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Capitolo 10 Trattamenti aerobici e anaerobici per la riduzione e la mineralizzazione dei fanghi acquaponici

1. 10.1 Introduzione

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Il concetto di acquaponica è associato all'essere un sistema di produzione sostenibile, in quanto riutilizza le acque reflue del sistema di acquacoltura a ricircolo (RAS) arricchite in macronutrienti [cioè azoto (N), fosforo (P), potassio (K), calcio (Ca), magnesio (Mg) e zolfo (S)] e micronutrienti (cioè ferro (ferro (Fe ferro (Fe), manganese (Mn), zinco (Zn), rame (Cu), boro (B) e molibdeno (Mo)) per fertilizzare le piante (Graber e Junge 2009; Licamele 2009; Nichols e Savidov 2012; Turcios e Papenbrock 2014). Una domanda molto discussa è se questo concetto può eguagliare la propria ambizione di essere un sistema quasi chiuso, poiché elevate quantità di nutrienti che entrano nel sistema vengono sprecate scaricando i fanghi di pesce ricchi di nutrienti (Endut et al. 2010; Naylor et al. 1999; Neto e Ostrensky 2013). Infatti, per mantenere una buona qualità dell'acqua in un sistema RAS e acquaponico, l'acqua deve essere costantemente filtrata per la rimozione del solido. Le due tecniche principali per la filtrazione dei solidi sono di trattenere le particelle in una rete (cioè la filtrazione delle maglie come filtri a tamburo) e di consentire alle particelle di decantare nei chiarificatori. Nella maggior parte degli impianti convenzionali, i fanghi vengono recuperati da questi dispositivi meccanici di filtrazione e vengono scaricati come liquami. Nei casi migliori, il fango viene essiccato e applicato come fertilizzante sui campi terrestri (Brod et al. 2017). In particolare, fino al 50% (in sostanza secca) del mangime ingerito viene escreto come solidi dai pesci (Chen et al. 1997) e la maggior parte dei nutrienti che entrano nei sistemi acquaponici attraverso il mangime per pesci si accumulano in questi solidi e quindi nei fanghi (Neto e Ostrensky 2013; Schneider et al. 2005). Quindi, un'efficace filtrazione solida rimuove, ad esempio, oltre l'80% del prezioso P (Monsees et al. 2017) che potrebbe altrimenti essere utilizzato per la produzione di impianti. Pertanto, il riciclaggio di questi preziosi nutrienti per applicazioni acquaponiche è di grande importanza. Lo sviluppo di un adeguato trattamento dei fanghi in grado di mineralizzare i nutrienti contenuti nei fanghi per il loro riutilizzo nell'unità idroponica sembra essere un processo necessario per contribuire a chiudere il ciclo nutritivo in misura maggiore e ridurre così l'impatto ambientale dei sistemi acquaponici (Goddek et al. 2015; Goddek e Keesman 2018; Goddek e Körner 2019).

   È stato dimostrato in studi sperimentali che la soluzione nutritiva acquaponica integrata (cioè dopo l'aggiunta di nutrienti mancanti) favorisce la crescita delle piante rispetto all'idroponica (Delaide et al. 2016; Ru et al. 2017; Saha et al. 2016). Pertanto, la mineralizzazione dei fanghi è anche un modo promettente per migliorare le prestazioni del sistema acquaponico poiché i nutrienti recuperati vengono utilizzati per completare la soluzione acquaponica. Inoltre, le unità di mineralizzazione in loco possono anche aumentare l'autosufficienza degli impianti acquaponici, soprattutto per quanto riguarda le risorse finite come P, essenziale per la crescita delle piante. P è prodotto da attività minerarie, per cui i depositi non sono distribuiti equamente in tutto il mondo. Inoltre, il suo prezzo è aumentato fino all'800% nell'ultimo decennio (McGill 2012). Pertanto, anche le unità di mineralizzazione applicate nei sistemi acquaponici aumenteranno probabilmente il suo futuro successo economico e la sua stabilità.

   Il trattamento dei fanghi in acquaponica deve essere affrontato in modo diverso rispetto a quanto fatto in passato. Infatti, nel trattamento delle acque reflue convenzionali, l'obiettivo principale è quello di ottenere un effluente decontaminato e pulito. Le prestazioni di trattamento sono espresse in termini di rimozione di contaminanti (ad es. solidi, azoto (N), fosforo (P), ecc.) dalle acque reflue e quantificando gli effluenti rispetto alla qualità raggiunta (Techobanoglous et al. 2014). Utilizzando questo approccio convenzionale, diversi studi hanno fornito prove quantitative che una proporzione consistente della domanda chimica di ossigeno (COD) e dei solidi totali sospesi (TSS) può essere rimossa digerendo le acque reflue RAS in condizioni aerobiche, anaerobiche e sequenziali (Goddek et al. 2018; Chowdhury et al. 2010; Mirzoyan et al. 2010; Van Rijn 2013). Tuttavia, nei sistemi acquaponici, le acque reflue dei pesci sono considerate una preziosa fonte di fertilizzanti. Nell'ambito di un approccio a circuito chiuso, la parte solida scaricata deve essere ridotta al minimo (cioè la riduzione organica massimizzata) e il contenuto di nutrienti negli effluenti deve essere massimizzato (cioè la mineralizzazione dei nutrienti massimizzata). Pertanto, le prestazioni di trattamento delle acque reflue in acquaponica non devono più essere espresse in termini di rimozione dei contaminanti, ma in termini di riduzione dei contaminanti e capacità di mineralizzazione dei nutrienti.

   Alcuni studi hanno dimostrato la capacità funzionale di digerire i fanghi di pesce con trattamenti aerobici e anaerobici a fini di riduzione organica (Goddek et al. 2018; van Rijn et al. 1995). Con il trattamento anaerobico nel bioreattore si possono ottenere elevate prestazioni di riduzione della sostanza secca (cioè TSS) (ad esempio superiore al 90%), mentre si può produrre metano (van Lier et al. 2008; Mirzoyan e Gross 2013; Yogev et al. 2016).

   Il trattamento aerobico dei fanghi è anche un modo molto efficace per ridurre la materia organica, che viene ossidata a COsub2/sub durante la respirazione (vedere Eq. 10.1). Ad esempio, sono stati segnalati tassi di riduzione del 90% (qui determinati come solidi sospesi, COD e riduzione BOD) da un impianto di recupero delle risorse idriche (Seo et al. 2017). I processi aerobici sono più veloci di quelli anaerobici, ma possono essere più costosi (Chen et al. 1997) poiché un'aerazione costante della miscela fango-acqua richiede pompe o motori ad alta intensità energetica. Inoltre, frazioni significative dei nutrienti vengono convertite in biomassa microbica e non rimangono disciolte nell'acqua.

   Sebbene questi studi abbiano dimostrato il potenziale di riduzione organica dei fanghi di pesce, solo pochi autori hanno esaminato il rilascio di sostanze nutritive specifiche (ad esempio per N e P) dai fanghi di pesce. La maggior parte di questi studi sono stati condotti per brevi esperimenti in vitro (Conroy e Couturier 2010; Monsees et al. 2017; Stewart et al. 2006) e da un RAS operativo (Yogev et al. 2016), piuttosto che da una configurazione acquaponica. Mentre discusso in una certa misura in teoria (Goddek et al. 2016; Yogev et al. 2017), la ricerca deve iniziare ora per studiare sistematicamente la riduzione organica e la mineralizzazione dei nutrienti dei fanghi di pesce sia per i reattori aerobici che anaerobici e i suoi effetti sulla composizione dell'acqua e sulle piante crescita. Pertanto, questo capitolo mira a fornire una panoramica sui diversi trattamenti dei fanghi di pesce che possono essere integrati nelle configurazioni acquaponiche per ottenere la riduzione organica e la mineralizzazione dei nutrienti. Saranno evidenziati alcuni approcci progettuali. Sarà discusso l'approccio del bilancio di massa dei nutrienti nel contesto del trattamento dei fanghi acquaponici e sarà sviluppata una metodologia specifica per quantificare le prestazioni di trattamento dei fanghi.

2. 10.2 Implementazione del trattamento delle acque reflue in acquaponica

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Nell'acquaponica, le acque reflue caricate di solidi (cioè i fanghi) sono una preziosa fonte di nutrienti e devono essere effettuati trattamenti appropriati. Gli obiettivi di trattamento differiscono dal trattamento delle acque reflue convenzionali perché in acquaponica i solidi e la conservazione dell'acqua è di interesse. Inoltre, indipendentemente dal trattamento delle acque reflue applicato, il suo obiettivo dovrebbe essere quello di ridurre i solidi e allo stesso tempo mineralizzare i suoi nutrienti. In altre parole, l'obiettivo è quello di ottenere un effluente privo di solidi ma ricco di sostanze nutritive solubilizzate (cioè anioni e cationi) che può essere reinserito nel circuito dell'acqua in una configurazione accoppiata (Fig. 10.1a) o direttamente nei letti idroponici in una configurazione disaccoppiata (Fig. 10.1b). I solidi fanghi di pesce sono composti principalmente da materia organica degradabile in modo che la riduzione del solido può essere definita riduzione organica. Infatti, le molecole organiche complesse (ad esempio proteine, lipidi, carboidrati, ecc.) sono principalmente composte da carbonio e saranno successivamente ridotte a composti di peso molecolare inferiore fino alle ultime forme gassose di COsub2/sub e CHsub4/sub (nel caso della fermentazione anaerobica). Durante questo processo di degradazione, i macronutrienti (cioè N, P, K, Ca, Mg e S) e i micronutrienti (cioè Fe, Mn, Zn, Cu, B e Mo) che erano legati alle molecole organiche vengono rilasciati nell'acqua nelle loro forme ioniche. Questo fenomeno è chiamato lisciviazione dei nutrienti o mineralizzazione dei nutrienti. Si può presumere che, quando si ottiene un'elevata riduzione organica, si otterrebbe anche un'elevata mineralizzazione dei nutrienti. Da un lato, i fanghi contengono una percentuale di minerali non disciolti e, dall'altro, alcuni macro e micronutrienti vengono rilasciati durante il processo di mineralizzazione. Questi possono precipitare rapidamente insieme e formare minerali insolubili. Lo stato tra ioni e minerali precipitati della maggior parte dei macro e micronutrienti dipende dal pH. I minerali più noti che precipitano nei bioreattori sono fosfato di calcio, solfato di calcio, carbonato di calcio, pirite e struvite (Peng et al. 2018; Zhang et al. 2016). Conroy e Couturier (2010) hanno osservato che Ca e P sono stati rilasciati nel reattore anaerobico quando il pH è sceso sotto 6. Hanno dimostrato che il rilascio corrispondeva esattamente alla mineralizzazione del fosfato di calcio. Goddek et al. (2018) hanno inoltre osservato la solubilizzazione di P, Ca e altri macronutrienti nel reattore a cielo aperto anaerobico a fanghi (UASB) che diventa acido. Jung e Lovitt (2011) hanno segnalato una mobilitazione di nutrienti al 90% dei fanghi derivati dall'acquacoltura con un pH molto basso di 4. In questa condizione, tutti i macro e i micronutrienti sono stati solubilizzati. Esiste quindi un antagonismo tra riduzione organica e mineralizzazione dei nutrienti. Infatti, la riduzione organica è massima quando i microrganismi sono attivi per degradare i composti organici, e questo avviene a pH in un intervallo di 6-8. Poiché la lisciviazione dei nutrienti avviene a pH inferiore a 6, per una riduzione organica ottimale e una mineralizzazione dei nutrienti, il più efficace sarebbe quello di dividere il processo in due fasi, cioè una fase di riduzione organica a pH vicino al neutro e una fase di lisciviazione dei nutrienti in condizioni acide. Per quanto ne sappiamo, non è stata ancora segnalata alcuna operazione con questo approccio in due fasi. Ciò apre un nuovo campo nel trattamento delle acque reflue ed è necessaria una maggiore ricerca per l'attuazione in acquaponica.

   

   Fig. 10.1 Implementazione schematica del trattamento dei fanghi in un sistema acquaponico ad anello ** (a) ** e in sistema acquaponico disaccoppiato ** (b) **

   Anche la scelta del mangime è importante in questo contesto. Nei mangimi a base animale in cui una frazione principale degli ingredienti è ancora basata su fonti animali (ad esempio farina di pesce, farina di ossa), il fosfato legato, ad esempio come apatite (derivata dalla farina di ossa), è facilmente disponibile in condizioni acide, mentre i mangimi a base vegetale contengono il fitato come fonte principale di fosfato. In contrasto con, ad esempio, l'apatite richiede conversione enzimatica (fitasi) (Kumar et al. 2012), e quindi il fosfato non è così facilmente disponibile.

3. 10.3 Trattamenti Aerobici

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Il trattamento aerobico migliora l'ossidazione dei fanghi sostenendone il contatto con l'ossigeno. In questo caso, l'ossidazione della materia organica è guidata principalmente dalla respirazione di microrganismi eterotrofici. COSub2/sub, il prodotto finale della respirazione, viene rilasciato come mostrato in Eq. (10.1).

   $C_6H_ {12} O_6 + 6\ O_2\ rarr 6\ CO_2+6\ H_2O +energia$ (10.1)

   Questo processo nei reattori aerobici si ottiene principalmente iniettando aria nella miscela fango-acqua con soffianti collegati a diffusori ed eliche. L'iniezione d'aria garantisce anche una corretta miscelazione dei fanghi.

   Durante questo processo ossidativo vengono rilasciati i macro e i micronutrienti legati alla materia organica. Questo processo è chiamato mineralizzazione aerobica. Pertanto, ulteriori nutrienti possono essere riciclati durante il processo di mineralizzazione, mentre alcuni nutrienti, ad esempio sodio e cloruro, possono anche superare la soglia per l'applicazione idroponica e devono essere monitorati attentamente prima dell'applicazione (Rakocy et al. 2007). La mineralizzazione aerobica della materia organica, derivata dall'unità di rimozione del solido (ad esempio chiarificatore o filtro a tamburo) in RAS, è un modo semplice per riciclare i nutrienti per la successiva applicazione acquaponica.

   Inoltre, durante il processo di digestione aerobica, il pH diminuisce e favorisce la mineralizzazione dei minerali legati intrappolati nei fanghi. Ad esempio, Monsees et al. (2017) hanno dimostrato che P è stato rilasciato dai fanghi RAS a causa di questo cambiamento di pH. Questa diminuzione del pH è dovuta principalmente alla respirazione e, in misura minore, probabilmente, alla nitrificazione.

   Grazie al costante apporto di ossigeno attraverso l'aerazione della camera di mineralizzazione e all'abbondanza di materia organica, i microrganismi eterotrofici trovano le condizioni ideali per crescere. Ciò si traduce in un aumento della respirazione e il rilascio di COsub2/sub che si dissolve in acqua. COSub2/sub forma acido carbonico che dissocia e quindi abbassa il pH dell'acqua di processo, come illustrato nella seguente equazione:

   $CO_ {2 (g)} +2\ H_2O\ rarr H_3O^++ {HCO_3} ^-$ (10.2)

   Le acque reflue derivate dalla RAS spesso contengono NHSub4/SubSUP+/SUP ed inoltre sono caratterizzate da un pH neutro di circa 7, poiché il pH in RAS deve essere mantenuto a tale livello per garantire la conversione microbica ottimale di NHSub4/subSUP+/SUP in NoSub3/sub all'interno del biofiltro (cioè nitrificazione). Il processo di nitrificazione può contribuire alla diminuzione del pH nei reattori aerobici nella fase iniziale rilasciando protoni nell'acqua di processo, come si può vedere nella seguente equazione:

   $ {NH_4} ^+ + 2\ O_2\ rarr {NO_3} ^- +2\ h^+H_2O+Energia$ (10.3)

   Questo vale almeno per la fase iniziale in cui il pH è ancora superiore a 6. Con un pH ≤ 6, la nitrificazione potrebbe rallentare o addirittura cessare in modo significativo (Ebeling et al. 2006). Tuttavia, ciò non rappresenta un problema per l'unità di mineralizzazione.

   La diminuzione generale del pH nell'unità di mineralizzazione aerobica nel processo in corso è il principale motore del rilascio di sostanze nutritive presenti sotto forma di minerali precipitati come fosfati di calcio. Monsees et al. (2017) hanno osservato che circa il 50% del fosfato nei fanghi era solubile in acido, derivato da un RAS Tilapia in cui è stato applicato un mangime standard contenente farina di pesce. Qui, circa l'80% del fosfato all'interno della RAS è stato perso dalla pulizia del decanter e dallo scartamento della miscela fango-acqua. Considerando questo fatto, il grande potenziale delle unità di mineralizzazione per applicazioni acquaponiche diventa chiaro.

   I vantaggi della mineralizzazione aerobica sono la bassa manutenzione, senza bisogno di personale qualificato e nessuna successiva riossigenazione. L'acqua arricchita può essere utilizzata direttamente per la concimazione delle piante, gestita idealmente da un sistema online per l'adeguata preparazione della soluzione nutritiva. Uno svantaggio rispetto alla mineralizzazione anaerobica è che non viene prodotto metano (Chen et al. 1997) e, come già detto, il maggiore fabbisogno energetico dovuto alla necessità di un'aerazione costante.

   10.3.1 Unità di mineralizzazione aerobica

   

   Fig. 10.2 Esempio schematico di un'unità di mineralizzazione aerobica operata in modalità batch. La camera di mineralizzazione (marrone) è separata dalla camera di uscita (blu) da una piastra di setaccio coperta da una piastra di copertura solida durante il processo di mineralizzazione (forte aerazione) per evitare l'intasamento e la formazione di particelle fini. L'acqua ricca di sostanze organiche proveniente da un chiarificatore o da un filtro a tamburo entra nell'unità di mineralizzazione attraverso l'ingresso. Al termine di un ciclo di mineralizzazione, l'acqua ricca di nutrienti e priva di solidi esce dall'unità di mineralizzazione attraverso l'uscita e viene trasferita direttamente all'unità idroponica o conservata in un serbatoio di stoccaggio fino a quando necessario

   Un esempio di progettazione di un'unità di mineralizzazione aerobica è presentato in Fig. 10.2. L'ingresso è collegato all'unità di rimozione del solido tramite una valvola, che consente il riempimento discontinuo della camera di mineralizzazione con una miscela di fango e acqua. La camera di mineralizzazione viene aerata tramite aria compressa per favorire la respirazione di batteri eterotrofi e mantenere i processi di denitrificazione anaerobica il più possibile minimi. Per evitare che il materiale organico esca dalla camera di mineralizzazione, una piastra di setaccio potrebbe fungere da barriera. Idealmente, una seconda piastra di copertura impermeabile dovrebbe essere utilizzata per coprire il setaccio durante il processo di mineralizzazione (durante l'aerazione). Ciò dovrebbe impedire l'intasamento della piastra del setaccio poiché durante l'aerazione pesante il materiale organico sarebbe costantemente spostato contro la piastra del setaccio. Prima di trasferire l'acqua ricca di nutrienti dalla camera di mineralizzazione all'unità idroponica, l'aerazione viene interrotta per consentire alle particelle di depositarsi. Successivamente, la piastra di copertura viene rimossa e l'acqua arricchita con sostanze nutritive può passare attraverso la piastra di setaccio e lasciare la camera di mineralizzazione attraverso l'uscita, come suggerito nella Fig. 10.2. Infine, la piastra di copertura viene rimessa in opera, la camera di mineralizzazione viene riempita con una miscela di acqua e fanghi derivati dalla RAS e il processo di mineralizzazione ricomincia (cioè processo batch).

   L'unità di mineralizzazione deve avere almeno il doppio del volume del chiarificatore per consentire una mineralizzazione continua. Un ciclo di mineralizzazione può durare fino a 5—30 giorni a seconda del sistema, del carico organico e del profilo nutritivo richiesto e deve essere elaborato per ogni singolo sistema. Per i sistemi che includono un filtro a tamburo, come avviene nella maggior parte dei sistemi RAS moderni, la dimensione dell'unità di mineralizzazione deve essere regolata in base al deflusso giornaliero o settimanale dei fanghi del filtro a tamburo. Poiché finora non è stato testato in una configurazione sperimentale, non sono attualmente possibili raccomandazioni specifiche.

   10.3.2 Implementazione

   Un esempio dell'implementazione di un'unità di mineralizzazione aerobica in un sistema acquaponico disaccoppiato è presentato nella figura 10.3. Poiché non è necessario pre- e post-trattamento (ad es. ri-ossigenazione), l'unità di mineralizzazione può essere posizionata direttamente tra l'unità di rimozione del solido e i letti idroponici. Installando una valvola prima e dopo l'unità di mineralizzazione, è possibile un funzionamento discontinuo e l'erogazione di nutrienti all'unità idroponica su richiesta, ma in molti casi sarebbe necessario un ulteriore serbatoio di stoccaggio. Idealmente, dopo aver diretto l'acqua ricca di nutrienti verso l'unità idroponica, l'acqua spostata viene sostituita con nuovi fanghi e acqua dall'unità di rimozione del solido. A seconda del volume dell'unità di mineralizzazione, è importante notare che il riempimento con nuova miscela fango-acqua può portare a un aumento del pH e quindi il processo di mineralizzazione potrebbe essere interrotto. Aumentando le dimensioni dell'unità di mineralizzazione, questo effetto verrebbe tamponato. Nello studio di Rakocy et al. (2007) che studia i rifiuti organici liquidi provenienti da due sistemi di acquacoltura, un tempo di ritenzione di 29 giorni per la mineralizzazione aerobica ha portato ad un notevole successo di mineralizzazione. Tuttavia, ciò dipende anche dal tenore di TS all'interno della camera di mineralizzazione, dal mangime applicato al RAS, dalla temperatura e dal fabbisogno nutritivo delle piante prodotte all'interno dell'unità idroponica.

   

   Fig. 10.3 Immagine schematica di un sistema acquaponico disaccoppiato comprendente un'unità di mineralizzazione aerobica. L'acqua può essere trasferita nel serbatoio dei nutrienti dal circuito RAS o direttamente dall'unità di mineralizzazione

4. 10.4 Trattamenti anaerobici

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   La digestione anaerobica (AD) è stata a lungo utilizzata per la stabilizzazione e la riduzione del processo di massa dei fanghi, principalmente a causa della semplicità di funzionamento, dei costi relativamente bassi e della produzione di biogas come potenziale fonte di energia. La rappresentazione stechiometrica generale della digestione anaerobica può essere descritta come segue:

   $CNHaob+ (n-a/4-b/2)\ cdot H_2O\ rarr (n/2-a/8+b/4)\ cdot CO_2+ (n/2+a/8-b/4)\ cdot CH4 $ (10.4)

   Equazione 10.4 Bilancio di massa generale del biogas (Marchaim 1992).

   E la concentrazione teorica di metano può essere calcolata come segue:

   $ [CH_4] =0.5+ (a/4+b/2) /2n$ (10.5)

   Equazione 10.5 Concentrazione teorica prevista di metano nel biogas (Marchaim 1992).

   I prodotti finali di AD sono principalmente materiali inorganici (ad esempio minerali), composti organici leggermente degradati e biogas che sono generalmente composti da metano (CHsub4/sub) e anidride carbonica (COsub2/sub), con solo piccoli livelli (\ 1%) di idrogeno solforato (H<sub2/subs) e azoto ammoniacale totale (NHsub3/ SubSUP+/SUP/NH4SUP+/SUP) (Appels et al. 2008).

   

   Fig. 10.4 Schema schematico che mostra la degradazione anaerobica della materia organica basata su Garcia et al. (2000)

   Durante il processo di AD, il fango organico subisce notevoli cambiamenti nelle sue proprietà fisiche, chimiche e biologiche e schematicamente può essere suddiviso in quattro fasi (Fig. 10.4). Il primo stadio è l'idrolisi, dove sostanze organiche complesse come lipidi, polisaccaridi, proteine e acidi nucleici degradano in sostanze organiche solubili (zuccheri, amminoacidi e acidi grassi). Questo passaggio è generalmente considerato un limite di velocità (Deublein e Steinhauser 2010). Nella seconda fase dell'acidogenesi, i monomeri formati nel primo passo si dividono ulteriormente, e gli acidi grassi volatili (VFA) sono prodotti da batteri acidogeni (fermentativi) insieme a ammoniaca, COsub2/sub, Hsub2/subs e altri sottoprodotti. Il terzo passo è l'acetogenesi, dove il VFA e gli alcoli vengono ulteriormente digeriti dagli acetogeni per produrre principalmente acido acetico, così come COsub2/sub e Hsub2/sub. Questa conversione è controllata in larga misura dalla pressione parziale di Hsub2/sub nella miscela. L'ultimo passo è la metanogenesi in cui il metano è prodotto principalmente da due gruppi di batteri metanogeni: l'archea acetotrofico, che divide l'acetato in metano e COsub2/sub, e l'archea idrogenotrofico, che utilizzano l'idrogeno come donatore di elettroni e l'anidride carbonica come accettore di elettroni per produrre metano (Appels et al. 2008).

   Vari fattori come pH dei fanghi, salinità, composizione minerale, temperatura, velocità di carico, tempo di ritenzione idraulica (HRT), rapporto carbonio-azoto (C/N) e contenuto di acidi grassi volatili influenzano la digeribilità dei fanghi e la produzione di biogas (Khalid et al. 2011).

   

   Fig. 10.5 Schema di un reattore a coperta di fanghi anaerobici a flusso ascendente (UASB)

   Il trattamento dei fanghi anaerobici della RAS è iniziato circa 30 anni fa con relazioni sui fanghi provenienti da RAS d'acqua dolce (Lanari e Franci 1998) seguite da relazioni sui mari (Arbiv e van Rijn 1995; Klas et al. 2006; McDermott et al. 2001) e sulle operazioni delle acque salmastre (Gebauer e Eikebrokk 2006; Mirzoyan et al. 2008). Recentemente è stato suggerito l'uso di UASB (Fig. 10.5) per l'AD dei fanghi RAS seguiti dalla produzione di biogas come fonte alternativa di energia (Mirzoyan et al. 2010). Il reattore è costituito da un serbatoio, parte del quale è riempito con una coperta di fanghi granulari anaerobici contenente la specie di microrganismi attivi. I fanghi fluiscono verso l'alto attraverso una «coperta microbica» dove vengono degradati dai microrganismi anaerobici e si produce biogas. Un colono di cono rovesciato nella parte superiore del digestore permette la separazione tra gas e liquidi. Quando il biogas viene rilasciato dal floc, viene orientato nel cono dai deflettori da raccogliere. Una lenta miscelazione nel reattore deriva dal flusso verso l'alto associato al movimento naturale dei flocs microbici attaccati alle bolle di biogas. Ad un certo punto, il floc lascia la bolla di gas e si deposita indietro permettendo all'effluente di essere privo di TSS, che può quindi essere riciclato nel sistema o rilasciato. I principali vantaggi dell'UASB sono i bassi costi operativi e la semplicità di funzionamento, garantendo al contempo un'elevata efficienza di rimozione solida (\ > 92%) per rifiuti a basso contenuto di TSS (1— 3%) (Marchaim 1992; Yogev et al. 2017).

   Due recenti studi di casi hanno dimostrato l'uso di UASB come trattamento per solidi nelle RAS marine e saline su scala pilota, che forniscono un esempio dei potenziali vantaggi di questa unità in acquaponica (Tal et al. 2009; Yogev et al. 2017). Uno sguardo dettagliato sul bilancio del carbonio ha suggerito che circa il 50% del carbonio introdotto (dal mangime) è stato rimosso dall'assimilazione e dalla respirazione dei pesci, il 10% è stato rimosso dalla biodegradazione aerobica nel bioreattore di nitrificazione e il 10% è stato rimosso nel reattore di denitrificazione (Yogev et al. 2017). Pertanto, nel reattore UASB è stato introdotto complessivamente circa il 25% di carbonio, di cui il 12,5% è stato convertito in metano, il 7,5% in COsub2/sub e il resto (\ ~ 5%) è rimasto come carbonio non degradabile nell'UASB. In sintesi, è stato dimostrato che l'uso di UASB ha permesso un migliore ricircolo dell'acqua (\ > 99%), una produzione minore (\ 8%) di fanghi rispetto alle RAS tipiche che non dispongono di trattamento solido in loco e un recupero di energia che può rappresentare il 12% del fabbisogno energetico complessivo della RAS. Va notato che l'uso di UASB in acquaponica consentirà anche un significativo recupero fino al 50% in più di sostanze nutritive come azoto, fosforo e potassio poiché vengono rilasciati nell'acqua a seguito della biodegradazione solida (Goddek et al. 2018).

   Il bioreattore a membrana anaerobica (ANMBR) è una tecnologia più avanzata. Il processo principale consiste nell'utilizzare una membrana speciale per separare i solidi dal liquido invece di utilizzare un processo di decantazione come in UASB. La fermentazione dei fanghi avviene in un semplice serbatoio anaerobico e gli effluenti lo lasciano attraverso la membrana. A seconda delle dimensioni dei pori della membrana (scendendo a 0,1—0,5 μm), possono essere mantenuti anche i microrganismi. Esistono due tipi di bioreattore a membrana: uno utilizza una modalità a flusso laterale all'esterno del serbatoio e l'altro ha l'unità a membrana immersa nel serbatoio (Fig. 10.6), quest'ultimo è più favorevole nell'applicazione ANMBR grazie alla sua configurazione più compatta e al minor consumo energetico (Chang 2014). Le membrane di materiali diversi quali ceramica o polimerica (ad esempio fluoruro di polivinilidene (PVDF), polietilene, polietersulfone (PES), cloruro di polivinile (PVC)) possono essere configurate come piastre e telaio, unità di fibra cava o tubolari (Gander et al. 2000; Huang et al. 2010). AnMBR presenta numerosi vantaggi significativi rispetto ai reattori biologici tipici, come l'UASB, vale a dire il disaccoppiamento del tempo di ritenzione dei fanghi (lungo) e del tempo di permanenza idraulica (HRT) (breve), consentendo di superare il problema della lenta cinetica del processo AD; qualità degli effluenti molto elevata in cui la maggior parte dei nutrienti rimangono; e la rimozione di agenti patogeni e una piccola impronta (Judd e Judd 2008). Inoltre, una produzione efficiente di biogas nell'ANMBR può portare a un bilancio energetico netto.

   

   Fig. 10.6 (a) MBR a flusso laterale con un'unità di filtrazione separata con il fluido trattenuto riciclato al bioreattore; (b) MBR sommerso: unità di filtrazione integrata nel bioreattore. (Gander et al. 2000)

   Sebbene questa tecnologia meriti molta attenzione e ricerca, va notato che, poiché si tratta di una tecnologia abbastanza nuova, ci sono ancora diversi inconvenienti significativi che devono essere affrontati prima che l'ANMBR venga adottato dall'industria dell'acquacoltura. Questi sono gli elevati costi operativi dovuti alla manutenzione della membrana per prevenire il biofouling, lo scambio regolare delle membrane e l'elevata frazione CO<sub2/sub (30— 50%) nel biogas che ne limita l'utilizzo e contribuisce all'emissione di gas serra (Cui et al. 2003). A titolo positivo, nel prossimo futuro saranno sviluppate nuove tecniche di prevenzione del biofouling, mentre il costo della membrana diminuirà sicuramente con l'uso più ampio di questa tecnologia. La combinazione di un UASB con un reattore a membrana per filtrare l'effluente UASB è stata studiata con successo per rimuovere carbonio organico e azoto (An et al. 2009). Questa combinazione sembra un'opzione promettente per l'acquaponica per l'uso sicuro e sanitario degli effluenti UASB.

   10.4.1 Implementazione

   Una possibile soluzione di attuazione dei reattori anaerobici è in modo sequenziale (cfr. anche cap. 8). Una combinazione «pH elevato — basso pH» consente di raccogliere metano (riducendo così il carbonio) nella prima fase di pH elevato e mobilitare i nutrienti nei fanghi decarbonizzati in un ambiente successivo a basso pH. Il vantaggio di questo metodo è che la riduzione del carbonio in condizioni di pH elevato si traduce in un minor numero di VFA, che può verificarsi durante il secondo passo a basso pH (Fig. 10.7). Questo approccio consente anche la co-digestione della materia vegetativa verde (cioè da qualsiasi raccolta di piante, ci saranno rifiuti vegetativi che potrebbero essere messi attraverso un tale digestore) per aumentare sia la produzione di biogas che il recupero di nutrienti dallo schema generale.

   Un'altra possibilità di integrazione tecnica è stata presentata da Ayre et al. (2017). Propongono di scaricare l'effluente di un digestore anaerobico ad alto pH in uno stagno di coltura algale. All'interno di tale stagno vengono coltivate alghe la cui biomassa può essere utilizzata per l'alimentazione animale — acquacoltura o per la biofertilizzazione (fig. 10.8). Informazioni più dettagliate su questo approccio possono essere trovate in cap. 11.

   

   Fig. 10.7 Sistema anaerobico a due stadi. Nella prima fase (pH elevato), il carbonio sarà rimosso dai fanghi come biogas, mentre il pH basso nella seconda fase consente ai nutrienti che sono intrappolati nei fanghi di dissolversi nell'acqua. Di solito, gli acidi grassi volatili (VFA) si formerebbero in ambienti a basso pH. La rimozione della fonte di carbonio nella prima fase, tuttavia, limita la produzione di VFA in tale configurazione sequenziale

   

   Fig. 10.8 Sistema di digestione anaerobica integrato con acquacoltura e coltura algale basato su Ayre et al. (2017)

5. 10.5 Metodologia per quantificare le prestazioni di riduzione dei fanghi e mineralizzazione

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Per determinare la digestione del trattamento dei fanghi acquaponici nei bioreattori aerobici e anaerobici, è necessario seguire una metodologia specifica. In questo capitolo viene presentata una metodologia adattata ai fini del trattamento dei fanghi acquaponici. Sono state sviluppate equazioni specifiche per quantificare con precisione le loro prestazioni (Delaide et al. 2018), che dovrebbero essere utilizzate per valutare le prestazioni del trattamento applicato in uno specifico impianto acquaponico.

   Al fine di valutare le prestazioni del trattamento, è necessario raggiungere un approccio di bilancio di massa. Richiede che TSS, COD e masse nutritive siano determinati per tutti gli ingressi del reattore (ossia fanghi freschi) e le uscite (ossia effluenti). Anche il contenuto del reattore deve essere sottoposto a campionamento all'inizio e alla fine del periodo in esame. L'ingresso, l'uscita e il contenuto dei reattori devono essere perfettamente miscelati per il campionamento. L'ingresso e l'uscita del reattore devono essere essenzialmente campionati ogni volta che i reattori sono alimentati con fanghi freschi.

   Quindi, le prestazioni di riduzione dei fanghi del reattore (η) possono essere formulate come segue:

   $\ eta_s = 100% (1- (\ Delta S + S_ {out}) /S_ {in}) $ (10.6)

   dove ΔS è il fango all'interno del reattore alla fine del periodo studiato meno quello all'inizio del periodo, SSUBUT/sub è il fango totale che ha lasciato il reattore nel deflusso e SSUBIN/SUB è il fango totale che è entrato nel reattore per afflusso.

   Per la riduzione organica, il fango (cioè il termine S) può essere caratterizzato dalla massa secca dei fanghi (cioè TSS) o dalla massa di ossigeno necessaria per ossidare i fanghi (COD). Pertanto, per le prestazioni di riduzione COD e TSS, minore è l'accumulo e minore è la quantità nel deflusso, maggiore è la prestazione di riduzione (cioè alta percentuale) e quindi meno solidi scaricati dall'anello.

   Sulla base dello stesso bilancio di massa, delle prestazioni di mineralizzazione dei nutrienti del trattamento (ρ), ossia della conversione in ioni solubili dei macro e dei micronutrienti presenti nei fanghi sotto forme non disciolte, si può usare la seguente formula:

   $\ zeta_n = 100% ((DN_ {out} -DN_ {in})/(TN_ {in} -DN_ {in})) $ (10.7)

   dove ρ è il recupero del nutriente N alla fine del periodo studiato in percentuale, DNSubout/sub è la massa totale del nutriente disciolto nel deflusso, DNsubin/sub è la massa totale del nutriente disciolto nell'afflusso e TNsubin/sub è la massa totale dei nutrienti disciolti più non disciolti nell'afflusso.

   Così, analogamente alle prestazioni di riduzione organica, minore è l'accumulo all'interno del reattore e il contenuto di nutrienti non disciolti nel deflusso, maggiore è la prestazione di mineralizzazione (cioè alta percentuale) e quindi il nutriente disciolto recuperato nell'effluente (o deflusso) per le colture acquaponiche fecondazione (cfr. esempio 10.1). Le equazioni di bilancio di massa presentate sono utilizzate nella casella di esempio.

   Esempio 10.1

   Le prestazioni di digestione di un bioreattore anaerobico da 250 L sono state valutate per un periodo di 8 settimane. Era alimentato una volta al giorno con 25 litri di fanghi freschi provenienti da un sistema Tilapia RAS, e il volume surnatante equivalente (o uscita) è stato rimosso dal bioreattore. I fanghi freschi (input) avevano un TSS di 10 g di massa secca (DM) per litro o 1%, e il supernatante (output) aveva un TSS di 1 Gdm/L o 0,1%. Il TSS all'interno del bioreattore all'inizio e alla fine del periodo era di 20 Gdm/L. Di conseguenza, gli ingressi, le uscite DM totali e all'interno del bioreattore durante il periodo valutato sono calcolati come segue:

   DM in = 0,01 kg/LD $\ volte $25 L $\ volte $7 giorni $\ volte$ 8 settimane = 14 kg

   DM out = 0,001 kg/LD $\ volte$ 25 L $\ volte $7 giorni $\ volte$ 8 settimane = 1,4 kg

   DM a = DM tf = 250 L $\ volte$ 0,02 kg/L = 5kg

   Le prestazioni di riduzione del TSS (ηTSS) del bioreattore possono quindi essere calcolate come segue:

   $\ bold {\ eta} _ {TSS} =100% (1- ((5-5) +1.4) /14) = 90\ %$

   Le prestazioni di mineralizzazione del bioreattore P possono essere valutate sapendo che i fanghi freschi (input) avevano una concentrazione di P disciolto di 15 mg/L e un contenuto totale P di 90 mg/L. La concentrazione di P disciolto nel surnatante (output) era di 20 mg/L. Di conseguenza, il tenore totale di P nell'input, il totale P disciolto negli ingressi e nelle uscite durante il periodo valutato sono calcolati come segue:

   TP in = 0,090 g/ld $\ volte $25 L $\ volte $7 giorni $\ volte$ 8 settimane = 126 kg

   DP in = 0,015 g/ld $\ volte$ 25 L $\ volte $7 giorni $\ volte$ 8 settimane = 21 kg

   DP out = 0,020 g/ld $\ volte$ 25 L $\ volte $7 giorni $\ volte$ 8 settimane = 28 kg

   Le prestazioni di mineralizzazione P (ζSubp/Sub) del bioreattore possono quindi essere calcolate come segue:

   $ζ_p = 100% ((28 - 21)/(126 - 21)) = 6,67\ %$

6. 10.6 Conclusioni

   Original publication 2019 · Pubblicato per la prima volta su FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Il trattamento dei fanghi di pesce per la riduzione e il recupero dei nutrienti è in una fase iniziale di attuazione. Ulteriori ricerche e miglioramenti sono necessari e vedrà la giornata con la crescente preoccupazione dell'economia circolare. In effetti, i fanghi di pesce devono essere considerati più una fonte preziosa anziché un rifiuto usa e getta.