8 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e ripetibilità Standard (bar) n1 (bar) n2 (bar) n3 (bar) media ea er

0.221 0.223 0.222 0,.224 0.223 0.002 0.001 0.433 0.435 0.438 0.435 0.436 0.003 0.001732051 0.614 0.616 0.615 0.617 0,.616 0.002 0.001 0.68 0.687 0.685 0.686 0.686 0.006 0.001 0.935 0.933 0.933 0.934 0.933333 0.001667 0.00057735 Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 0,0003 bar, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione 1:


Standard n1 n2 n3 media dev.std 0.614 0.616 0.615 0.616 0.616 0.001


Appendice A

231




Sensore 3 Incertezza tipo relativa di taratura Per ogni standard sono state fatte tre letture (n1, n2, n3) e di queste sono state calcolate la media, l�’errore di accuratezza e quello di ripetibilità (Tab. A.10). Tabella A.10 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e ripetibilità Standard (bar) n1 (bar) n2 (bar) n3 (bar) media ea er

0.253 0.254 0.254 0.255 0.254333333 0.001333333 0.000577 0,435 0.436 0.437 0.436 0.436333333 0.001333333 0.000577 0,612 0.614 0.614 0.613 0.613666667 0.001666667 0.000577 0,782 0.789 0.790 0.789 0.789333333 0.007333333 0.000577 0,885 0.893 0.893 0.892 0.892666667 0.007666667 0.000577

Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 0,0003 bar, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione 1:

Appendice A

232


Standard n1 n2 n3 media dev.std

0.612 0.614 0.614 0.613 0.613666667 0.000577 Con tali valori si è poi proceduto al calcolo della û(rip) applicando l�’equazione 2:




Sensore 4 Incertezza tipo relativa di taratura Per ogni standard sono state fatte tre letture (n1, n2, n3) e di queste sono state calcolate la media, l�’errore di accuratezza e quello di ripetibilità (Tab. A.12). Tabella A.12 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e ripetibilità Standard (bar) n1 (bar) n2 (bar) n3 (bar) media ea er 0.23 0.234 0.235 0.234 0.234 0.004333333 0.00057735 0.406 0.406 0.406 0.407 0.406 0.000333333 0.00057735 0.56 0.562 0.561 0.562 0.562 0.001666667 0.00057735 0.897 0.894 0.894 0.893 0.894 0.003333333 0.00057735 1.145 1.147 1.148 1.147 1.147 0.002333333 0.00057735

Appendice A

233

Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 0,0003 bar, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione 1:


Standard n1 n2 n3 media dev.std 0.56 0.562 0.561 0.562 0.561667 0.000577





Appendice A

234

Calcolo dell�’incertezza di misura del bagno termostatico Aqualine AL25 I valori di temperatura indicati dal bagno termostatico sono affetti da due tipologie di incertezze:


Combinandole si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta e quindi, da quest�’ultima, l�’incertezza estesa associata al valore di temperatura impostato. Incertezza tipo relativa di taratura L�’incertezza tipo relativa di taratura del bagno termostatico si ottiene mediante composizione dei seguenti termini:

- errore massimo di accuratezza (ea); - errore massimo di ripetibilità (er); - incertezza dello standard di riferimento (stand).

I primi due termini si ottengono effettuando 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3) su ogni standard di riferimento:

dove: St = valore dello standard media = media (n1,n2,n3)

La formula impiegata per calcolare l�’incertezza tipo relativa di taratura û(tar) è la seguente:

dove: media = valore medio della prova di ripetibilità. Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura L�’incertezza tipo di ripetibilità della misura û(rip) si determina effettuando tre repliche di misura (n1,n2,n3) relative ad un solo standard di riferimento e applicando la seguente formula:

dove:

Appendice A

235

St = deviazione standard (n1,n2,n3); N = numero di ripetizioni della misura; media = valore medio (n1,n2,n3). Combinando i valori û(tar) e û(rip) e applicando l�’equazione 3 ottengo l�’incertezza tipo relativa composta:

e conseguentemente l�’incertezza estesa associata alla determinazione della misura di temperatura:

dove: k = fattore di copertura (si assume pari a 2, accettando un livello di fiducia della misura pari al 95%) media: valore medio del misurando. Di seguito si riportano i risultati relativi al calcolo dell�’incertezza di misura del bagno termostatico. Incertezza tipo relativa di taratura Per il calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura si è proceduto a fissare dapprima 3 standards di riferimento (26,35,5,55°C). Tali valori sono stati impostati sul display del bagno termostatico e una volta raggiunta la temperatura desiderata si è proceduto alla misurazione della temperatura dell�’acqua mediante il termometro digitale LT LUTRON TM-946, certificato SIT. In particolare per ogni standard sono state fatte tre letture di temperatura immergendo la termocoppia in diversi punti del bagno termostatico. I risultati di tali misurazioni sono riportati in Tabella A.14. Tabella A.14 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e ripetibilità

Standard n1 n2 n3 media ea er 26 26 25.9 25.9 25.93 0.067 0.058

35.5 35.5 35.7 35.6 35.6 0.1 0.1 55 55.4 55.2 55.3 55.3 0.3 0.1

Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 0,1°C, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione 1:

Appendice A

236


Standard n1 n2 n3 media dev.std

35.5 35.5 35.7 35.6 35.6 0.1





Calcolo dell�’incertezza di misura associata al peso della biomassa determinato mediante la bilancia HT Service Il calcolo dell�’ incertezza tipo di taratura della bilancia u(tar) viene effettuato applicando l�’equazione (1): (1)

Appendice A

237

dove: si = incertezze tipo dei pesi campione utilizzati nella prova di taratura; sr = incertezza di ripetibilità:

(2) in cui: Li = i-esima lettura della prova di ripetibilità; Lm = valore medio delle letture di ripetibilità; uf = unità di formato della bilancia, pari a 5 g per la bilancia HT Service; se: incertezza della prova di carico decentrato: (3) in cui: diffama = differenza tra il valore massimo e minimo delle letture nella prova di carico decentrato; sc: incertezza della prova di linearità: (4) in cui:

Mmax: valore massimo della differenza tra il valore certificato del peso campione e la corrispondente lettura nella prova di linearità. L�’ incertezza di misura tipo û(tar) = û(pes) della bilancia HT Service è calcolata con l�’equazione 1 (riferimento: Linea guida per la taratura di bilance, SIT/Tec-003/03, 2003):

dove: si = incertezze dei pesi campione utilizzati nella prova di taratura, che sono determinate dividendo le incertezze estese, riportate nel certificato di taratura degli stessi, per il fattore di copertura k pari a 2, come illustrato in Tabella A.16:

Appendice A

238

Tabella A.16 �– Incertezze dei pesi campione Peso [g] Incertezza estesa [g] Incertezza tipo si [g]

5 0,0000065 0,00000325 10 0,0000075 0,00000375 50 0,0000185 0,00000925 100 0,00005 0,000025 500 0,00011 0,000055 1000 0,0013 0,00065 2000 0,0025 0,00125 5000 0,0030 0,0015 10000 0,0042 0,0021 20000 0,0059 0,00295 sr: incertezza di ripetibilità:

dove: Li = i-esima lettura della prova di ripetibilità; Lm = valore medio delle letture di ripetibilità; uf = unità di formato della bilancia (5 g per la bilancia HT Service); se: incertezza della prova di carico decentrato:

dove: diffama = differenza tra il valore massimo e minimo delle letture nella prova di carico decentrato; sc: incertezza della prova di linearità:

Mmax: valore massimo della differenza tra il valore certificato del peso

campione e la corrispondente lettura nella prova di linearità. Quindi si ottiene:

Appendice A

239

Occorre infine considerare che la bilancia HT Service presenta un errore di lettura pari a �–5 g. Pertanto il risultato potrà essere espresso in questa forma:

Calcolo dell�’incertezza di misura del gascromatografo Varian CP-3800 GC Le misure effettuate mediante il gascromatografo sono principalmente affette da due tipologie di incertezze:


Combinandole si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta e quindi, da quest�’ultima, l�’incertezza estesa associata alla determinazione della misura della concentrazione del biogas. Incertezza tipo relativa di taratura L�’incertezza tipo relativa di taratura del gascromatografo si ottiene mediante composizione dei seguenti termini:

- errore massimo di accuratezza (ea); - errore massimo di ripetibilità (er); - incertezza dello standard di riferimento (stand).

I primi due termini si ottengono effettuando n. 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3) su ogni standard di riferimento:

dove: st = valore dello standard; media = media (n1,n2,n3);

dove: dev.std: valore della deviazione standard nelle 3 prove (n1,n2,n3). La formula impiegata per calcolare l�’incertezza tipo relativa di taratura û(tar) è la seguente:

Appendice A

240

dove: media = valore medio della prova di ripetibilità. Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura L�’incertezza tipo di ripetibilità della misura û(rip) si determina effettuando n. 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3) relative ad un solo standard di riferimento e applicando la seguente formula:

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle n.3 ripetizioni (n1,n2,n3); N = numero di ripetizioni della misura (N = 3); mediarip = valore medio delle 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3). Dai valori û(tar) e û(rip) si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta û:


dove: k = è il fattore di copertura: si assume pari a 2, accettando un livello di fiducia della misura pari al 95%. media = valore medio del misurando Per il calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura si è proceduto a preparare una miscela di gas CO, CO2, N2 ,CH4 e O2 preparata in sacca Tedlar da 1 litro in concentrazione in volume come riportato in tabella A.17. La miscela è stata preparata dal laboratorio Celle a Combustibile di Ingegneria Industriale (Università di Perugia) il quale possiede una strumentazione calibrata e certificata, bombola MICRO MAT 14 GMT 19792 lot. n. 109-06-02302 14l 240 psig.

Appendice A

241

Tabella A.17 �– Composizione miscela di gas Tipo di gas Concentrazione[%vol.] Incertezza standard[%vol.]

CO 10 1 CO2 12 1 N2 30 1 CH4 34 1 O2 14 1

Per ogni standard sono state effettuate tre letture e sono stati calcolati la media, l�’errore di accuratezza e quello di ripetibilità (Tab. A.18). Tabella A.18 �– Calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e dell�’errore di ripetibilità

Standard n1 n2 n3 media ea er

10 10.1 10.0 10.3 10.1 0.13 0.15 12 13.8 13.5 13.4 13.6 1.57 0.16 14 14.0 14.1 14.2 14.1 0.12 0.09 30 28.2 28.6 28.8 28.5 1.50 0.28 34 33.7 33.4 33.6 33.6 0.45 0.15

Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità e l�’incertezza media degli standards di riferimento, pari a 1 %, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura applicando l�’equazione (1):

Per il calcolo dell�’incertezza tipo di ripetibilità della misura sono state considerate n. 3 ripetizioni di misura relative ad un solo standard di riferimento (CH4 al 34% vol.) e si è proceduto al calcolo della media e della deviazione standard di tali valori (Tab. A.19). Tabella A.19 �– Calcolo della media e della deviazione standard

Standard n1 n2 n3 media devstd

34 33.7 33.4 33.6 33.55 0.15

Appendice A

242

Con tali valori si è poi proceduto al calcolo della û(rip) applicando l�’equazione (2):

Combinando i valori û(tar) e û(rip) e applicando l�’equazione (3) si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta:

e conseguentemente, tramite l�’equazione (4), l�’incertezza estesa:

Pertanto il risultato finale può essere espresso nella seguente forma:

Calcolo dell�’incertezza di misura della termocoppia tipo K per la rilevazione della temperatura ambiente Per il calcolo dell�’incertezza di misura associata alle misure di temperatura effettuate mediante termocoppie, si fa riferimento al documento EA-4/02, Expression of the Uncertainty of Measurement in Calibration, pubblicato dalla European co-operation for Accreditation e adottato da ACCREDIA. I campi elettromagnetici generati dalle termocoppie durante le operazioni di taratura sono misurati con un sistema di acquisizione (National Instruments Compact Field Point) collegato a un pc. Tutte le termocoppie hanno il loro giunto di riferimento a 0°C. La termocoppia sottoposta a taratura è collegata al giunto di riferimento impiegando cavi di compensazione. I valori di temperatura sono forniti nella scala t90 (°C). La temperatura tx del giunto caldo della termocoppia da tarare è:

Appendice A

243

e la tensione VX, che attraversa i fili della termocoppia con giunto freddo a 0°C durante la taratura, è:

dove: ts (V) = temperatura del termometro/termocoppia di riferimento calcolata in base alla tensione con giunto freddo a 0°C: la funzione è data nel certificato di taratura; Vi, Vi�’ = tensione indicata dal sistema di acquisizione;

tos, tox = correzioni di temperatura a causa dello scarto delle temperature di riferimento a 0°C (0°C±0.1°C); Cs, Cx = sensibilità delle termocoppie per la tensione alla misurazione della temperatura analizzata; Cso, Cxo = sensibilità delle termocoppie per la tensione alla misurazione della temperatura di riferimento di 0°C;

tF = correzione della temperatura causa della non uniformità della temperatura del forno; t = temperatura alla quale deve essere tarata la termocoppia (punto di taratura);

t = t-tx: scarto tra la temperatura del punto di taratura e la temperatura del forno;

VLX = correzione di tensione dovuta ai cavi di compensazione. Il risultato che si ottiene è la f.e.m. in uscita della termocoppia alla temperatura del suo giunto caldo. Poiché il processo di misura consiste di due fasi:

1. la determinazione della temperatura del forno (o del bagno termostatico);

2. la determinazione della f.e.m. della termocoppia da tarare. La valutazione dell'incertezza di misura è divisa in n. 2 (due) parti. Le indicazioni del voltaggio sono registrate in una tabella (Tab. 20), che prevede n. 5 letture per ogni termocoppia. Da suddette letture si ricava il valore medio della tensione elettrica di ogni termocoppia. I valori di tensione delle termocoppie di riferimento sono convertiti in valori di temperatura per mezzo delle relazioni indicate nella norma CEI EN 60584-1. I valori di temperatura osservati hanno un fattore di correlazione circa pari a 1. Pertanto, prendendo il loro valore medio, si valuta il valore della tensione della termocoppia sottoposta a taratura.

Appendice A

244

Tabella A.20 �– Voltaggio: n. 5 letture per ogni termocoppia Termocoppia n. Voltaggio

riferimento Voltaggio da tarare

Temperatura riferimento

Ripetizioni

Voltaggio medio Deviazione standard Temperatura giunto freddo Temperatura forno/bagno termostatico Al fine di valutare l'incertezza di misura associata, si ripetono n. 10 (dieci) misure relative allo stesso valore di temperatura. L�’analisi effettuata fornisce una stima della deviazione standard per la temperatura del forno/bagno termostatico e la tensione della termocoppia da tarare. I risultati sono visualizzati in due tabelle (Tab. A.21 e Tab. A.22). L'incertezza di misura standard associata alla temperatura del punto di taratura è l'incertezza di misura standard associata alla temperatura del forno/bagno termostatico, perché la sua temperatura è un valore noto. Tabella A.21 �– Bilancio dell�’incertezza relativo alla temperatura del forno/bagno termostatico Quantità

Xi Stima

xi Incertezza standard

u(xi)

Distribuzione di probabilità

Coefficiente di sensibilità

ci

Contributo all’incertezza

ui(y) ts

ViFP1 t0S tS tF

tx

Tabella A.22�– Bilancio dell�’incertezza relativo alla termocoppia da tarare Quantità

Xi Stima

xi Incertezza standard

u(xi)

Distribuzione di probabilità


ci


ui(y) Vi�’

ViFP1 VLX t t0X

Vx

Appendice A

245

Si propongono di seguito tre tabelle compilate che riportano i dati ottenuti dalla taratura della termocoppia impiegata per la misura della temperatura ambiente. Il contributo all�’incertezza totale stimato in tabella A.24, connesso all�’apparato strumentale impiegato, è utilizzato per calcolare l�’incertezza finale associata alla taratura della termocoppia oggetto di analisi (Tab. A.25). Tabella A.23�– Valori di voltaggio ottenuti dalle prove di ripetibilità a 30°C Termocoppia n. Voltaggio

riferimento (mV) Voltaggio

da tarare (mV) Temperatura

riferimento (°C) Ripetizione 1.202 1.212 29.974849

1.204 1.198 30.024150 1.203 1.207 29.999500 1.203 1.219 29.999500 1.202 1.191 29.974849

Valore medio 1.2028 1.2054 29.99456957 Dev. standard 0.009931767 0.018446615 Temperatura giunto freddo (K) Temperatura forno/bagno termostatico (°C) 301.8 30

Tabella A.24 �– Stima dell�’incertezza di misura connessa all�’impiego del forno/bagno termostatico

Quantità Stima Incertezza standard Distribuzione

di probabilità



Xi xi u(xi) ci ui(y) ts (°C) 30 0.02 normale 1 0.02

ViFP1 (°C) 0.2 normale 1 0.2 t0S (°C) 0.06 rettangolare -0.407 -0.02 tS (°C) 0.1 normale 1 0.1 tF (°C) 0.1 rettangolare 1 0.1

tx (°C) 30 0.39 Tabella A.25 �– Stima dell�’incertezza di misura associata alla termocoppia da tarare

Quantità Stima Incertezza standard Distribuzione

di probabilità



Xi xi u(xi) ci ui(y) Vi�’ (µV) 1205.4 10 normale 1 10

ViFP1 (°C) 0.2 normale 0.077 °C/µV 2.6 ViFP2 (µV) 4.75 rettangolare 1 4.75 VLX (µV) 2.9 rettangolare 1 2.9 t (°C) 0.39 normale 38.5 µV/°C 15.20 t0X (°C) 0.058 rettangolare -25.5 µV/°C -1.479

Vx (µV) 1232.3 34

Appendice A

246

Il valore finale dell�’incertezza u(y) = i ui(y) è espresso in microvolt [µV]: il risultato ottenuto deve essere convertito in gradi Celsius [°C] (fattore di conversione: 38.5 µV/°C) e quindi moltiplicato per il fattore di copertura k = 2 per avere l�’incertezza estesa U(y), che nel caso in esempio risulta essere pari a 1.76°C. Pertanto il risultato finale può essere espresso nella seguente forma:

° ° Calcolo dell�’incertezza di misura associata al trasduttore lineari di posizione Temposonic GH-Series Le misure effettuate mediante il trasduttore lineare di posizione sono principalmente affette da due tipologie di incertezze, una di tipo relativa alla taratura e l�’altra associata alla ripetibilità della misura. Combinandole si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta e quindi, da quest�’ultima, l�’incertezza estesa associata alla determinazione della misura di livello. Incertezza tipo relativa di taratura Si ottiene mediante composizione dei seguenti termini: errore massimo di accuratezza (ea); errore massimo di ripetibilità (er); incertezza dello standard di riferimento (stand).

I primi due termini si ottengono effettuando 3 prove (n1,n2,n3) per ogni standard di riferimento:

dove: st = valore dello standard; media = valore medio dello standard nelle 3 prove (n1,n2,n3).

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle 3 prove (n1,n2,n3). La formula impiegata per calcolare l�’incertezza tipo relativa di taratura û(tar) è:

Appendice A

247

Incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura Si determina effettuando tre ripetizioni di misura (n1,n2,n3) relative ad 1 solo standard di riferimento e applicando la seguente formula:

dove: dev.std = valore della deviazione standard nelle n.3 ripetizioni (n1,n2,n3); N = numero di ripetizioni della misura (N = 3); mediarip = valore medio delle 3 ripetizioni di misura (n1,n2,n3). Dai valori û(tar) e û(rip) si ottiene l�’incertezza tipo relativa composta û:


dove: k = è il fattore di copertura: si assume pari a 2, accettando un livello di fiducia della misura pari al 95%. media = valore medio del misurando Per il calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura del trasduttore lineare di posizione si fissano dapprima sei standards di riferimento. Tali misure, acquisite mediante metro, rappresentano la posizione del galleggiante nell�’asta dello strumento. Fissando quindi l�’estremo superiore del galleggiante, ad ogni standard di riferimento si è letto il corrispettivo valore di livello, fornito dal sistema di acquisizione dati. Per ogni standard sono state fatte 3 letture e calcolati la media, l�’errore di accuratezza e l�’errore di ripetibilità (Tab. A.26). Tabella A.26 �– Risultati ottenuti dalle tre prove, calcolo della media, dell�’errore di accuratezza e dell�’errore di ripetibilità. Standard [cm] n1 [cm] n2 [cm] n3 [cm] media [cm] ea [cm] er [cm]

0 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0 22.6 22.5 22.5 22.5 22.5 0.1 0 42.6 42.5 42.5 42.5 42.5 0.1 0 62.6 62.5 62.5 62.5 62.5 0.1 0 82.6 82.5 82.5 82.5 82.5 0.1 0 100 99.9 99.9 99.9 99.9 0.1 0

Appendice A

248

Considerando il valore massimo dell�’errore di accuratezza ea, il valore massimo dell�’errore di ripetibilità er, l�’incertezza media degli standards di riferimento stand, pari a 0.1 cm, e la media relativa allo standard di livello di 42.6 cm, si è proceduto al calcolo dell�’incertezza tipo relativa di taratura û(tar) applicando l�’equazione (1):

Per il calcolo dell�’incertezza tipo relativa di ripetibilità della misura del trasduttore lineare di posizione sono state considerate 3 ripetizioni di misura (N = 3) relative ad un solo standard di riferimento (livello 42.6 cm) e si è proceduto al calcolo della media e della deviazione standard di tali valori (Tabella A.27). Tabella A.27�– Risultati ottenuti dalle tre prove di ripetibilità, calcolo della media e della deviazione standard Standard [cm] n1[cm] n2[cm] n3[cm] mediarip[cm] dev.std[cm]

42.6 42.5 42.5 42.5 42.5 0 L�’incertezza tipo relativa alla ripetibilità della misura û(rip), applicando l�’equazione 2, vale:

Combinando i valori di û(tar) e û(rip) mediante l�’equazione (3) si è ottenuta l�’incertezza tipo relativa composta û:

Attraverso l�’equazione (4), è stata determinata l�’incertezza estesa di misura U:

Pertanto il risultato può essere espresso nella seguente forma:

Appendice A

249

Calcolo dell�’incertezza tipo composta Dopo aver calcolato tutte le incertezze relative dei singoli strumenti, è necessario comporle mediante la teoria di propagazione dell�’errore, in modo tale da ottenere l�’incertezza relativa composta da considerare nel valore finale delle rese di biogas e metano. Per il calcolo dell�’incertezza relativa composta si utilizzano le formule riportate in Tabella A.28 che si riferiscono ad uno dei modelli più diffusi per la stima dell�’incertezza di misura, ovvero il modello bottom-up proposto da ISO (Guide to the expression of uncertainty in measurement, Geneva 1993) ed adottato poi da EURACHEM (Quantifying uncertainty in analytical measurement, 1st.Ed., 1995).

Tabella A.28�– Calcolo dell�’incertezza tipo composta (modello bottom-up)

Di seguito si riportano le incertezze tipo relative e l�’incertezze composte da considerare nelle rese di biogas e metano ottenute sia dai test ABP che dalle prove di digestione anaerobica condotte su impianto pilota.

Test ABP I test di biometanazione forniscono come dato finale sia la resa di biogas che il valore del BMP (Biochemical Methane Potential ovvero la resa di metano).

Appendice A

250

In Figura A.2 e A.3 si riportano i diagrammi causa-effetto relativi rispettivamente al calcolo dell�’incertezza di misura della resa di biogas e a quello del BMP dove sono evidenziate tutte le grandezze impiegate nel calcolo di tali valori.

Figura A.2 �– Diagramma causa-effetto relativo all�’incertezza sulla misura della resa di biogas ottenuta dai test ABP

Figura A.3 �– Diagramma causa-effetto relativo all�’incertezza sulla misura della resa di metano ottenuta dai test ABP In Tabella A.29 sono riassunti tutti i valori delle incertezze relative calcolati in precedenza per ogni singola grandezza. Quindi considerando i valori riportati in Tabella A.28 e componendoli con le formule riportate in Tabella A.27 è stata calcolata l�’ incertezza relativa composta riferita sia al valore della resa di biogas che al valore del BMP rispettivamente pari a 0.0487 e 0.0742.

Appendice A

251

Tabella A.29�– Incertezze tipo relative composte di ogni singola grandezza Grandezza Incertezze relative

Pressione 0.009 Volume spazio di testa bottiglie 0,009 Temperatura bagno termostatico 0,009 Massa 0,041 Solidi Volatili 0,019 Contenuto di metano 0,056

Noti il valore della resa di biogas e il valore del BMP ottenuti dalle prove sperimentali, questi vengono moltiplicati per la corrispettiva incertezza relativa composta e per il fattore di copertura k=2 (livello di fiducia pari al 95%), in modo da ottenere il valore dell�’incertezza composta estesa:

Inc.comp.estesa= Inc.rel.comp· K· Resa biogas

Inc.comp.estesa = Inc.rel.comp · K · BMP

Una volta noto il valore dell�’incertezza estesa il risultato finale della misura potrà essere scritto come:

Resa biogas=x±Inc.comp.estesa [Nm3/kgSV]

BMP=x±Inc.comp.estesa[Nm3/kgSV]

Prove di digestione anaerobica condotte nell�’impianto pilota Le prove di digestione anaerobica forniscono come dato finale la resa di biogas e di metano. In Figura A.4 e A.5 si riportano i diagrammi causa-effetto relativi rispettivamente al calcolo dell�’incertezza di misura della resa di biogas e metano dove sono evidenziate tutte le grandezze impiegate nel calcolo di tali valori.

Appendice A

252

Figura A.4 �– Diagramma causa-effetto relativo all�’incertezza sulla misura della resa di biogas ottenuta dalle prove di digestione anaerobica effettuate nell�’impianto pilota

Figura A.5 �– Diagramma causa-effetto relativo all�’incertezza sulla misura della resa di biogas ottenuta dalle prove di digestione anaerobica effettuate nell�’impianto pilota In Tabella A.29 sono riassunti tutti i valori delle incertezze relative calcolati in precedenza per ogni singola grandezza.

Tabella A.30 �– Incertezze tipo relative composte di ogni singola grandezza

Grandezza Incertezze relative Livello 0.003 Temperatura ambiente 0.029 Massa 0.001 Solidi Volatili 0.019 Contenuto di metano 0.056

Quindi considerando i valori riportati in Tabella A.30 e componendoli con le formule riportate in Tabella A.28 è stata calcolata l�’ incertezza relativa composta

Appendice A

253

riferita al valore della resa di biogas e metano rispettivamente pari a 0.035 e 0.066. Noti il valore della resa di biogas e metano ottenuti dalle prove sperimentali, questi vengono moltiplicati per la corrispettiva incertezza relativa composta e per il fattore di copertura k=2 (livello di fiducia pari al 95%), in modo da ottenere il valore dell�’incertezza composta estesa:

Inc.comp.estesa= Inc.rel.comp· K· Resa biogas

Inc.comp.estesa = Inc.rel.comp · K · BMP

Una volta noto il valore dell�’incertezza estesa il risultato finale della misura potrà essere scritto come:

Resa biogas=x±Inc.comp.estesa [Nm3/kgSV]

BMP=x±Inc.comp.estesa[Nm3/kgSV]

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