rimozione delle alghe nella potabilizzazione delle acque di lago

RIMOZIONE DELLE ALGHE
NELLA POTABILIZZAZIONE DELLE ACQUE DI LAGO
Sabrina Sorlini
Dipartimento di Ingegneria Civile, Facoltà di Ingegneria,
Università degli Studi di Brescia, via Branze 38, 25123 Brescia, Italia.
Tel. +39 030.3715.826, Fax. +39 030.3715.503, [email protected]
INTRODUZIONE
L’uso di acque superficiali a scopo potabile può presentare problematiche specifiche legate
alla presenza di alghe, quali torbidità, colorazione, presenza di composti odorigeni e di
sottoprodotti. I cianobatteri, conosciuti come alghe blu-verdi, sono batteri fotosintetici in
forme unicellulari, coloniali o filamentose, con dimensioni da meno di 1 µm a più di 100 µm
come diametro cellulare. Essi sono molto frequenti nei laghi, bacini di stoccaggio artificiali,
piccoli serbatoi naturali e fiumi a debole flusso; la loro proliferazione è favorita dalla presenza
di luce, elevata temperatura, bassa turbolenza, presenza di nutrienti.
La loro rilevanza igienico sanitaria è legata alla capacità di produrre tossine, che possono
rimanere nelle cellule algali o essere rilasciate nell’acqua, con effetti tossici per l’organismo
umano. Delle oltre cinquanta specie conosciute, quelle più comunemente associate alla
tossicità sono Microcystis, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Schizotrix in
grado di produrre le seguenti classi di tossine:
o Neurotossine (tossiche per il sistema nervoso): Anatossina-a, Anatossina-a(s), Homoanatossina-a, (Saxitossina), Paralytic Shellfish Poisons;
o Epatotossine (tossiche per il fegato): Microcystina, Cylindrospermopsin,
o Endotossine (dermo-irritanti per contatto): Debromoaplysiatoxin, Lungbyatoxin,
Aplysiatoxin.
Le epatotossine (in particolare la Microcistina) sono quelle più frequenti e possono essere
rilasciate dai generi Microcystis, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia,
Nostoc, Cylindrospermopsis e Umezakia. Tra le Microcistine quella più frequente e presente
in maggiore concentrazione è la Microcistina-LR (con effetto tossico per l’uomo), che è
generalmente contenuta nella cellula algale ma può essere rilasciata facilmente in seguito
alla lisi cellulare.
Nelle recenti Linee Guida dell’OMS (WHO, 2004) è stato inserito il valore guida di 0,001
mg/L per la microstina-LR (come somma di quella libera più legata alle cellule algali) dato il
suo effetto tossico.
In tabella 1 viene riportata una corrispondenza tra le specie cianobatteriche e le tossine
prodotte.
Tabella 1 – Specie di cianobatteri e tossine prodotte (WHO, 2004)
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Nei corpi idrici le popolazioni di cianobatteri nelle prime fasi di fioritura liberano basse
concentrazioni di tossine (0,1-10 µg/L), che possono aumentare in estate e all’inizio autunno,
nella fase del decadimento dei bloom algali. Le microcistine sono state ritrovate in molti corpi
idrici con valori variabili tra concentrazione in traccia e 55 µg/L (Funari, 1999).
Le alternative adottabili per ridurre il rischio di presenza di cianobatteri e cianotossine
nell’acqua per uso umano sono:
o una scelta adeguata della fonte di approvvigionamento, in modo da evitare l’uso potabile
di acque prelevate da fonti contaminate;
o la riduzione dell’apporto di nutrienti (in particolare fosforo) alla fonte di
approvvigionamento;
o l’impiego di trattamenti adeguati per la rimozione delle alghe;
o l’impiego di trattamenti adeguati per la rimozione delle tossine algali.
Nel seguito verranno analizzati i principali trattamenti impiegati nella potabilizzazione delle
acque, prestando particolare attenzione all’effetto che questi possono avere sulle rimozione
dei cianobatteri e delle cianottosine.
TRATTAMENTI APPLICABILI PER LA RIMOZIONE DELLE ALGHE
Pre-trattamenti: la microstacciatura (maglia 20-40 µm) rappresenta una valida tecnica per la
separazione fisica delle cellule algali, con rese molto variabili in funzione della specie
cianobatterica (dimensione algale), della modalità di aggregazione delle cellule (singola
cellula, aggregati, filamenti, ecc.) e della presenza di solidi nell’acqua. Un aspetto da non
trascurare è l’effetto di lisi cellulare, e conseguente rilascio di tossine, che si potrebbe
verificare a seguito della rottura delle cellule durante la filtrazione (WHO, 1999).
Un altro efficace pre-trattamento è l’aerazione, soprattutto per la rimozione di composti
volatili e gassosi, quali anidride carbonica, idrogeno solforato e composti organici volatili
associati alla decomposizione algale (WHO, 1999).
Ossidazione/Disinfezione: e’ un trattamento molto utilizzato nella potabilizzazione delle
acque, come stadio di pre-ossidazione, di ossidazione intermedia o disinfezione finale.
L’effetto specifico sulle alghe può essere quello della inattivazione cellulare, a cui spesso si
accompagna un aumento dei metaboliti organici prodotti dalla lisi cellulare, tra cui vi sono
anche le cianotossine. Il vantaggio della inattivazione delle alghe è legato alla loro
successiva immobilizzazione nei flocculi o all’interno dei filtri. Inoltre la pre-ossidazione può
essere considerato uno dei principali metodi di miglioramento dei successivi processi di
coagulazione e filtrazione, in quanto in grado di ridurre sia il rivestimento organico che si
forma sulle particelle colloidali sia l’effetto di stabilizzazione che le alghe possono avere sui
colloidi e che ne compromette la rimozione (Edzwald,1993; Gibbs, 1983)
E’ quindi evidente che la pratica della pre-ossidazione (o della ossidazione lungo la linea del
trattamento) è una scelta molto controversa e deve essere valutata attentamente in base al
contenuto di cellule algali che può favorire la formazione di sottoprodotti di ossidazione e il
rilascio di cianotossine. Pertanto, l’applicazione dei trattamenti ossidativi risulta ottimale dopo
avere effettuato una separazione fisica delle cellule algali ed è mirata prevalentemente alla
rimozione delle cianotossine.
Gli agenti ossidanti più utilizzati, in base al loro costo ed alle possibilità del loro impiego,
sono: cloro o ipocloriti, biossido di cloro, ozono, permanganato di potassio.
Cloro e suoi composti: la possibilità di abbattimento delle cianotossine con questi ossidanti è
stata documentata da numerosi autori che riportano buone rese per la microcistina-LR e la
nodularina solo con elevati tempi di contatto. Tsuji et al. (1997) mostrano come la
percentuale di rimozione di microcystin-LR aumenti all’aumentare del dosaggio di cloro, fino
a raggiungere il 99% di microcistina decomposta da una concentrazione di ipoclorito di sodio
pari a 1,92 mg/l, con tempo di contatto di 3 ore. E’ stato inoltre osservato che la presenza di
cianobatteri favorisce la formazione dei sottoprodotti organoclorurati, tra cui i trialometani
(THMs).
Biossido di cloro: sebbene non via siano molti studi in letteratura riguardo la sua efficacia su
cianobatteri e tossine, è stato osservato che il biossido di cloro ha una blanda efficacia sulla
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microcistina-LR ai dosaggi a cui viene normalmente applicato nella potabilizzazione (Hart e
Stott, 193).
Ozono: Montiel e Weltè (1998) hanno dimostrato che l’ozono può rappresentare un
trattamento preliminare in grado di migliorare la resa di rimozione delle alghe dal 75 al 95%
con successivi trattamenti di flottazione, filtrazione rapida su biolite o filtrazione lenta su
sabbia. La stessa conclusione è stata raggiunta da Bauer et al. (1998) nello studio di
potabilizzazione delle acque del Tamigi, mediante l’analisi degli effetti sulla filtrazione
multistrato di pre-ossidazione con ozono e filtrazione in linea (dosaggio di coagulante in
entrata alla filtrazione) con solfato di ferro singolarmente e combinati: dalla rimozione del
50% senza aggiunte chimiche si passa al 90% con ozono e ferro. La pre-ossidazione ad
ozono si è dimostrata particolarmente efficace nella distruzione di alcune classi di tossine,
sebbene molti ricercatori siano d’accordo nell’affermare che dosaggi e tempo di contatto
dipendono dalla qualità dell’acqua e dalla natura della sostanza da ossidare (Rositano, 1996;
Croll, 1996; Hart et al., 1997).
Permanganato di potassio: E’ stata osservata una buona efficacia sulle tossine disciolte, con
rese del 95% su microcistina-LR a dose di 1 mg/L per 30’; tuttavia, l’effetto è decisamente
trascurabile su tossine interne alle cellule algali il cui rilascio, peraltro, potrebbe essere
favorito durante il trattamento (Lam et al., 1995).
Tecniche fisiche e chimico-fisiche per la rimozione algale
Coagulazione-flocculazione: l’efficacia di questo trattamento nella rimozione delle alghe è
notevolmente influenzata dalle caratteristiche tipiche delle cellule algali quali l’elevata motilità
e la geometria allungata e filamentosa che possono comprometterne l’intrappolamento nei
fiocchi. Bernhardt e Clasen (1991) hanno dimostrato che esiste una proporzionalità diretta
tra l’area superficiale totale della particella/cellula algale, quindi la concentrazione di cellule,
e il dosaggio di coagulante richiesto per il processo di flocculazione, purchè la cellula sia più
o meno sferica e liscia. Per quanto riguarda invece alghe filamentose, come il cianobatterio
Planktothrix rubescens o la diatomea Melosira granulata, o alghe flagellate, non si riscontra
la stessa relazione. Per una flocculazione soddisfacente di questi organismi quindi viene
suggerita l’aggiunta di flocculante debolmente anionico o non-ionico dopo il dosaggio di un
coagulante come il solfato di alluminio: bastano 0,5-1 mg/l di polielettrolita per ridurre la dose
iniziale di solfato di alluminio a 10 mg/l. Assolutamente da valutare è l’effetto di lisi cellulare
causato dall’aggiunta di reagenti chimici e dai processi meccanici.
La sedimentazione: l’efficacia non è in genere soddisfacente, non solo per la inevitabile fuga
dei flocculi più piccoli, ma anche perché nei tempi di ritenzione piuttosto lunghi dell’acqua nel
bacino è più facile che le alghe con maggior motilità possano “liberarsi” dalla trappola del
flocculo. Generalmente poi i flocculi algali sono molto lenti a sedimentare, quindi è bene
condurre la sedimentazione con portate relativamente basse per facilitare il processo
(Edzwald, 1993). Inoltre nello stesso bacino, si possono generare “nuove” alghe (a causa
della luce e del lungo tempo di ritenzione) che ovviamente non sono state flocculate.
La flottazione – DAF (Dissolved air flottation): sebbene la sedimentazione sia ancora il
sistema più diffuso per la chiarificazione primaria dell’acqua, la flottazione è indicata per la
separazione di particelle naturalmente poco dense (ad esempio le alghe) o di particelle
flocculanti leggere e per questo motivo inizia a farsi strada tra le tecnologie adottate negli
impianti. Hargesheimer e Watson (1996) confermano i risultati di numerosi studi precedenti
in un confronto tra flottazione e sedimentazione per gravità mirati all’abbattimento del carico
algale (soprattutto diatomee e crisoficee): i risultati sono decisamente a favore della
flottazione, che ottiene rimozioni comprese nel range 29÷85% contro la sedimentazione che
raggiunge al massimo il 49%.
La flottazione è particolarmente adatta al trattamento sia di acque ad alto contenuto algale
sia di acque di ottima qualità caratterizzate da valori di torbidità e contenuto organico molto
basso rispetto alla media. Con prove di flottazione eseguite su acque ricche di alghe
(>50.000 cellule/litro, di cui il 50% alghe blu-verdi) le percentuali di abbattimento ottenute
sono comprese tra il 95% e 99%. Anche nel caso della DAF l’efficienza del trattamento
dipende spesso dal tipo di alga, oltre che dalla sua concentrazione con rimozioni comprese
tra 57 e il 100% (WHO, 1999).
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Filtrazione
La filtrazione rapida su sabbia è in grado di fornire rese di separazione variabili tra il 10 e
75% in funzione della specie fitoplanctonica, migliorabili fino anche al 90% combinando la
filtrazione con un pre-trattamento di coagulazione/flocculazione, pre-ozonazione o
utilizzando un filtro pluristrato. Infine la rimozione delle alghe con elevata motilità
(Cryptomaonas, Rhodomonas, ecc..) risulta problematica con qualsiasi tipo di filtro e
condizionamento chimico così che, a meno di una loro preliminare uccisione, difficilmente si
può raggiungere la rimozione del 50% (Petrusevski, 1992).
Riguardo ai filtri lenti (tipologia di filtri non basata su processi di coagulazione e flocculazione
e funzionamento con un carico idraulico dell’ordine di 0,5÷1 m/h), essi hanno in genere una
eccellente capacità di rimozione delle microalghe e della clorofilla, dell’ordine del 90%
(WHO, 1999).
Alcuni limiti del trattamento di filtrazione sono la bassa resa di rimozione nel caso di alghe
con elevata motilità, la possibilità di proliferazione algale sul supporto filtrante e l’effetto di lisi
cellulare indotto dal filtro.
Elevate rese di rimozione (98-99%) delle alghe possono essere ottenute con sistemi di
microfiltrazione e ultrafiltrazione per i quali (in particolare per la ultrafiltrazione) si è osservato
anche un parziale assorbimento della microcistina; l’utilizzo della osmosi inversa ha portato
ad una abbattimento della microcistina-LR del 99,6% (Neumann e Weckesser, 1998).
Coagulazione/DAF/filtrazione
In alcuni casi una soluzione adeguata ai fini della rimozione di alghe risulta la combinazione
della filtrazione rapida con la coagulazione (coagulazione diretta o filtrazione in linea): la fase
di flocculazione vera e propria non avviene se non direttamente durante la filtrazione. La
miglior efficienza della filtrazione in linea rispetto alla sola filtrazione rapida è stata dimostrata
ad esempio nello studio di (Bauer et al., 1998) sulle acque del Tamigi usando un filtro
multistrato (sabbia fine, 0,6-1,18 mm, e antracite), con un carico idraulico di 6-8 m/h. La
percentuale media di abbattimento della torbidità (indice della presenza di particolato
organico e inorganico compreso nel range 4-80 ηm) è passata dal 50-60% al 70-80%. Anche
la concentrazione di clorofilla ha subito un miglioramento nella rimozione, sebbene meno
accentuato (dal 35% al 50% circa): una rimozione più spinta è stata raggiunta con l’aggiunta
del pretrattamento ad ozono.
Trattamenti di adsorbimento: carbone attivo
Numerosi autori hanno osservato ottime rese di rimozione di numerose tossine (microcistinaLR, nodularina) con il carbone attivo; in particolare Donati e Drikas (1993) hanno misurato la
capacità di alcuni carboni in polvere di diversa natura nella rimozione di microcystis-LR e
hanno evidenziato che i carboni a base di legno sono più efficienti, seguiti da quelli a base di
carbone, per concludere con i carboni a base di noce di cocco. L’entità di adsorbimento di
tossine da parte di un carbone attivo dipende dal volume dei mesopori (diametro compreso
tra 2 e 50 nm) piuttosto che da quello dei micropori, e la dimensione prevalente dei pori
dipende a sua volta dal materiale d’origine (Lee et al., 1981). L’utilizzo dei carboni come
stadio biologico, in alcuni casi, ha portato a rese migliori, come nel caso della microcistinaLR data la sua natura biodegradabile (Fawell et al., 1993).
IL CASO DI STUDIO DEL LAGO DI GARDA
A partire dal 2002 è iniziata con Gardauno una collaborazione finalizzata al monitoraggio di
alcuni impianti che trattano acqua di lago situati a Desenzano e alla verifica in laboratorio
dell’efficacia di alcuni trattamenti convenzionali nella rimozione delle specie cianobatteriche
presenti nel lago.
Nel periodo di tempo in cui è stato effettuato il monitoraggio (ottobre 2002-settembre 2003)
l’impianto di Montecroce (dotato di uno stadio di pre-ozonazione, filtrazione sabbia/carbone
attivo e disinfezione finale con biossido di cloro) non ha mostrato particolari problemi, infatti
la densità cianobatterica è sempre stata pressoché nulla, grazie alla maggiore profondità
della presa (-60 s.l.m.).
Per l’impianto di “Cabina Vecchia” (dotato di sola disinfezione con biossido di cloro) la
densità cianobatterica nell’acqua trattata è risultata spesso elevata, con concentrazioni di
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Planktothrix rubescens compresa tra 15.000 e 120.000 cell/L per tutto il periodo invernale
(novembre-febbraio) e concentrazioni di Anabaena flos-aquae/lemmermanni tra 5.000 e
50.000 cell/L nel periodo estivo (giugno-agosto).
In entrambi gli impianti si è verificato che:
• la densità cianobatterica è sempre stata abbattuta e non presenta casi di ricrescita in
rete;
• i sottoprodotti di ossidazione con ozono e biossido di cloro sono inferiori al limite
transitorio rispettivamente per il bromato e clorito; un monitoraggio futuro consentirà di
verificare anche la conformità con il limite a regime.
Sono state inoltre effettuate diverse prove di laboratorio al fine di valutare l’efficacia dei
seguenti trattamenti convenzionali nella rimozione delle alghe: coagulazione/flocculazione,
filtrazione su sabbia/antracite, filtrazione su carbone attivo e disinfezione. I principali risultati
ottenuti sono nel seguito illustrati.
Coagulazione/flocculazione/sedimentazione: sono state effettuate diverse prove di jar test al
fine di individuare rese, condizioni operative e caratteristiche dei fanghi prodotti mediante
l’utilizzo di diversi coagulanti (FeCl3, PAC e Al2(SO3)4) e flocculanti. E’ emerso che:
o il solfato di alluminio è stato escluso in quanto, pur mostrando una buona efficienza nella
rimozione algale (50%-100%), mostra notevoli difficoltà di flocculazione e sedimentazione
dei fiocchi prodotti;
o il cloruro ferrico presenta: il vantaggio di formare fiocchi più stabili e produrre meno fango
rispetto al PAC (15-40 mg/l SST del FeCl3 contro 40-140 mg/l per il PAC); il vantaggio di
rimuovere alghe tossiche in percentuale variabile fino al 100% e di rilasciare alti residui di
Fe nel surnatante;
o il policloruro di alluminio si è dimostrato il più efficace sia dal punto di vista della rimozione
del carico algale (con rese del 100%) che delle caratteristiche di sedimentabilità del fango
e del residuo di metallo nel surnatante. L’unico punto debole è l’alta produzione di fango,
soprattutto in vista di una filtrazione per contatto successiva.
o il polielettrolita organico ad alta carica negativa è l’unico flocculante che riesce a
migliorare la resa del cloruro ferrico e a diminuirne i residui di metallo nel surnatante.
Filtrazione rapida multistrato (sabbia/antracite): la valutazione della filtrazione semplice e
della filtrazione per contatto ha portato alle seguenti conclusioni:
o la filtrazione semplice, in condizioni di basso carico algale, si dimostra sufficiente per la
rimozione totale del contenuto algale e per una buona rimozione di solidi sospesi (2292%);
o in condizioni di alto carico algale, raggiunge rimozione di alghe del 99,6% tuttavia rivela la
necessità di essere abbinata ad altri trattamenti per un migliore controllo dei cianobatteri;
o la filtrazione per contatto mostra una totale rimozione di alghe sia con cloruro ferrico che
con policloruro di alluminio;
o è in grado di trattenere meglio i residui del cloruro ferrico piuttosto che quelli del
policloruro di alluminio, infatti nel primo caso il Fe rimane < 5µg/l come il valore nell’acqua
grezza, mentre nel secondo caso l’Al aumenta fino a 27µg/l.
Filtrazione su carbone attivo:
o può costituire un buon supporto alla filtrazione semplice in caso di condizioni di alto
contenuto algale, infatti offre una resa di abbattimento delle cellule algali del 99,5%;
o rappresenta il modo migliore di rimozione delle tossine che più frequentemente possono
essere prodotte dai cianobatteri presenti nel lago (Planctothrix e Microcystis). Questo
aspetto non è stato oggetto di questo studio ma verrà indagato in una prossima
sperimentazione.
Disinfezione con ipoclorito di sodio:
o non ha alcun effetto sull’abbattimento algale in condizioni di alto carico di cellule;
o i dosaggi sperimentati non hanno causato la formazione di sottoprodotti quali i
trialometani (THM) in concentrazioni significative. In particolare, alle concentrazioni di
cloro applicate (0,5-1,5 mg/L), la maggiore presenza di alghe non ha presentato nessun
incremento della formazione dei THMs.
Tutti gli esperimenti sopra esposti sono stati eseguiti direttamente sull’acqua grezza, tuttavia
è da tenere in considerazione che si tratta di processi complementari tra loro e che
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necessitano quindi di essere valutati secondo una logica che rispecchi la loro combinazione
nell’impianto reale di trattamento.
Alla luce dei risultati ottenuti, una adeguata rimozione dei cianobatteri nell’acqua di lago
destinata ad uso potabile può essere ottenuta mediante la combinazione dei seguenti
processi:
• Coagulazione con FeCl3, dosato secondo il dosaggio ottimale trovato mediante le
prove di Jar-Test: al fine di inglobare le cellule algali all’interno di particelle di
maggiori dimensione e quindi più facili da trattenere nella fase successiva di
sedimentazione o filtrazione (nel caso della coagulazione in linea);
• Filtrazione su sabbia e antracite: fase indispensabile per la rimozione dei fiocchi
formati dalla cogulazione di FeCl3 e quindi i residui di metallo rilasciati dal coagulante;
• Filtrazione su GAC, per svolgere una funzione di supporto all’azione filtrante
precedente, in caso di emergenza e per poter garantire la rimozione di eventuali
tossine;
• Disinfezione con ipoclorito di sodio con dosaggio minimo, per assicurare l’assenza di
microrganismi patogeni.
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