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Trattamento di reflui civili ed industriali e inquinanti



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Trattamento di reflui civili ed industriali e inquinanti


INQUINAMENTO

Aggiunta di sostanze che ne alterano caratteristiche chimiche e fisiche in modo che esercitino un pericolo per la salute, pregiudicando lí esercizio delle attivita` commerciali industriali e ricreative.†††††††


-Origine naturale: arricchimento di sostanze organiche ed inorganiche;

-Origine domestica: cucine, bagni,garage, acque reflue, detergenti, carta, oli minerali;

-Origine agricola: concimi chimici, diserbanti, anticrittogamici, residui vegetali, terriccio,†† acque di lavaggio dellle stalle etc . ;

-Origine industriale: molto complessa ed imprevedibile.




Lí inquinamento implica un eccessivo consumo di ossigeno, trasformazioni dovute ai microorganismi aerobi ed anaerobi


Aerobi anaerobi

C CO2 CH4

S SO4 H2S

N NO3־ NH3

P PO3³⁻ PH3

I microorganismi anaerobi agiscono solo quando si ha un eccessivo consumo di O₂

BOD: domanda di ossigeno biologico, quantita` di ossigeno espressa in ppm occorrente ad un acqua inquinata per trasformare in senso aerobico tutte le sostanze biodegradabili in essa contenute.


COD: domanda di ossigeno chimico. Misura la quantita` di bicromato di potassio occorente per ossidare completamente allí ebollizione le sostanze organiche ed inorganiche presenti nellí acqua in esame.

TOC: si basa sulla determinazione della CO₂ sviluppata durante la combustione per via umida delle sostanze organiche.


METODO WINKLER

Si basa sullíossidazione di Mn(OH)₂ a stati di valenza superiori in soluzione alcalina da parte dellí ossigeno disciolto. Per successiva acidificazione in presenza di ioduro il manganese si riduce a Mn(II) liberando iodio in quantita` equivalente allí O₂ inizialmente presente nel campione. Lo iodio liberato viene titolato con una soluzione a titolo noto di tiosolfato di sodio in presenza di salda díamido. Questo metodo si utilizza in tre versioni diverse .

-METODO A-

Il metodo deve essere utilizzato quando sono presenti piu` di 0.1 mg/l di nitriti e meno di 0.1 mg/l di Fe(II) ma non puo` essere applicato se sono presenti altre sostanze riducenti ed ossidanti.

Reattivi:

-Soluzione alcalina di ioduro-sodio azide: si sciolgono500 g di NaOH o 700 g di KOH e 135 g di NaI oppure 150 g di KI in acqua distillata e si porta a ∼900 ml. Si aggiungono lentamente alla soluzione fredda sotto continua agitazione 10 g di NaN₃ sciolti in 40 ml di H₂O e si porta a 1 l con H₂O. Diluendo 1 ml di reattivo a 50 ml e acidificando per aggiunta di salda díamido non si deve osservare nessuna colorazione. Si conserva in bottiglia con tappo di gomma. Se si dispone di NaI o KI inpuro per iodio si disciolgono 135 g di NaI o 150 g di KI in 500 ml di H₂O aggiungendo poche gocce di acido acetico. Si aggiunge poi 1 g di polvere di Zn e si agita finche` la soluzione diviene incolore, si filtra, si aggiungono 400 g di NaOH, si raffredda e si diluisce ad 1 l.

-Soluzione di solfato manganoso:

Si sciolgono 364 g di MnSO₄‧H₂O in H₂O, si filtra se necessario e si porta ad 1 l. Aggiungendo a questa soluzione una soluzione acida di KI si devono osservare solo tracce di iodio.

-Soluzione standard di tiosolfato di sodio:

Si sciolgono in un pallone tarato da 1 l 25 g di tiosolfato di sodio (Na₂S₂O₃‧5H₂O) in circa 800 ml di acqua distillata , si aggiunge come stabilizzante 1 g di Na₂CO₃ oppure 4 g di tetraorato di sodio, si porta ad 1 l con acqua portata all`ebollizzione . La standardizzazione viene eseguita con bicromato di potassio oppure con iodato di potassio o con KH(IO₃)₂ seccati a 110ºC.

-Salda díamido:

Si mettono in un mortaio 5-6 g di amido e alcuni ml di H₂O fredda e si macina la pesta risultante e viene poi versata in 1 l di acqua distillata bollente, si fa bollire per pochi minuti e si lascia depositare per 1 notte. Si utilizza il liquido sovrastante. La soluzione puo` essere stabilizzata aggiungendo per ogni litro circa 1 g di acido salicilico o qualche goccia di toluolo.

Procedimento:

Si aggiungono al campione contenuto in una bottiglia con tappo a smeriglio 2 ml di soluzione di MnSO₄ e 2 ml di soluzione alcalina di ioduro-sodio azide avendo cura di introdurre questíultima ben al di sotto della superficie del liquido. Si chiude la bottiglia e si agita piu` volte. Si ripete lí agitazione una seconda volta dopo che il precipitato si e` depositato lasciando il liquido sovrastante limpido. Quando il precipitato si e` nuovamente depositato lasciando almeno 100 ml del liquido limpido si apre la bottiglia e si aggiungono 2 ml di acido solforico concentrato facendolo fluire lungo il collo della bottiglia. Si richiude la bottiglia e si effettua il mescolamento capovolgendo la bottiglia varie volte finche` lo iodio non e` uniformemente distribuito.Si lascia decantare la soluzione e se ne titolano subito 100 ml con la soluzione di tiosolfato fino ad un colore giallo lierino, si aggiunge la salda dí amido e si continua a titolare sino a ssa del colore azzurro.

Calcoli:


Contenuto di O₂ = (a∗N∗f∗8)/100∗1000†††††††††††††††††††† f = B/(B-4)


-a = volume in ml di tiosolfato di sodio

-N = normalita` del tiosolfato di sodio

-B = volume della bottiglia in ml


ACQUE CITTADINE

Il trattamento delle acque e` diviso in tre stadi: meccanico, biologico, chimico fisico;

-lºSTADIO-

Grigliatura abbinata a triturazione, desabiatura e sedimentazione. I liquidi escono con alcune sostanze ossidabili.

-2ºSTADIO-

Reazioni biochimiche aerobiche per demolire le sostanze biodegradabili che vengono trasformate in sostanze inorganiche relativamente innoque. I metodi usati sono la filtrazione biologica, I fanghi attivi, le fosse di ossidazione , gli stagni ossidative e I percolatori sommersi. In alcuni casi soltanto per piccoli impianti si sfruttano I processi biologici anaerobi. Al termine del secondo stadio lí effluente avra` un tenore di sostanze sospese ed un BOD ridotti al minimo e in molti casi puo` essere scaricato direttamente in corpi dí acqua naturali.

-3ºSTADIO-

Trattamento di tipo elettrolitico di coagulazione chimica, ossidazione chimica, filtrazione idrodinamica , scambio ionico, osmosi inversa, volatilizzazione di ammoniaca e adsorbimento. In ogni fase di questo processo si ha formazione di fanghi che sono facilmente putrescibili e difficilmente disidratabili. Questi ricevono un pretrattamento che consiste in un inspessimemto e tal volta in una concentrazione per flottazione . Dopo il pretrattamento si fa una digestione anaerobia oppure un trattamento termico-meccanico di cottura e fitta pressatura, in alcuni casi si fa il congelamento dei fanghi. Alla fine si fa una essicazione, I residui vengono smaltiti interrandoli o utilizzandoli come concime.


ACQUE INDUSTRIALI

Anche per queste si possono adottare gli stessi metodi. Gli effluenti industriali trattabili con i metodi biologici sono quelli che hanno un alto tenore di sostanze biodegradabili che forniscono ai batteri il carbonio fondamentale per la loro alimentazione.

-Industrie alimentari: caseifici, zuccherifici, mattatoi e fabbriche di conserve;

-Industrie delle fermentazioni: birrerie, distillerie, fabbriche di vitamine e antibiotici;

-Industrie tessili, tintorie;

-Industrie cartarie;

-Industrie chimiche;

Abbiamo diversi casi.

Le sostanze sospese provocano intasamento delle tubazioni, il pH, sostanze infiammabili, tossiche o batteriostatiche.

Danni allí ambiente: tossicita` conosciuta e sconosciuta che provoca effetti a lunga scadenza sulla popolazione, avvelenamento sulla flora e sulla fauna. Possiamo avere una diffusione di microorganismi patogeni con pericolo di epidemie, sviluppo di odori sgradevoli, schiume e strati di sostanze in putrefazione nelle acque di superficie.


-TRATTAMENTI MECCANICI-

Grigliatura con maglie grosse 4-l5 cm, maglie medie 0.5-4 cm e maglie fine < 0.5 cm. Prima e dopo la grigliatura si fa una desabbiatura.

Sedimentazione:processo per il quale I corpi solidi sospesi in un liquido e aventi peso specifico superiore dello stesso tendono a depositarsi sul fondo del recipiente a causa della forza di gravita`.

Flottazione: operazione in base alla quale le sostanze solide sospese o in emulsione vengono separate dal liquido sfruttando il loro basso peso specifico, oppure provocandone il galleggiamento per insufflazione di gas. A sedimentazione avvenuta I fanghi vengono raschiati ed evaquati, mentre nella flottazione si effettua una scalinatura sulla superficie del liquido.

Filtrazione: consiste nel passaggio della sospensione attrverso un letto di particelle solide con dimensioni appropiate (sabbia, ghiaia, antracite, sfere di vetro).

Aerazione: insufflazione di aria noltre abbiamo necessita` di ossidare sostanze inorganiche riducenti (ossidazione chimica). Dobbiamo volatilizzare delle sostanze nocive che possono essere ammoniaca, acido solfidrico e cianidrico,acetone etc .

Molto utilizzata e` lí aerazione per gravita` basato sul principio di autodepurazione dei fiumi le cui acque vengono ossigenate per effetto delle cascate.

Aerazione per diffusione: introduzione dei tubi nei quali si pompa dellí aria che provvedera` allí ossidazione.


-TRATTAMENTI BIOLOGICI-

Rimozione del BOD e COD. Si possono usare metodi aerobici ed anaerobici. I primi non producono sostanze tossiche mentre qualli anaerobici si, inoltre sono piu` veloci.

Temperatura: puo` favorire la velocita` di reazione e di depurazione;

PH: il pH ottimale e` tra 6 e 8 perche` un pH piu` acido o piu` basico danneggia I batteri. Il pH e` importante per lí azione degli enzimi;

Ioni e metalli: bastano 10 ppm di Cr, 5 ppm di Zn, 2 ppm di CN¯, 1 ppm di Cu o Cd per bloccare del tutto le reazioni dei microorganismi;

Sostanze nutritive: devono essere ben dosate.


-PROCESSO DI FILTRAZIONE BIOLOGICA-

Viene effettuata tramite I percolatori, passaggi dei liquami attraverso un mezzo filtrante che serve da supporto e da habitat ad una popolazione biologica aerobica costituita da batteri, funghi, protozoi . in forma di film gelatinoso. Nel filtro percolatore I fanghi (liquami) arrivano al centro di un bacino di forma circolare contenente il mezzo filtrante e pervengono ad un distributore a bracci rotanti che funziona per reazione. Dopo un certo periodo di rodaggio si forma sul mezzo filtrante un film biologico che in presenza di una sufficiente quantita` di ossigeno reagisce con le sostanze organiche contenute nellí acqua e le demolisce. Lí ossigeno e` fornito dallí aria che entra dal basso attraverso mattonelle drenanti e sale in controcorrente. Abiamo dunque uní aerazione per gravita` abbinata ad una aerazione a spruzzo assicurata dagli ugelli del distributore. Lí aumento della temperatura migliora lí efficacia della filtrazione biologica e poiche` provoca una diminuzione della viscosita` cinematica accelera I processi biologici.

Costituzione del mezzo filtrante: puo` essere costituito da svariati materiali, deve essere privo di polvere, elevata resistenza chimica e meccanica, a supeficie ruvida ad elevato rapporto superficie-peso e con alta percentuale di vuoto. I pezzi piccoli danno migliori risultati. I mezzi filtranti di plastica danno buoni risultati cogli effluenti industriali.


-FANGHI ATTIVI-

Il metodo si basa sul fatto che quando un liquido inquinato viene aerato si forma una specie di fanghiglia costituita da colonie di microorganismi aerobi che si nutrono delle sostanze organiche presenti nel liquido purificandolo. Il liquido viene poi chiarificato in un baccino di sedimentazione e scaricato, mentre il fango depositato viene in parte eliminato e in parte ripompato nel baccino di aerazione . Il processo a fanghi attivi ha tre fasi: 1)chiarificazione, che comprende la coagulazione e flocculazione dei colloidi; 2)ossidazione dei composti organici; 3)nitrificazione, ossidazione di NH₃ a NO₂¯ e poi a NO₃¯. Il processo dei fanghi attivi risente di piu` della temperatura che nel processo di filtrazione biologica.


-FOSSE DI OSSIDAZIONE-

Sono costituite da un fossato ad anello che viene percorso piu` volte dal liquame spinto da un rotore il quale provvede, sia alla circolazione e sia alla aerazione . Talvolta il rotore puo` essere sostituito da un apparato insufflatore. La velocita` di flusso e` circa 30 cm/s. La profondita` del fossato e` di 1-l.5 m e la larghezza di 5-6 m. Una fossa di ossidazione si puo` considerare in sostanza come una specie di fiume nel quale si possa variare la lunghezza e la portata con una cascata ogni 100-200 mdel percorso. Nelle fosse di ossidazione si trattano I fanghi attivi quando sono in fase di respirazione endogena. Il vantaggio e` nel basso costo di installazione e nella produzione di un modesto eccesso di fanghi da smaltire, inoltre questi fanghi sono abbastanza ben mineralizzati e quindi inputrescibili e` facilmente disidratabili.


-STAGNI OSSIDATIVI-

Sono costituiti da fosse scavate nel terreno nelle quali le acque residue vengono lasciate soggiornare fino a quando per azione dellíaria e della luce solare perdono la maggior parte del loro carico inquinante.


-DEPURAZIONE ANAEROBICA-

Questa consiste nella semplice introduzione del liquame in recipienti chiusi e privi di aria dove I microorganismi anaerobi demoliscono le sostanze organiche


CnHaOb + ( n Ė a/4 Ė b/2 )H2O -> ( n/2 Ė a/8 + b/4 )CO2 + ( n/2 +a/8 Ė b/4 )CH4


Questo meccanismo anaerobio e` simile a quello dei processi aerobi ma con una produzione di energia molto minore, quindi le velocita` di reazione sono minori e anche la sintesi di nuove cellule, questo spiega perche` nei processi anaerobi anche la richiesta di sostanze nutritizie e` minore. Il processo di digestione anaerobica viene utilizzato sia per il trattamento dei fanghi provenienti dalla depurazione delle acque e sia per lo smaltimento dei rifiuti agricoli , ossia materie vegetali .

Lo stesso processo si svolge in natura negli ambienti privi di ossigeno quali sedimenti lacustri e paludi.

Fasi del processo: si opera in reattori, stagni, detti digestori , per mantenere il materiale in fermentazione fuori dal contatto dellí aria. Si possono distinguere tre fasi:1) fase idrolitica, durante la quale I polimeri naturali, ossia proteine, polissacaridi e grassi, vengono scissi nei loro componenti piu` semplici , ossia amminoacidi, zuccheri e acidi grassi; 2) fase acidogena, nella quale I composti semplici vengono trasformati in acidi a basso peso molecolare con prevalenza di acido acetico; 3) fase metanogena, nella quale gli acidi vengono trasformati in metano e anidride carbonica.

Al termine del processo il contenuto del reattore viene estratto e disidratato, le sostanze residue non sono piu` soggette a putrefazione spontanea e costituiscono una buona fonte organica per il terreno agrario se non contiene alte concentrazioni di metalli tossici quali Hg, Cu, Cd, Zn, Pb, Cr derivanti da acque di scarico industriali.

Avviamento degli impianti: come abbiamo gia` visto la curva di crescita dei microorganismi presenta spesso allí inizio una fase stazionaria e una di avviamento durante le quali I processi di demolizione delle sostanze organiche avvengono piuttosto lentamente provocando ripercussioni sul tempo necessario allí avviamento degli impianti, percio` prima che un impianto raggiunga le condizioni di regime, possono trascorrere alcune settimane e anche alcuni mesi a seconda delle condizioni sperimentali ( temperatura, tipo di substrato, presenza e conc. di sostanze batteriostatiche, tenore di ossigeno e tipo di impianto adottato ). In alcuni casi, particolarmente nel trattamento dei reflui industriali e misti, per varie cause si puo` avere la morte dei microorganismi che costituiscono I fanghi attivi oppure una forte riduzione della loro attivita`. Una soluzione a questo inconveniente consiste nel prelevare una certa quantita` di fanghi attivi da un altro impianto che sia in attivita` e di immetterli nellí impianto in questione, tuttavia non sempre in questo modo si ha la sicurezza di aver risolto il problema in quanto I ceppi dei microorganismi possono essere diversi da un impianto allí altro e quindi il vantaggio risultante puo` essere molto modesto. Il professore Howard ha raccolto e selezionato in varie parti del mondo specie comuni di batteri e funghi non patogeni che avessero il rapporto enzimatico piu` specifico. Successivamente egli ha adattato le specie selezionate coltivandole in colture contenenti concentrazioni crescenti di sostanze tossiche e biodegradabili e le ha esposte anche a radiazioni ad alta energia per ottenere dei ceppi intatti. Con questo trattamento si e` avuto un notevole incremento della produzione enzimatica ed una notevole diminuzione della sensibilita` verso le sostanze tossiche. Si e` avuto inoltre una esaltazione del metabolismo cellulare anche in condizioni ambientali difficili. Sono stati cosi` selezionati 377 ceppi mutati particolarmente efficaci nella degradazione di sostanze organiche ed inorganiche. Queste colture essicate mediante leofilizzazione e mescolate con sostanze nutritive ed altri additivi sono state utilizzate per preparare una serie di miscele dette ENZOBAC che accelerano fortemente le fasi di avviamento degli impianti di depurazione biologici. Questi prodotti sono in commercio sotto forma di polveri disperdibili in acqua e vengono aggiunti nelle vasche di aerazione degli impianti a fanghi attivi o direttamente in quelli di filtrazione biologica. Le condizioni ottimali di esercizio sono : pH 6.8-7.2 , O 2-3 ppm , C:N:P 100:10:1 , t 10-40℃. Oltre che nella fase di avviamento vera e propria lí immissione di questi preparati e` utile per I periodi sovraccarico degli impianti e ogni qualvolta che I microorganismi manifestano uno stato di sofferenza. Inoltre speciali tipi di ENZOBAC sono stati impiegati per lí impiego nei digestori anaerobici.


-TRATTAMENTO CHIMICO-FISICO-

Il trattamento a due stadi, meccanico e biologico, delle acque di fognatura domestica spesso e` sufficiente per produrre effluenti che possono essere scaricati in acque pubbliche e per molti anni dopo la seconda guerra mondiale questi furono gli unici trattamenti impiegati. Verso il 1960 tuttavia inizio` a presentarsi lí esigenza di una depurazione piu` spinta. Il primo stimolo fu` quello di rispettare le norme della commissione inglese che costituivano lo standard internazionale piu` seguito. Secondo questa normativa le sostanze solide sospese dovevano essere inferiori a 30 mg/l ed il BOD inferiore a 20 mg/l. Le eventuali sostanze nocive presenti in un corpo dí acqua dovevano essere nel rapporto di 1:8. Siccome queste condizioni erano assai difficili da rispettare si imponeva un trattamento terziario. Sappiamo gia` che gli effluenti del secondo stadio contengono ancora la maggior parte dei fosfati e dei composti dellí azoto e cio` non e` tollerabile quando lo scarico di questi debba avvenire in una zona costiera o in un corso dí acqua lento o in un lago , in tutti quei casi nei quali si debba evitare lí eutrofizzazione. Infine, talvolta si vuole realizzare la totale bonifica dellí acqua per produrre un acqua di qualita` da reimmettere in falda o da destinare ad usi sportivi o ricreativi oppure per alimentazione della popolazione civile. In tali casi oltre le sostanze nocive gia` citate bisogna eliminare detergenti sintetici, batteri, composti che impartiscono allí acqua colori e cattivo gusto ed eventuali altre sostanze derivanti da scarichi industriali. Il trattamento terziario puo` essere rtealizzato con metodi meccanici o biologici ma di norma vengono preferiti I metodi chimici e fisici che permettono lí eliminazione totale delle sostanze nocive oppure di trasformarle in altre innoque.


-COAGULAZIONE CHIMICA-

Chiamata cosi` per distinguerla da quella biologica che come ricorderete e` la tendenza dei fanghi attivi a formare masse fioccose che sedimentano rapidamente. Questí ultimo fenomeno e` in funzione della curva di accrescimento delle colture, maggiore e` il numero cellula - STRUTTURA DELLE CELLULE EUCARIOTE" class="text">delle cellule minore e` la tendenza a flocculare. Per comprendere bene lí importanza della coagulazione chimica bisogna ricordare che la velocita` di caduta delle particelle nel mezzo liquido e` molto influenzata dal diametro medio delle particelle stesse. In pratica soltanto le sospensioni che abbiano un diametro superiore a 10 mμ possono essere sottoposte ad un processo economico di sedimentazione. Sospensioni di particelle piu` fine richiederebbero tempi di ritenzione troppo lunghi anche perche` le particelle possiedono generalmentre una carica elettrica piu` frequentemente negativa e quindi si respingono a vicenda , con difficolta` quindi a riunirsi per formare I fiocchi. Pertanto per provocare lí aggregazione si usano dei reagenti detti coagulanti. Immaginiamo una singola particella colloidale carica negativamente sospesa nella soluzione di un elettrolita. Le cariche negative si disporranno sulla superficie esterna della particella ed attrarranno un certo numero di cariche positive, I quali formeranno uno strato aderente alla particella denominato strato stazionario. Man mano che ci si allontana da questo , la forza di attrazzione esercitata dalle cariche negative diminuisce fino ad annullarsi in un determinato punto dello spazio. La d.d.p. tra la superficie della particella e il punto di elettroneutralita` si chiama potenziale zeta. Aumentando la concentrazione dellí elettrolita aumenta anche la possibilita` che I suoi ioni positivi vadano ad arricchire lo strato stazionario con una notevole riduzione del potenziale zeta che e` strettamente proporzionale alla velocita` elettroforetica delle particelle. In tal caso le forze elettrostatiche di repulsione vengono annullate o fortemente attenuate e prendono il sopravvento le forze di Van der Wals. A questo punto le particelle tendono ad unirsi in gruppi di centinaia e migliaia formando fiocchi che iniziano a sedimentare. Lí influenza dellí aggiunta di elettroliti ad una sospensione di particelle colloidali segue le regole di Schulze-Hardy secondo le quali gli ioni attivi come coagulanti sono di segno opposto a quello delle particelle colloidali ed il potere coagulante aumenta al crescere della valenza dello ione.


Potenziale zeta ζ =(4∗π∗μ∗ν)/(E∗D)


μ = viscosita` del mezzo

ν = velocita` elettroforetica della particella

D = costante dielettrica

E = gradiente di potenziale


Dobbiamo aggiungere che la maggior efficacia degli ioni positivi bivalenti e trivalenti rispetto ai monovalenti nel provocare la coagulazione non dipende non soltanto dal maggior effetto deprimente sul potenziale zeta ma anche e soprattutto dal fatto che alcuni cationi bivalenti ad esempio Zn²⁺ e Mg²⁺ formano idrati fioccosi poco solubili. Quelli trivalenti ad esempio Fe³⁺ e Al³⁺ formano degli idrati estremamente poco solubili per cui questi fiocchi sedimentano rapidamente trascinando con se le particelle colloidali sospese in parte per azione elettrostatica e in parte per trascinamento meccanico. Inoltre la coagulazione chimica nel settore del trattamento delle acque non ha soltanto lo scopo di eliminare le sostanze sospese e colloidali ma anche una parte di quelle disciolte, mentre per spiegare lí allontanamento delle sostanze organiche disciolte e dei polifosfati si puo` fare ricorso allí adsorbimento esercitato dai fiocchi di idrossido metallico, nel caso invece dello ione ortofosfato, che e` di piccole dimensioni, si deve supporre una vera e propria precipitazione chimica di fosfati insolubili di Fe, Al, Zn, Ca e Mg.

-Fattori che influenzano la coagulazione : sono 5, pH della soluzione, temperatura, tempo di reazione, dose del reagente, ordine di immissione (se piu` di uno), velocita` di agitazione della miscela sospensione reagenti.

-Reagenti coagulanti : un buon reagente coagulante per il trattamento delle acque di fogna deve essere un elettrolita solubile in acqua , che abbia un catione bivalente o meglio trivalente , che sia poco costoso ed innoquo : Al₂(SO₄)₃‧18H₂O viene venduto in granuli e in polvere con un tenore di Al₂O₃ del 17% , oppure viene venduto in soluzione acquosa. Il pH di esercizio e` tra 6.3-6.5, le dosi utilizzate sono tra I 50-200 mg/l di acqua di fogna, puo` dare delle precipitazioni ritardate ; Na₂Al₂O₄ e` molto impiegato in USA per chiarificare acque torbide di uso industriale. Mentre I fiocchi di Al(OH)₃ prodotti mediante solfato hanno carica positiva, quelli ottenuti con questo reagente sono carichi negativi, percio` esso e` preferibile per il trattamento di acque di origine mista piuttosto che quelle di fognatura. Il prodotto commerciale ha un contenuto di Al₂O₃ che va da 52-54% ; FeCl₃ viene venduto in cristalli anidri o esaidrati, e` ottimo per il trattamento di acque di fogna e di molti reflui industriali, e` meno caro del solfato di Al ma piu` corrosivo. Non si puo` usare nei casi in cui lí effluente debba essere riutilizzato in lavorazioni tessili e conciarie in quanto le tracce di ferro residuo provocherebbero macchie nei tessuti e nei pellami. Le dosi utilizzate vanno dai 20-l00 mg/l, forma fiocchi pesanti ben sedimentabili. Il solfato ferroso viene venduto in cristalli azzurro pallido, e` molto usato per la chiarificazione di acque materiali ad uso industriale, si idrolizza formando idrossido ferroso che si ossida a ferrico in presenza di una sufficiente quantita` di ossigeno disciolto ad un pH da 8.5-l1 aggiungendo se necessario Ca(OH)₂ . Non e` utile nelle acque di fogna perche` in assenza di ossigeno si formerebbe Fe(OH) piu` solubile di Fe(OH) e difficilissimo da disidratare; Ca(OH)₂ utile per trattare acque cloacali miste e reflui industriali contenenti grassi o saponi, nonche` per la rimozione di fosfati e ammoniaca; MgSO₄‧7H₂O viene consigliato in associazione con Ca(OH)₂ perche si ottiene una buona aggregazione di micro fiocchi con formazione di fiocchi larghi e pesanti facilmente sedimentabili; ZnCl₂ , CuSO₄‧5H₂O, questí ultimo viene utilizzato quando si vuole conferire allí effluente proprieta` batteriostatiche . Oltre a questi si usano inoltre gli ausiliari di coagulazione che coadiuvano presentando I seguenti messaggi: aumento della velocita di sedimentazione ; maggiore compattezza e disidrabilita` dei fanghi; effluente finale meno torbido; allargamento dellí intervallo utile del pH ed una minore richiesta di coagulante. I principali coadiuvanti sono di due tipi: il primo e` la silice attivita, si prepara estemporaneamente trattando una soluzione diluita di silicato di Na con acido solforico o acido solforico oppure anche con bicarbonato di sodio o con altri sali, si ottiene cosi` una parziale neutralizzazione del silicato alcalino fino al punto in cui cominciano a formarsi delle piccole micelle di silice colloidale.La sua efficacia dipende dal fatto che essa e` dotata di una forte carica negativa, quando si impiega assieme ad un elettrolita il cui ione attivo sia un catione ad esempio ione Fe o ione Al la silice floccula con I colloidi negativi che costituiscono il liquido torbido da chiarificare. Abbiamo quindi un sinergismo di potenziamento con formazione di un fiocco compatto che precipita con facilita` e la cui precipitazione e` quasi indipendente dalla temperatura. La silice attiva puo` essere utilizzata anche da sola come agente coagulante , se vine usata come ausiliario le dosi sono 1-l0 mg/l, se viene usata da sola le dosi sono 10-60 mg/l. (Bentonite 2-l0 mg/l come ausiliario , aumentando le dosi si puo` usare come agente coagulante ).


-POLIELETTROLITI-

Polimeri organici di sintesi idrosolubili





derivati dallí acido poliacrilico. Sali quaternari di polivinil piridinio








Lí azione dei polielettroliti si manifesta con una notevole compattezza ed un peso elevato dei fiocchi ed e` scarsamente influenzata dalle variazioni di temperatura. La loro azione viene spiegata come conseguenza della ionizzazione dei gruppi elettricamente attivi. Mentre la molecola non ionizzata del polimero forma una specie di spirale chiusa in se stessa , invece le cariche elettrostatiche uniformemente distribuite lungo tutta la catena e aventi lo stesso segno tendono ad allontanarsi le une dalle altre allungando la catena che puo` cosi` collegare I micro fiocchi facendoli addensare.


-IMPIANTI DI COAGULAZIONE-

Un processo completo comprende tre stadi successivi:††††††††††††††††††††††† coagulazione e sedimentazione. Quando nei bacini di sedimentazione il letto filtrante e` costituito da uno strato fioccoso turbolento, in questo caso ilprocesso viene detto filtrazione idrodinamica in quanto abbiamo una vera e propria filtrazione delle acque torbide.


-ADSORBIMENTO-

Adesione di una sostanza gassosa o in soluzione alla superficie di un altra sostanza che e` generalmente allo stato solido. Lí adsorbimento ha luogo in qualsiasi superficie ma gli effetti del fenomeno si rendono evidenti soltanto se il materiale absorbente ha un estensione superficiale molto elevata confronto alla sua massa. Come esempio di materiali adsorbenti abbiamo le farine fossili finemente macinate, terre decoloranti, torba, argilla trattata con HCl. I carboni minerali come pure quelli ottenuti dalla carbonizzazione dei gusci delle noci di cocco o del legno di conifere, possono adsorbire notevoli quantita` di gas. Il loro potere adsorbente puo` essere fortemente aumentato mediante un processo di attivazione che consiste nel riscaldamento tra I 350-l000℃ sottovuoto o in atm di gas inerte, ancora meglio in atm di vapor acqueo oppure cloro, HCl o CO₂. Con questo trattamento vengono eliminati dal carbone idrocarburi ed altre impurezze, contemporaneamente si ha un aumento della superficie attiva per azione chimica svolta dai reagenti usati come attivatori. Lí adsorbimento diminuisce al crescere della temperatura, pertanto lo possiamo considerare un processo isoterm. Al contrario esso viene favorito da un aumento di pressione. In soluzione lí adsorbimento propriamente detto, che si puo` chiamare adsorbimento positivo, puo` verificarsi soltanto con le sostanze che abbassano la tensione superficiale, ad esempio I detergenti sintetici e molti dei composti organici normalmente contenuti nei liquami cloacali. Invece le sostanze che innalzano la tensione superficiale del solvente, come gli ioni, presentano un adsorbimento negativo, sono cioe` respinti dallí adsorbente, il quale adsorbe preferenzialmente il solvente. Morris e Weber trovarono che la velocita` di adsorbimento delle sosanze normalmente contenute nelle acque di fogna e` funzione lineare della radice quadrata della loro concentrazione, percio` questo processo si presta abbastanza bene per la rimozione di piccole quantita` di soluti. Questi autori hanno dimostrato inoltre che la velocita` di adsorbimento dipende dalla struttura molecolare della sostanza adsorbita, in particolare le molecole a catena ramificata sono adsorbite piu` lentamente di quelle lineari. E` stato osservato anche che la velocita` di adsorbimento degli alchil benzeni solfonati cresce al crescere del pH. Le dosi di carbone occorenti dipendono dal tempo di contatto, se il carico idraulico e` compreso fra I 6-25 m³ per m² per h le dosi variano dai 60-l00 g di carbone minerale attivo per m³ di effluente di un impianto a due stadi prefiltrato su sabbia. Il carbone esaurito viene rigenerato mediante riscaldamento. Lí adsorbimento con carbone attivo costituisce uno dei metodi piu` promettenti per depurare acque residue di qualsiasi origine particolarmente quando si vogliono produrre effluenti di qualita` da riutilizzare per usi delicati ad esempio per lí alimentazione della popolazione civile, per scopi ricreativi, colture agricole pregiate, allevamento dei pesci etc . Il carbone attivo e` utile per eliminare dalle acque residue le sostanze organiche che esercitano domanda di ossigeno biochimico , I detergenti I fenoli e in genere tutte quelle sostanze che impartiscono allí acqua cattivi odori e sapori ed inoltre I coloranti, gli insetticidi, gli erbicidi e gli anticrittogamici. Viene usato con successo anche per eliminare lí eccesso di cloro nei trattamenti di disinfezione , tracce di oli minerali, un buon numero di sostanze chimiche di sintesi ed infine batteri e virus. Il 90% delle sostanze cancerogene che spesso si ritrovano nelle acque destinate alla preparazione di acqua potabile , vengono adsorbite da filtri di carbone attivo.


-SCAMBIO IONICO-

Si tratta di resine cationiche ed anioniche ossia di acidi e basi insolubili, che reagiscono con gli ioni in soluzione rimanendo allo stato solido. Possono essere piu` o meno fortemente acide o basiche


RA + B⁺ ⇌ RB + A⁺


Ks indica la tendenza della resina a concentrare B a preferenza di A da una soluzione contenente concentrazioni equivalenti di A e di B. Ks > 1 indica che la resina trattiene di preferenza B . Se Ks < 1 trattiene A. Per esempio, in una resina cationica forte il valore di Ks per le coppie H/Na, H/Ca vale nel primo caso 2 nel secondo caso 42. In una resina anionica forte Ks per la coppia OH/Cl e` 2 , quindi gli anioni cloro sono adsorbiti preferenzialmente agli ioni OH. Il processo a scambio ionico e` impiegato nel trattamento delle acque reflue di origine industriale, ma anche nel settore delle acque di fognatura domestica , nello stadio finale quando si vogliono ottenere effluenti di alta qualita`.


-VOLATILIZZAZIONE DI NH₃-

Lo ione ammonio in soluzione acquosa si trova in equilibrio con NH₃ indissociata e con lo ione idrogeno. La costante di questo equilibrio a 15℃ e` 2.7‧10⁻¹⁰ . E` evidente che questo equilibrio dipende dal valore del pH, innalzando questí ultimo lí NH₃ tende a liberarsi sotto forma gassosa. Esaminando I valori di K alle diverse temperature vediamo che al crescere della temperatura per un dato pH la % di ammoniaca e` piu` elevata rispetto a quella dello ione ammonio. Utilizzando questi dati si e` riusciti ad ottenere la rimozione del 92% di ammoniaca contenuta nelle acque cloacali. Questo si e` potuto ottenere portando il pH a 11 e facendo scorrere lí acqua in torri alte 2 m e caricate con anelli di Raschig. Questo metodo non consente di eliminare lí acido nitroso e nitrico contenuti nei liquami, ma non si tratta di un grave inconveniente, basta progettare lí impianto biologico in modo da ottenere un effluente non nitrificato. La denitrificazione biologica o microbica fondata sullí azione dei batteri denitrificanti consente di ottenere un buon risultato


NO₃̄ +1.25 C(org) + H⁺ → 0.5 N₂ + 1.25 CO₂ + 0.5 H₂O


-OSSIDAZIONE CHIMICA-

Questa operazione, da non confondere con lí ossidazione biologica dovuta ai microorganismi aerobi, consiste nellí introduzione controllata di reagenti ossidanti con lo scopo principale di disinfettare ossia liberare dai germi patogeni. I liquami possono contenere vari patogeni trasmissibili per via dí acqua. Alcune delle malattie batteriche o virali piu` note sono tifo, paratifo, salmonellosi, febbri tifoidi, gastrointeriti, colera, epatite virale etc . La disinfezione e` un intervento che tende a ridurre la probabilita` di infezione entro limiti accettabili. Tutti I processi di depurazione si riferiscono a processi naturali concentrandoli nel tempo e nello spazio. Nel trattare le acque di origine domestica si impiegano Cl₂, ClO₂ e O₃.

-Meccanismo di clorazione: il cloro sciolto in acqua si idrolizza secondo la reazione


Cl₂ + H₂O → H⁺ + Cl‾ + HOCl K = 4.5‧10⁴ moli/l a 25℃


HClO ⇌ H⁺ + ClO‾ K = 2.7‧10⁻⁸ moli/l a 25℃


Pertanto la concentrazione de cloro e` trascurabile ed il cloro libero disponibile per la disinfezione e` costituito dallí acido ipocloroso e lí anione corrispondente. La reazione di ossidazione del materiale organico presente in acqua incluse le cellule batteriche e`


HOCl + H⁺ + 2 e⁻ → HCl + OH‾


Le rispettive concentrazioni di HclO e dello ione ClO‾ dipendono dal pH. Inoltre tutto lí equilibrio dipende, per la legge di Henry, dalla pressione parziale del cloro sovrastante. Come si vede dal diagramma il cloro a pH 5 e` presente tutto come HclO mentre a pH 10 e` tutto sottoforma di ipoclorito. La forma attiva nei riguardi dei microorganismi e` quella non dissociata, per cui volendo sottoporre I liquami a clorazione e` opportuno far si che il pH non superi il valore 7.


-Reazioni con I fenoli:il to acquoso e` ricco anche di composti organici, in esso infatti si trovano polifenoli derivanti dal disfacimento del materiale organico vegetale. Questi materiali sono chiamati collettivamente ď acidi umici ď. Nella struttura degli acidi umici, oltre ai gruppi carbossilici e fenolici vi sono gruppi metilici attribuibili alla struttura di metil chetoni. Una delle reazioni piu` importanti dellí HclO e` la reattivita` con I fenoli contenuti appunto negli acidi umici. Si formeranno inizialmente sia lí orto che il para cloro fenolo, I quali verranno ulteriormente trasformati in 2,4 dicloro fenolo e quindi 2,4,6 tricloro fenolo. Questo dara` luogo al 2,6 dicloro para benzochinone, il quale e` un composto colorato in giallo e responsabile che lí acqua contenente fenoli assume quando e` trattata con HclO. Molti altri composti vengono trasformati in cloroorganici per opera di HclO. Nelle acque potabili clorate, negli USA, sono stati rilevati cloroformio, bromo diclorometano, dibromo clorometano e bromoformio. Lí aggiunta del cloro ed un acqua contenente ammoniaca o sostanze azotate porta alla formazione di mono, bi o tricloroammine, dotate anchí esse di un certo potere battericida inferiore comunque a quello del cloro libero. In presenza dello ione ammonio in soluzione lí HclO forma cloro ammine. Le tre cloro ammine si dicono ď cloro combinato disponibile ď. Questa procedura viene spesso utilizzata quando si voglia eliminare lí ammoniaca da un acqua potabile. Infatti per quantita`moderate di azoto ammoniacale la cloro ammina formata inizialmente reagisce ulteriormente con HclO dando luogo a denitrificazione


2 NH₂Cl + HOCl → N₂(g) + 3 HCl + H₂O


Nel secondo diagramma si osserva che lí aggiunta di cloro nellí acqua porta senzí altro ad un aumento del tenore di cloro residuo libero, ma non proporzionalmente. In questa fase abbiamo la formazione delle cloro ammine. Proseguendo nellí aggiunta di cloro il cloro libero decresce fino ad un valore minimo detto punto di viraggio ( break point). Nel corso di questa fase le cloro ammine vengono ossidate dal cloro, successivamente la curva riprende a salire e diviene una retta parallela a quella che rappresenta un acqua priva di composti azotati. Si definisce ď domanda di cloro ď la differenza tra la quantita` di cloro introdotta e la quantita` di cloro residuo che si ritrova dopo un determinato tempo di reazione. La domanda di cloro puo` dipendere oltre che dai microorganismi e I composti azotati, anche da ioni ferrosi e manganosi, nitriti, acido solfidrico e sostanze organiche che vengono ossidate in un tempo piu` o meno lungo. Il cloro puo` essere applicato in diverse forme ,liquido o gassoso. Il cloro liquido viene fornito in bombole mentre quello gassoso viene prodotto sul posto per elettrolisi di NaCl. Esso viene sciolto in acqua mediante un dosatore automatico detto cloratore , formando una soluzione di acqua di cloro che si aggiunge allí acqua da trattare in proporzione alla portata. Un altro modo e` con NaClO, piu` costoso del cloro, ma a dosaggio piu` semplice e quindi puo` convenire per piccoli impianti. Oppure per ClO₂, un gas giallo di odore pungente ma meno del cloro. Viene prodotto e utilizzato unicamente in forma di soluzione acquosa. Si deve mettere in atto ogni tipo di cura per evitare la formazione di sacche di gas a concentrazione superiore al 10% in volume. Infatti ClO₂ e` un gas instabile e puo` decomporsi in modo molto violento. Si puo` preparare facendo reagire a freddo una soluzione di clorito di sodio e una di cloro:


2 NaClO₂ + Cl₂ → 4 ClO₂ + 2 H₂O + 2 NaCl

oppure

5 NaClO₂ + 4 HCl → 4 ClO₂ + 2H₂O + 5 NaCl


La dimostrazione sperimentale della formazione di cloroformio per clorazione di acque contenenti acidi umici ha portato alla sostituzione del cloro con ClO₂ che non produce cloroformio. Esso ossida a pH neutro secondo lí equazione


ClO₂ + 5 e⁻ + 4 H⁺ → Cl‾ + 2 H₂O


ClO₂ + RH → R‧ + HClO₂


HClO₂ → HClO + HClO₃


questo e` un problema perche` questo sistema genera HclO. Quindi in questo senso ClO₂ non risolve il problema di non generare cloroorganici. Dagli esperimenti effettuati risulta che ClO₂ e` piu` efficace del cloro , nei confronti di vari microorganismi patogeni, distrugge I cattivi odori e sapori dellí acqua , particolarmente quelli provenienti dalla decomposizione delle alghe o da composti fenolici. Il cloro al contrario, come abbiamo visto, reagisce con I fenoli dando cloro fenoli di sapore estremamente disgustoso anche a concentrazioni minime. ClO₂ non reagisce con lí acqua ed e` molto solubile per le condizioni di impiego , risente quindi poco del pH e della temperatura sia come ossidante che come disinfettante. Esso a differenza del cloro non reagisce con ammoniaca ed I sali di ammonio , e cio` spiega I suoi consumi molto inferiori quando I reagenti disinfettanti vengono impiegati per il trattamento di acque di fogna domestiche e di molti reflui agricoli ed industriali. ClO₂ meglio del cloro risolve il problema della contaminazione delle acque da metalli pesanti anzitutto dalle demolizione dei complessanti (sintetici, naturali) e secondariamente innalzando lo stato di ossidazione al quale di solito corrispondono idrossidi meno solubili. Si segue questo criterio nella tecnica di demanganizzazione e deferrizzazione. E` stato posto in grande evidenza il piu` grave problema connesso con la disinfezione delle acque mediante cloro , ossia quello della produzione degli aloorganici. Il cloro era ritenuto fino a non molti anni fa` un reagente poco tossico per lí uomo, attualmente mediante la gascromatografia e la spettrografia di massa e` stato posto in rilievo che il cloro reagendo con le sostanze organiche eventualmente presenti nellí acqua, produce composti organici clorurati molto tossici. Alcuni ricercatori russi , conducendo una serie di esperimenti con diversi agenti ossidanti e disinfettanti, hanno trovato che il miglior risultato si ottiene con ClO₂ in particolare nel trattamento dei cianuri e dei composti fenolici a causa della frequente presenza di tali sostanze nei reflui di origine industriale e di conseguenza nei liquami di fogne urbane e miste. E` stato anche dimostrato che ClO₂ ossida totalmente I cianuri complessi come ad esempio quelli di Zn e Cd nonche` I cresoli, I derivati fenolici come lí idrochinone, il pirogallolo etc . Lí eccesso di cloro o di ClO₂ impiegati rispetto alla domanda stechiometrica possono venire eliminati per mezzo di reagenti riducenti come ad esempio NaHSO₃ oppure per adsorbimento su carbone attivo oppure mediante aerazione.

Gli effluenti depurati possono essere trattati anche con ozono in quanto la tecnologia attuale consente di produrlo a costi piu` accessibili che nel passato. Oltre allí azione battericida lí ozono possiede un alto potere decolorante ed e` capace di demolire sostanze poco biodegradabili come fenoli, cianuri etc . , pertanto oltre che come trattamento finale puo` essere utilizzato anche nella fase iniziale per incrementare la biodegradabilita`di sostanze contenute in reflui di varia origine. Lí ozono si prepara facendo passare ossigeno in un apparecchio costituito da due tubi coassiali collegati ai terminali di una bobina di induzione. Durante il tragitto dellí intercapedine una parte dellí ossigeno sotto lí azione di scariche elettriche ad alto potenziale , si trasforma in ozono secondo la reazione : 3 O₂ + 284 Kj → 2 O₃

Abbiamo quindi un forte assorbimenti di energia. Lí ozono essendo una sostanza ad elevato contenuto energetico risulta di conseguenza instabile e si decompone facilmente dando ossigeno e O. Lí O e` quello che uccide I microorganismi mentre pare accertato che il cloro e lí ipoclorito si combinino con gli acidi umici per dar luogo ad aloformi, principalmente cloroformio e policlorobifenili composti cancerogeni , non e` invece emerso che lí ozono possa formare composti nocivi. Le reazioni con le quali lí ozono esplica lí azione depurativa nei confronti di numerosi inquinanti non sono facilmente accertabili ed e` anche difficile il riconoscimento dei numerosissimi intermedi di reazione. E` ormai accertato che lí attacco procede inizialmente sui composti insaturi e sugli anelli aromatici con formazione di derivati ossidati quali acido muconico, gliosale, acido formico, acido metilgliossilico, acido ossalico etc . Pur partendo da substrati iniziali profondamente diversi tra loro, si ottengono sovente residui finali caratterizzati da composizioni molto simil. Lí azione depuratrice dellí ozono e` rappresentata da andamenti del COD e della biorefrattarieta` in funzione del tempo di ozonizzazione del tipo riportato in ura. In particolare per quanto riguarda la biorefrattarieta` si distinguono tre fasi: 1) nella prima fase la biorefrattarieta` diminuisce in quanto lí attacco dellí ozono ai composti organici nucleofili quali ad esempio tioderivati, composti insaturi, aldeidi etc . ed ai complessi dei metalli di transizione , in particolare del Cu riduce la presenza di oligocomposti a carattere tossico, ma contemporaneamente lí azione dellí ozono sul substrato organico genera prodotti intermedi di diversa biodegradabilita`, in alcuni casi minore ed in altri maggiore di quelle originarie ;2) nella fase intermedia la biorefrattarieta` , dopo aver raggiunto un valore minimo, aumenta velocemente in un tempo ristretto. In questa fase lí ulteriore demolizione di sostaze organiche provoca la formazione di composti di ossidazione intermedia basso peso molecolare che sono difficilmente biodegradabili. Per esempio epossidi, perossidi, idroperossidi etc . ; 3) infine nellí ultima fase si ha un assestamento della biorefrattarieta` su valori medio alti. Anche I valori del COD rimangono costanti col procedere dellí ozonizzazione della materia organica. In tali condizioni il residuo costituito prevalentemente da acidi carbossilici a basso peso molecolare, presenta una biorefrattarieta` spesso maggiore di quella inizale poiche` la biodegradabilita` dei suddetti acidi e` molto modesta ed inversamente proporzionale alla loro concentrazione, pertanto non risulta conveniente per ridurre la biorefrattarieta` protrarre lí ozonizzazione oltre un certo tempo ottimale, ed appare anche evidente che il trattamento di ozonizzazione deve essere opportunamente inserito nel processo depurativo, esso deve cioe` essere effettuato dopo impaccamento chimico fisico il quale ha il compito del maggior†††††††† in modo che lí ozonizzazione debba semplicemente trasformare ossidandoli quei composti ad azione batteriostatica che sfuggiti al trattamento chimico fisico, non possono come tali essere inviati al trattamento biologico. E` possibile una volta ridotta ai valori minimi la biorefrattarieta` inviare tali reflui alla bioossidazione previa eliminazione dellí ozono residuo e dei vari prodotti perossidati. Con tale trattamento misto, ossia trattamento chimico fisico piu` ozono piu` trattamento biologico, il consumo di ozono si riduce notevolmente e si aggira mediamente sui 0.1-0.2 Kg per Kg di COD abbattuto, con un costo complessivo certamente competitivo nei confronti di altri trattamenti non convenzionali, quali la combustione, lí adsorbimento etc . , quei trattamenti ai quali si ricorre per depurare inquinanti non sottoponibili ai trattamenti classici. Per una opportuna valutazione economica, occorre anche ricordare che lí aliquota dei composti presenti nei reflui industriali e che richiedono il trattamento con ozono non rappresenta di solito percentuali rilevanti.


Oltre ai metodi di depurazione gia` sperimentati o proposti ve ne sono altri tra I quali la distillazzione, lí osmosi inversa e lí elettrolisi.


-OSMOSI INVERSA-

Lí osmosi e` una proprieta` delle soluzioni concernente la diffusione del solvente (acqua) attrverso una barriera che non permette il facile passaggio delle particelle del soluto. Tali barriere permeabili al solvente ma non al soluto sono dette membrane semipermeabili. Tutte le membrane cellulari negli organismi viventi possiedono questa permeabilita` selettiva. Le molecole di acqua attrversano la membrana in ambedue le direzioni pero` ne passa di piu` dalla soluzione diluita a quella concentrata che non viceversa, pertanto il volume della soluzione piu` concentrata tende ad aumentare. Nellí esempio in ura, del solvente passera` attraverso la membrana verso la soluzione facendo aumentare il livello di questa. Il solvente continuera` a passare sino a che` il livello nel tubo avra` raggiunto un altezza tale che la pressione dovuta allí altezza della colonna di soluzione diluita a sinistra sara` sufficiente a controbilanciare la pressione di diffusione esercitata dalle molecole del solvente che tendono a diluire la soluzione. La pressione allí equilibrio, cioe` quando le molecole del solvente attraversano la membrana in numero uguale nelle due direzioni, e` la pressione osmotica della soluzione. Per misurare la pressione osmotica della soluzione non e` necessario aspettare che cessi il flusso del solvente e si raggiunga lí equilibrio. La pressione necessaria ad impedire il flusso del solvente verso la soluzione, puo` venire esercitata deliberatamente applicando al pistone una forza e da questa risalendo alla pressione osmotica. Esercitando una pressione idrostatica sulla soluzione, maggiore della pressione osmotica della soluzione, si puo` invertire la direzione del flusso dí acqua cosicche` lí acqua fluira` dalla soluzione lasciando indietro il sale. Le membrane oggi in uso e lí osmosi inversa sono in gran parte costituite da acetato di cellulosa. Le membrane semipereabili non funzionano come un semplice setaccio o filtro basato sulle dimensioni delle molecole, il loro esatto meccanismo dí azione e` al momento incerto. Lí osmosi inversa puo` venir usata per allontanare fosfati e nitrati dagli effluenti secondari negli impianti di trattamento delle acque di rifiuto dalle acque di drenaggio agricolo. Essa puo` essere anche impiegata per la dissalazione di acque debolmente o moderatamente saline.


-ALLONTANAMENTO DEI METALLI-

Per I materiali inorganici disciolti, sono particolarmente importanti I metodi che permettono di rimuovere metalli pesanti ed eventualmente di recuperarli, ed I metodi che rimuovono fosforo e azoto che una volta scaricata lí acqua darebbero fenomeni di eutrofizzazione.

Uno dei metodi piu` vecchi per lí allontanamento dei metalli pesanti e` il trattamento con Ca(OH)₂. Molti di essi vengono cosi` trasformati nei corrispondenti idrossidi poco solubili in acqua. Questo metodo non consente pero` di allontanare completamente Hg, Cd e Pb, in questo caso si usa un metodo alternativo, cioe` il trattamento con acido solfidrico che trasforma I metalli nei corrispondenti solfuri quasi tutti insolubili in acqua. Se sono presenti dei complessanti dei metalli e` necessario distruggerli ossidativamente prima di procedere alla precipitazione. Si puo` anche effettuare una coprecipitazione con gli idrossidi di ferro ed alluminio accoppiato ad un trattamento con carbone attivo. Possiamo cosi` ottenere ottime rimozioni del Cd, Cr(III), Cu, Hg, Ni, Pb e Zn. Usando la cementazione si trasforma in metallo il catione da eliminare facendolo reagire con un metallo ossidante, ad esempio Cu(II) viene allontanato facendolo reagire con Fe elementare. Tuttavia non si ha il recupero del metallo pesante ma produzione di un fango contenenti metalli pesanti. Quando invece si vuole recuperare un metallo, si puo` usare lí elettrodeposizione , operando una riduzione nel reparto catodico di una cella elettrolitica , in questo modo e` stato possibile recuperare argento ed oro da alcuni reflui industriali. Per allontanare materiali a basso peso molecolare da una soluzione acquosa viene talvolta usata la dialisi. Si dispone una membrana semipermeabile di porosita` opportuna tra lí acqua che si vuole liberare dai cationi metallici e lí acqua pura che li ricevera`. I metalli in tutti gli altri composti di dimensione molecolare inferiore alla dimensione dei pori migreranno verso lí acqua. Un procedimento di maggior efficacia e` lí elettrolisi. Si applica una corrente attraverso un corpo dí acqua diviso in sti da membrane alternativamente permeabili ai cationi ed agli anioni. Questa migrazione creera` dei ti in cui si avra` un arricchimento in ioni inorganici solubili e dei ti in cui si avra` un impoverimento. Anche le resine di scambio ionico possono svolgere un azione sequestrante dei metalli. Il problema generale in tutte le tecniche che richiedono lí uso di membrane e` la possibilita` che I soluti organici eventualmente presenti nellí acqua possano danneggiare le membrane stesse. Lí utilizzazione di resine a scambio ionico nel controllo delle specie ioniche metalliche o organiche e` oggi in forte espansione , infatti non vi sono molte alternative se si vuole controllare una specie metallica tossica se non quella di sequestrarla utilizzando la sua carica. Anche molte specie organiche possono cosi` essere estratte dallí acqua previa loro trasformazione in anioni o cationi.


-SOSTANZE TOSSICHE-

Nelle acque naturali finisce una vasta gamma di inquinanti tossici, tra questi I piu` pericolosi sono gli ioni dei metalli pesanti tra I quali Cd, Hg, Pb, Ni oltre Sb e As. Molti di questi metalli sono veleni cumulativi, cioe` vengono assimilati , immagazzinati e concentrati dagli organismi esposti per lungo periodo di tempo o ripetutamente a basse concentrazioni dei metalli o dei loro composti. Ad un certo punto lí accumulo dei metalli nei tessuti diventa sufficiente a causare effetti fisiologici notevoli nellí organismo. Interessanti esempi di questo tipo possono essere tratti dallí origine e dagli effetti del Hg del Cd o dei nitrati nellí acqua.

-MERCURIO-

E` noto da tempo che Hg metallico ed I suoi composti sono fortemente tossici per gli organismi viventi. Hg ed altri metalli pesanti e loro composti interferiscono disattivando le molecole proteiche che svolgono la funzione di catalizzatori enzimatici. Questa azione si esplica attraverso la combinazione del metallo con I gruppi ĖSH ed ĖOH della molecola. Nellí uomo uno dei sintomi dellí avvelenamento da Hg e` l Ďinstabilita` mentale che spesso sboccia nella paranoia e in altri disturbi fisici ed emotivi. Questi sintomi si osservano tra gli operai delle industrie del feltro per I cappelli nella quale si utilizzava Hg(NO₃)₂. Come inquinante dellí acqua lí Hg ed I suoi composti hanno origine da svariate fonti industriali ed agricole. La principale fonte di inquinamento e` costituita dagli impianti cloro-soda dove il mercurio e` utilizzato come materiale elettrodico nella decomposizione di una soluzione di NaCl


2 NaCl + 2 H₂O → 2 NaOH + Cl₂ + H₂


Hg viene riciclato ma líefficienza non e` del 100% e le acque di scarico del processo contengono Hg metallico e HgCl₂ che viene spesso scaricato nelle acque di ricevimento. Composti di Hg sono anche largamente usati come catalizzatori nella fabbricazione di materiali plastici quali poliuretani ed I polivinilcloruri. Altri usi industriali del Hg sono lí impiego nelle apparecchiature elettriche e nelle vernici antimuffa. Composti organici di Hg sono stati anche largamente usati come fungicidi per impedire lí attacco dei funghi sui sementi, per impedire la fermentazione della carta e il danneggiamento delle macchine per la sua fabbricazione. Nel 1969 negli USA vennero impiegati nellí industria e nellí agricoltura circa 3 milioni di Kg di Hg di cui si stima che circa 1/3 non venga recuperato e vada disperso nellí aria, nellí acqua e nel terreno. Hg entra nellí ambiente anche attraverso lí atmosfera nella combustione di combustibili fossili che ne contengono piccole quantita`. Esso puo` entrare negli organismi nella sua forma elementare come liquido o vapore o nelle sue forme di combiazione inorganiche come Hg₂Cl₂ e HgCl₂ o organiche. I composti organici hanno un maggior effetto tossico sullí organismo in quanto diffondono facilmente attraverso le membrane biologiche. Ne risulta la tendenza ad attaccare il sistema nervoso centrale e ad essere accumulate. Hg elementare e molti dei soi composti inorganici sono assai poco solubili e gli esperti ritenevano che sarebbero stati innoqui in quanto si sarebbero raccolti sul fondo dei corpi dí acqua di ricevimento. Ora sappiamo che determinati batteri anaerobici sui fondali possono convertire sia il mercurio che I suoi composti inorganici nei derivati metilici fortemente volatili e tossici come il cloruro di monometilmercurio(II) e il dimetilmercurio. Tali composti dellí Hg ceduti allí acqua , possono quindi essere assorbiti direttamente da organismi acquatici passando poi attraverso la catena alimentare a pesci, uccelli e ad uomo, concentrandosi progressivamente. Un altro possibile modo I solubilizzazione dellí Hg e` attraverso la formazionedi complessi solubili con molecole organiche derivate dagli scoli domestici ed organismi morti. Lí attuale legislazione degli USA richiede che negli alimenti non ci siano tracce di fungicidi al mercurio e che il pesce contenente piu di 0.5 mg/Kg di Hg non possa essere venduto o regalato.

-CADMIO-

Un altro metallo fortemente tossico la cui presenza nellí acqua causa preoccupazione e` il Cd. Esso si trova in acque di scarico provenienti da operazioni minerarie e nelle reti idriche a causa di corrosione nelle tubazioni. Lo Zn che viene usato per la galvanizzazione e` normalmente accomnato dal Cd chimicamente molto simile ed anche dal Pb. Se la rete idrica trasporta acqua dolce parte di questi metalli si scioglie. Lí acidita` dellí acqua proviene dallí assorbimento della CO₂. Lo zinco svolge un ruolo vitale nella decomposizione dei grassi nel corpo in quanto e` un componente essenziale di uno dei catalizzatori enzimatici del catabolismo dei grassi. Se nellí enzima il Cd sostituisce lo Zn la struttura dellí enzima viene parzialmente alterata quanto basta per far cessare la sua attivita`. Di conseguenza I grassi si accumulano nel sistema circolatorio provocando alta pressione sanguigna e disturbi cardiaci. Líingestione di Cd come pure di Pb interferisce con la funzione renale che regola I livelli di sali nel sangue e nelle ossa. Ne risulta una notevole perdita di minerali dalle ossa. I simboli di anormalita` nel metabolismo del fosforo e del calcio sono simili alla malattia che deriva dalla deficienza di vitamina D (rachitismo). La rimozione di Ca e di altri minerali dalla struttura scheletrica da` luogo ad una malattia caratterizzata da una estrema fragilita` delle ossa. Il dolore apportato da questa malattia e` acuto ed il paziente muore per sofferenze atroci. La malattia fu riconosciuta inizialmente dai giapponesi e` fu attribuita allí inquinamento di acque di fiume per Cd e Pb proveniente da operazioni minerarie.

-NITRATI-

Come ultimo esempio di inquinante tossico nelle acque consideriamo gli ioni nitrato e nitrito. Lo ione nitrito puo` ossidare il Fe(II) nellí emoglobina a Fe(III). Il prodotto che si ottiene si chiama metaemoglobina e non si combina con lí ossigeno per cui e` incapace di trasportare ossigeno ai tessut. La malattia che ne risulta e` chiamata metaemoglobinemia, I suoi sintomi sono respiro affannoso, colore azzurro della pelle e senso di soffocamento. Il nitrito puo` passare direttamente dallo stomaco alla rete sanguigna. Il nitrito negli alimenti e nellí acqua non e` cosi` comune come il nitrato ma I batteri che si trovano nello stomaco dei neonati e degli animali ruminanti possono ridurre I nitrati a nitriti causando una malattia. I nitrati possono venir ingeriti con lí acqua potabile quando questa ha una concentrazione elevata di nitrati risultante dal dilavamento di terreni agricoli. Certe piante come gli spinaci possono assorbire elevate concentrazioni di nitrati da campi superfertilizzati. Quando vengono usati per nutrire bambini al di sotto di 1 anno questi cibi possono causare metaemoglobinemia. Negli USA il limite massimo del nitrato nellí acqa potabile e` di 45 mg/l. Il nitrato di potassio e` un sale molto diffuso che si assorbe con molta facilita`. A dosi elevate puo` dare gastrointerite (processo infiammatorio che colpisce lo stomaco e lí intestino tenue) e fatti tossici generali dovuti allo ione potassio. Sono noti casi di morte dovute allí ingestione di 30 g. E` descritta anche uní intossicazione cronica alla quale sono soggetti I minatori nelle miniere di , la malattia intercorre con intossicazione, con nefrite, ipotensione, anemia e cianosi.




METODICA PER LA DETERMINAZIONE DEL BOD


Il BOD esprime la quantita` di ossigeno necessaria per lí ossidazione biochimica delle sostanze contenute nellí acqua in determinate condizioni temperatura, durata etc .

La determinazione sperimentale viene effettuata in condizioni simili a quelle che si possono verificare normalmente nei corsi dí acqua e negli impianti di tipo biologico. Tale processo di autodepurazione e` influenzato da alcuni fattori quali pH, T, ossigeno disciolto, presenza di agenti tossici e di agenti nitrificanti etc . La richiesta biochimica di ossigeno e` dovuta a tre classi di sostanze:

-CLASSE A-

Costituita da composti organici I cui atomi di carbonio vengono utilizzati dai microorganismi quale alimento per le varie attivita` vitali.

-CLASSE B-

Composti ossidabili dellí azoto derivati da nitriti, ammoniaca e sostanze organiche azotate, utilizzate come fonte energetica da batteri come nitrosomonas e nitrobacter.

-CLASSE C-

Sostanze chimicamente ossidabili come Fe(II), solfuri, solfiti etc . che possono reagire direttamente con lí ossigeno disciolto. Le sostanze appartenenti alle prime due classi consumano ossigeno per via biochimica, mentre quelle della classe C reagiscono con ossigeno disciolto per via chimica.


Usualmente si determina il BOD₅, espressione che indica una misura della quantita` di ossigeno consumato in un tempo fissato convenzionalmente in cinque giorni e che rappresenta generalmente il 70% della richiesta di ossigeno finale. La determinazione del BOD puo` essere effettuata con metodi chimici , respirometrici e polarografici, viene pero` preferita la via chimica.


-METODO DIRETTO-

Il metodo si basa sulla determinazione dellí ossigeno disciolto nei campioni di acqua in esame, prima e dopo un periodo di incubazione a 20℃ per cinque giorni in presenza di una data flora batterica. La differenza tra I contenuti di ossigeno nei due campioni prima e dopo il periodo di incubazione fornisce il valore del BOD₅ espresso in mg/l di ossigeno. Il metodo diretto viene generalmente utilizzato per la misura del BOD concernente acque pure o lievemente inquinate, caratterizzate da un BOD₅ inferiore a 5 mg/l, dallí assenza di agenti tossici, da valori di pH compresi tra 6.5-8.3 e dalla presenza di una flora batterica.

-Interferenze. Tutte le sostanze che possono essere ossidate dallí ossigeno disciolto senza lí intervento della flora batterica come ad esempio I nitriti, I solfuri, I solfiti etc . possono causare interferenze positive. La presenza di cloro libero puo` interferire con lí attivita` biologica dei microorganismi per cui e` necessaria la sua eliminazione impiegando una quantita` equivalente di solfito di sodio. Valori di pH inferiori a 6.5 e superiori a 8.3 possono interferire rallentando o bloccando lí attivita` biologica dei microorganismi, per cui bisogna correggere il pH. Qualora a causa della presenza di sostanze tossiche I campioni risultassero sterili, la misura del BOD puo` essere effettuata soltanto ricorrendo al metodo per diluizione con purche` il valore del BOD sia elevato. I risultati piu` attendibili si ottengono effettuando la determinazione nel minor tempo possibile perche` il contenuto di sostanze ossidabili puo` variare sensibilmente in seguito alla loro utilizzazione da parte della flora batterica. Qualora non fosse possibile effettuare rapidamente le operazioni I campioni vengono conservati a bassa temperatura, circa 5℃ per bloccare lí attivita`dei microorganismi.

-Reattivi.Si impiegano gli stessi reattivi utilizzati per la determinazione dellí ossigeno disciolto secondo il metodo di Winkler. Dopo correzzione del pH il campione viene sottoposto ad aerazione fino a saturazione mediante insuflazione di area per circa 20 minuti mantenendola alla temperatura di 20℃. Quindi viene posto in almeno due bottiglie da BOD e travasando lí acqua cautamente per evitare variazioni di contenuto di ossigeno disciolto. Almeno una delle bottiglie viene utilizzata per il dosaggio del contenuto di ossigeno al tempo zero. Lí altra si pone in termostato a 20℃ per cinque giorni in completa oscurita` per prevenire la produzione di ossigeno da parte delle alghe. Al termine del periodo di incubazione si determina lí ossigeno disciolto residuo con il metodo di Winkler. Ricordiamo che detto metodo consiste nella ossidazione dello ione manganoso a stati di valenza superiore in un mezzo fortemente alcalino. Quindi acidificando il campione in presenza di ioduro si ha la dissoluzione degli idrossidi di Mn e la riduzione di quelli a valenza superiore a Mn bivalente con formazione di una quantita` di iodio equivalente al contenuto iniziale di ossigeno. Lo iodio viene titolato con una soluzione di tiosolfato di sodio.


CARATTERISTICHE DEI FANGHI NEGLI IMPIANTI DI DEPURAZIONE BIOLOGICA


Si dicono fanghi attivi le fanghiglie formate da colonie di microorganismi aerobi che prosperano negli impianti di trattamento biologico e si nutrono delle sostanze organiche contenute nei liquami purificandoli. Per assicurare il buon funzionamento dellí impianto e` necessario eseguire alcuni controlli della qualita` dei fanghi attivi. I controlli sono: 1) esame microscopico, esso pone in evidenza la prevalenza delle varie specie dei microorganismi prsenti. Nei fanghi scarsamente efficaci prevalgono I protozoi flagellati, mentre in quelli di buona qualita` sono presenti soprattutto I protozoi ciliati; 2) sedimentabilita`, si determina il volume delle sostanze sospese in grado di depositarsi in 30 minuti sul fondo del recipiente, cercando di riprodurre fedelmente le condizioni esistenti in un bacino di sedimentazione. Si esegue la prova utilizzando il cono di Imhoff da 1 litro riempito con lí acqua in esame ben miscelata ed esprimendo il risultato in ml di sostanze sedimentabili per litro dí acqua ; 3) concentrazione, sostanze solide sospese che si possono separare mediante mezzi meccanici, che possono essere la filtrazione sottovuoto o meglio la centrifugazione. Il saggio si esegue centrifugando 400 ml del campione in esame, ripartiti in quattro tubi per 10 minuti a 3000 giri/min. Successivamente si trasferiscono le sostanze solide in una capsula tarata, si secca in stufa per 10 ore a 110℃, oppure per 20 minuti con raggi infrarossi, poi si trasferiscono le capsule in essicatore e dunque si pesa. Eventualmente si esegue una calcinazione in muffola per 2 ore a 600℃.


(P₂ -P₁)ē1000/C sostanze solide sospese in mg/l


(P₃ -P₁)ē1000/C sostanze inorganiche sospese in mg/l


P₁ , P₂, P₃ sono I pesi in mg della capsula vuota, capsula dopo essicazione e dopo calcinazione. C e` il volume dí acqua impiegato, espresso in ml. La differenza tra le sostanze solide totali e quelle inorganiche rappresenta il tenore di sostanze organiche sospese.


INDICE DI MOHLMANN

La sedimentabilita` e la concentrazione dei fanghi assumono maggior valore se considerati assieme. Per tale ragione Mohlmann ha introdotto lí indice del volume dei fanghi

( SVI ) = 1000ēV/C


dove V e` la sedimentabilita` in ml/l e C la concentrazione di sostanze solide sospese espressa in mg di residuo su litro. Il valore dellí indice per un buon fango dovrebbe essere compreso tra 40-l00. I fanghi di scarsa qualita` che sono eccessivamente voluminosi hanno un indice di Mohlmann superiore a 200 e anche piu`.


MICROORGANISMI

Nei processi aerobici I batteri saprofitti sono I microorganismi piu` importanti, perche` responsabili della decomposizione della sostanza organica e della sua trasformazione in nuove cellule che vanno ad arricchire il fango attivo. Assieme ai batteri troviamo I funghi, le alghe, I protozoi ed alcuni metazoi come I rotiferi ed I nematodi. Tutti questi microorganismi pur avendo un ruolo minore nel processo depurativo sono importanti per mantenere lí equilibrio delle varie specie della catena alimentare.


BATTERI

Sono microorganismi unicellulari di dimensioni oscillanti tra 0.1μ e pochi μ. In base alla loro morfologia possono essere distinti in cocchi, bacilli e vibrioni. I cocchi sono cellule di forma sferica, abbiamo inoltre I diplococchi ( due cellule accoppiate ), stafilococchi ( cellule riunite in ammassi ) e I streptococchi ( riuniti in fili o catenelle ). I bacilli sono cellule di forma cilindrica o a bastoncino e I vibrioni ( spirilli ) sono cellule a forma di bastoncino ricurvo o a spirale. I batteri possono essere anche rivestiti da uno strato di polisaccaridi detto capsula. Questo strato consente lí adesione con altre cellule batteriche favorndo cosi` la bioflocculazione. I batteri sono dotati di ciglie o flagelli. Quasi tutti I batteri della depurazione per nutrirsi hanno bisogno di sostanza organica preparata da altri microorganismi. Se poi questa sostanza organica proviene da organismi morti o da materiale non vivente I batteri vengono detti saprofitti. Questi batteri secernono enzimi con I quali demoliscono le sostanze organiche complesse trasformandole in altre piu` semplici che possono attraversare la parete cellulare. Gli enzimi sono specifici e agiscono ciascuno su un determinato tipo di sostanza, cosi` che ogni batterio puo` degradare una specifica sostanza organica. Una piccola minoranza di batteri invece e` autotrofa ed utilizza lí anidride carbonica ed altri composti inorganici per sintetizzare altre sostanze organiche, tra questi I piu` noti sono I chemiosintetici ed I fotosintetici, che utilizzano rispettivamente I composti inorganici e la luce come fonte di energia. I piu` noti rappresentanti di queste categorie sono I ferrobatteri , I solfobatteri, I nitrobatteri ed initrosobatteri.


FUNGHI

Hanno una caratteristica comune , non sono in grado cioe` di compiere la fotosintesi e devono nutrirsi di sostanze elaborate da altri microorganismi. Vengono raggruppati in mixomiceti che comprendono solo le forme mucillaginose e in eumiceti o funghi veri. Il corpo vegetativo dei mixomiceti e` costituito da una massa di protoplasma contenente piu` nuclei chiamata plasmodio priva di membrana cellulare. Questo organismo si sposta con movimento ameboide. Trascorso un certo periodo di attivita` il plasmodio diviene immobile e da` origine a delicate strutture peduncolate dette sporangi, in ogni sporangio si trovano moltissime spire che si liberano e diffondono, e possono germinare dando origine a cellule munite di flagelli. Queste accoppiandosi si accrescono rapidamente per dare origine ad un nuovo plasmodio.


ALGHE

Organismi che sono capaci di realizzare la fotosintesi. Esse producono molte delle sostanze alimentari e producono anche lí ossigeno necessario alla vita dellí ambiente acquatico. Il corpo vegetativo si chiama tallo, esse possono riprodursi per via sessuale o asessuale. Ne esistono sei tipi fondamentali.


PROTOZOI

Microorganismi cellulari di dimensioni variabili da pochi μ a 100 μ e vivono isolati o in colonie. Pur essendo formate da una sola cellula possiedono organuli altamente specializzati che in modo autonomo assolvono tutte le funzioni vitali. Alcuni sono provvisti di una specie di bocca, mentre altri inglobano le particelle alimentari avvolgendole col loro corpo. In relazione al loro sistema di locomozione I protozoi vengono suddivisi in tre classi distinte: flagellati, cigliofori o ciliati e I sarcodini. Molte specie di protozoi flagellati sono in grado di compiere la fotosintesi oltre che di assorbire attraverso la membrana cellulare la sostanza organica presente nellí ambiente. La scelta del metabolismo autotrofo o eterotrofo e` determinata dalla presenza o dallí assenza di luce. I protozoi flagellati si moltiplicano dividendosi longitudinalmente. Tra I piu` noti microorganismi appartenenti a questa classe abbiamo le vorticelle che fanno parte dei peritriti, che hanno abitudini sedentarie, il loro corpo ha la forma di un cono rovesciato il cui vertice e` costituito da un peduncolo in grado di muoversi. Le vorticelle contraggono ed estendono il loro peduncolo con ritmo rapidissimo. I sarcodini sono invece dei protozoi privi di organuli di moto permanenti capaci di emettere dei prolungamenti protoplasmatici che servonoalla locomozione e alla cattura dei microorganismi e dei frammenti organici di cui si nutrono. Privi di membrana esterna cuticolare essi variano continuamente di forma a meno che questa non sia mantenuta da gusci o impalcature scheletriche interne ed esterne. La moltiplicazione avviene di solito per scissione. Tra I rappresentanti di questa classe abbiamo le amebe nude e le amebe fecate.


METAZOI

Sono animali pluricellulari in cui sono evidenti tessuti ed organi specializzati per le attivita` vitali. Tra I piu` frequenti metazoi ritrovati negli impianti di depurazione ritroviamo I rotiferi e I nematodi. I rotiferi hanno dimensioni di 200-500μ, il loro corpo presenta una grande varieta` di forme, in genere e` distinto in un tronco ed un piede. Sono noti come animali resuscitanti in quanto alcuni di essi possono resistere a lungo nella forma disidratante e riprendere le loro attivita` vitali non appena posti in acqua. In tali condizioni possono essere trasportati dal vento al pari delle loro uova e resistono anche a lunghi periodi in acqua gelata. Una parte di questi metazoi si muove nuotando mediante un organo rotatorio, altri accorciandosi ed allungandosi mediante anelli che possono rientrare gli uni negli altri come I tubi di un cannocchiale. Vivono prevalentemente in acque pulite e si nutrono di batteri e di protozoi. I nematodi sono animali la cui organizzazione morfologica si trova ad un livello di poco superiore a quello dei rotiferi. Essi si presentano piu` o meno allungati ed assotigliati alle due estremita`. La loro riproduzione e` sessuata, la superficie esterna di questi animali e` liscia dotata quasi sempre di setole sensorie e locomotorie. Hanno varie dimensioni. I nematodi presenti nelle acque hanno dimensioni inferiori al mm.

Accanto a forme predatrici di batteri e di protozoi si trovano anche forme saprofite che si alimentano di materia organica in decomposizione. La tendenza dei nematodi al soprofitismo spiega la facilita` con cui un gran numero di loro rappresentanti e` parassita.


METODICA PER LA DETERMINAZIONE DEL COD

La determinazione del COD consente il dosaggio delle sostanze ossidabili chimicamente da parte da parte di un energico ossidante come il bicromato di potassio in soluzione fortemente acida per acido solforico. Il risultato si esprime in mg/l di ossigeno che equivalgono alla quantita` di ossigeno necessaria per la reazione. Con questo metodo possono venir dosate sostanze organiche che non danno una richiesta biochimica di ossigeno, per esempio la cellulosa, mentre al contrario non puo` rivelarsi la presenza di sostanze organiche particolarmente stabili allí ossidazione chimica e degradabili invece biochimicamente. Il metodo non e` in grado di ossidare lí azoto ammoniacale o proteico che puo` dare il contributo sensibile al valore del BOD₂₀ . La determinazione del COD e` lí unico metodo non strumentale che consenta di avere una indicazione sul carico inquinante organico anche in presenza di sostanze tossiche. La diversa ossidabilita` delle sostanze organiche in funzione delle condizioni adottate, ossia tipo e concentrazione dellí ossidante, concentrazione dellí acido , catalizzatore e temperature, suggerisce di condurre le prove in condizioni rigorosamente controllate e costanti. Del tutto non confrontabili con quelli ottenuti col bidromato e in genere meno attendibili sono I risultati ottenuti impiegando il permanganato di potassio e seguendo altre procedure. La determinazione del COD viene eseguita mediante retrotitolazione,in presenza di opportuno indicatore, dellí eccesso di una quantita` nota di bicromato di potassio posto precedentemente a reagire in condizioni controllate con la soluzione contenente sostanze ossidabili chimicamente. La quantita` di sostanze ossidabili e` proporzionale al bicromato consumato nel corso della reazione. Il metodo consente di ottenere risultati sufficientemente attendibili al di sopra di 50 mg/l di COD adottando la procedura standard, e al di sopra di 20 mg/l adottando la variante che vede lí uso di bicromato 0.1 N anziche` 0.25 N. Nel caso si debbano determinare concentrazioni inferiori a 20 mg/l di COD e` necessario usare volumi maggiori di campione e una procedura diversa.

-Interferenze. Il bicromato di potassio e` in grado di ossidare sostanze organiche totalmente o parzialmente, di conseguenza si possono ottenere valori inferiori al teorico. Contemporaneamente esso ossida anche le sostanze inorganiche presenti , sia quelle tipicamente riducenti come I solfiti e sia numerose altre (cloruri). Per eliminare le interferenze delle sostanze organiche si possono adottare due sistemi: 1) tener conto nei calcoli delle sostanze interferenti determinate per altra via; 2) eliminare soltanto lí interferenza dei cloruri che sono presenti nelle acque in genere in quantita` sensibile.

Il contenuto in sostanze organiche in un acqua puo` variare abbastanza rapidamente per azione della flora batterica eventualmente presente, pertanto e` necessario conservare I campioni sino al momento dellí analisi a circa 4 ℃ oppure aggiungere 1 ml di solfato mercurico per ogni litro di campione subito dopo il prelievo. I campioni contenenti solidi sospesi rapidamente sedimentabili vanno omogeneizzati accuratamente prima dellí analisi. Le apparecchiature sono costituite da beute da 250 ml da un refrigerante a cadere di Liebig e da un accordo per distillazione. Occorre inoltre una piastra riscaldante ( 2 wattēcm² ) in modo da assicurare una vivace ebollizione in presenza di sferette di vetro sul fondo della beuta.

-Reattivi. Occorre una soluzione standard di K₂Cr₂O₇ 0.25 N, per prepararla si sciolgono 12.39 gr di K₂Cr₂O₇ seccato per due ore a 105 ℃, si scioglie in acqua distillata e si porta ad un litro. Acido solforico che si ottiene aggiungendo 5.5 gr di Ag₂SO₄ a 1000 gr di H₂SO₄ al 96%, si mescola in recipiente chiuso. Soluzione di solfato ferro ammonio (NH₄)₂Fe(SO₄)₂ē6H₂O 0.125 N : si sciolgono 49 gr del sale in H₂O e si aggiungono 20 ml di H₂SO₄ conc. e si porta ad un litro. Di questa soluzione bisognerebbe controllare il titolo ogni giorno utilizzando la soluzione di bicromato, per far cio` si prelevano 10 ml di questí ultima si porta a 100 ml si aggiungono 30 ml di acido solforico conc. e si raffredda. Si titola con la soluzione di solfato ferro ammonio usando come indicatore 2 o 3 gocce di indicatore alla ferroina. Il titolo si ricava dallí espressione


N(red) = d/fēN(ox)

Dove:

N(red) e` la normalita` della soluzione di solfato ferro ammonio;

N(ox) e` la normalita` della soluzione di bicromato

d†† e` il volume in ml della soluzione di bicromato impiegato per la titolazione

f††† e` il volume in ml di solfato ferro ammonio impiegato per la titolazione


Indicatore: 1.485 gr di fenantrolina monoidrata in acqua piu` 695 gr di solfato ferroso eptaidrato e si porta a 100 ml.

Solfato mercurico che deve essere seccato in stufa per 24 ore a 110℃.

Ftalato acido di potassio C₆H₄(COO)₂HK solido.

Soluzione standard di K₂Cr₂O₇0.100 N : 100 ml della soluzione di bicromato 0.25 N diluiti a 250 ml.

Soluzione standard (NH₄)₂Fe(SO₄)₂0.050 N : 100 ml della soluzione di solfato ferro ammonio 0.125 N diluiti a 250 ml.


Si introducono 0.5 g di solfato di mercurio in una beuta da 250 ml + 20 ml del campione con pipetta tarata. Se abbiamo il campione con COD > 500 g/l aggiungiamo 20 ml di soluzione. SI aggiungono sucessivamente 10 ml di soluzione standard di bicromato di potassio con buretta da 25 ml e alcune perline di vetro lavate accuratamente. Si pone la beuta sulla piastra riscaldante, subito dopo si inserisce il refrigerante a ricadere e si aggiungono lentamente dallí estremita` superiore di questí ultimo 30 ml di acido solforico addizionato di solfato dí agento. Durante lí operazione si agita la beuta e si fa bollire per 2 ore. Si raffredda e si lava il refrigerante con acqua distillata. Il contenuto della beuta si diluisce a 150 ml, una volta che la soluzione e`raffreddata a temperatura ambiente titoliamo lí eccesso di bicromato con la soluzione di solfato di ferro ammonio con indicatore alla ferroina. Al punto di equivalenza abbiamo il viraggio da un verde-azzurro a rossastro. Si fa anche il bianco con la stessa procedura. Si controlla periodicamente lí efficienza dellí apparecchiatura e la rispondenza dei reagenti impiegando una soluzione standarddi ftalato acido di potassio a 500 mg/l di COD opportunamente diluita ad una concentrazione vicina a quella dei campioni da analizzare. Questa soluzione standard si ottiene sciogliendo 425.1 mg del sale in acqua distillata e portata ad un litro. 1 g di ftalato corrisponde a 1.176 g di COD. Il metodo consente di dosare il 98-l00% della soluzione usata per la taratura.

-Calcoli:

COD (mg/l) = ( b-a )ēN(red)ē400

Con

a : ml di soluzione di solfato ferro ammonio impiegati nella retrotitolazione

b : ml di soluzione di solfato ferro ammonio impiegati nella retrotitolazione del bianco

N(red) : normalita` di solfato ferro ammonio


Precisione e accuratezza : 98-l00%



IGIENE E DISINFEZIONE


MODI-

Líigiene dellí acqua si realizza in quattro modi:

-Tutela del patrimonio idrico dellí ambiente ;

-Impiego di tecnologie produttive meno inquinanti ;

-Efficaci sistemi depurativi delle acque di scarico ;

-Adatti sistemi di depurazione delle acque che deve essere destinata per uso potabile, industriale ed agricolo.

Disinfezione: e` una delle misure igieniche ed e` rivolta alla distruzione di germi patogeni mediante lí impiego di mezzi chimici e fisici.

-ANALISI CHIMICA-

Caratteristiche organolettiche: limpidezza, colore, odore, sapore e temperatura.

-Limpidezza: possiamo avere delle sostanze inorganiche come argilla, calcare, silice, idrati di ferro e manganese, sostanze organiche, detriti vegetali, oli, grassi e microorganismi che danno luogo a torbidita`. Tutte queste particelle disperse nellí acqua interferiscono col passaggio della luce. Se consideriamo soltanto le acque sotterranee la torbidita` puo` essere distinta in tre categorie: torbidita` permanente, dovuta alla presenza di argilla, idrati di ferro e manganese, silice etc . ; torbidita` transitoria, dovuta ad infiltrazioni accidentali di acque piovane e superficiali; falsa torbidita`, dovuta alla presenza di gas disciolti, lí acqua pare momentaneamente torbida ed acquista limpidezza non appena I gas si sono svolti nellí atmosfera. La torbidita` transitoria e` lí unica che abbia un significato di inquinamento dellí acqua per effetto di liquami domestici e industriali. Tuttavia sotto il profilo igienico anche la torbidita` permanente rappresenta un pericolo potenziale in quanto le particelle di argilla etc . costituiscono una protezione ideale per I microorganismi che non potendo essere raggiunti dalle sostanze disinfettanti passano indenni dalla fase di disinfezione, aggiungiamo che le particelle consistenti la torbidita` possono dar luogo a depositi nelle condutture aggravando ulteriormente la situazione igienica. La torbidita` viene eliminata mediante semplice filtrazione oppure tramite un processo di coagulazione, sedimentazione e filtrazione. La presenza di torbidita` nellí acqua filtrata e` indice di insufficiente resa del processo di depurazione come anche di probabile fuga di sostanza floculante dal sedimentatore. Il campione prelevato per la determinazione della torbidita` deve essere ottenuto tenendo lí acqua in agitazione in modo tale che I sospensoidi che sono la causa della torbidita` non possano sedimentare falsando quindi la misura. Quando il prelievo viene effettuato da tubazioni, si deve far scorrere lí acqua per 10 minuti e quindi riempire lí apposito contenitore. Dovendo effettuare il prelievo da acque superficiali e` opportuno lí impiego di campionatori automatici che consentono di ottenere un campione rappresentativo di una intera giornata o settimana. La torbidita` viene di solito determinata per confronto con sospensioni a titolo noto di biossido di silicio e viene espressa in mg/l di SiO₂. Dovra` essere espressa in altre unita` turbidimetriche quali la FTU che e` uguale alla NTU. La torbidita` puo` essere misurata anche in continuita` tramite un unita` di cellula fotometrica .

-Colore: per dare un giudizio di gradevolezza dellí acqua dobbiamo distinguere I colori: colore vero, che persiste anche dopo lí eliminazione delle sostanze in sospensione e cio` accade quando lí acqua, in virtu` del suo elevato potere solvente, ha estratto le sostanze coloranti dai materiali con I quali e` venuta a contatto; colore apparente , che se dopo lí eliminazione delle sostanze in sospensione, in questo caso non vi e` stata estrazione di coloranti da parte dellí acqua, ma sono le sostanze in sospensione che impartiscono allíacqua il propio colore. La colorazione delle acque sotterranee e` dovuta a composti dellí acido umico e tannico che impartiscono allíacqua un colore giallo-bruno dovuta anche alla presenza di sali di ferro che impartiscono colore giallastro, alla presenza nelle acque poco profonde e superficiali gli estratti di clorofilla dai vegetali che impartiscono un colore giallo-verde, in determinati casi la colorazione e` dovuta a sostanze rilasciate negli scarichi. Non esiste uno stretto rapporto tra colore dellí acqua e inquinamento della stessa. Un significato preciso lo assume quando vi sono variazioni improvvise del colore che per le acque sotterranee puo` consistere in una infiltrazione di acque superficiali inquinate, mentre nelle acque superficiali una brusca variazione di colore si puo` avere in seguito a brusche piogge, in caso contrario puo` significare inquinamento da parte dei liquami domestici o industriali. La decolorazione dellíacqua puo` essere effettuata mediante filtrazione con carbone attivo o mediante ozonizzazione o da una combinazione dei due metodi: analisi per confronto con soluzioni standard di Pt/Co oppure con uno spettrofotometro, il risultato si esprime in mg/l di Pt.

-Odore: una buona acqua potabile deve essere inodore sia a temperatura ambiente che a seguito di riscaldamento, affinche` possa essere utilizzata anche per la preparazione di bevande calde e per la cottura dei cibi. I composti organici volatili anche se presenti in minima quantita` impartiscono odori allí acqua , odori che sono I piu` svariati, dipendendo nella enorme quantita` di sostanze organiche che possono essere presenti , e dalla somma di piu` odori. Gli odori aromatici e quelli balsamici provengono dai microorganismi presenti nellí acqua superficiale e in particolare da quelli morti in via di decomposizione, lí odore solforoso e` prpio delle acque minerali sulfuree. A seconda dellí odore posseduto dallí acqua questa puo` essere considerata piu` o meno sospetta di inquinamento biologico o industriale. Una spia di inquinamento si puo` avere dalle brusche variazioni qualitative e quantitative dellí odore, anche in questo caso lí eliminazione degli odori puo` essere realizzata mediante filtrazione su carbone attivo, ozonizzazione o per combinazione dei due trattamenti. Poiche` gli odori vengono impartiti da sostanze volatili la loro classificazione deve essere eseguita entro brevissimo termine dal prelievo, cio` vale in particolare per lí acido solfidrico che sfugge facilmente nellí atmosfera e viene ossidato dallí ossigeno contenuto nellí acqua. E` consigliabile conservare I campioni in bottiglia precedentemente lavate con detergenti inodori.

Tipi di flocculanti impiegati. Il dosaggio di flocculante dipende essenzialmente dal tipo di sospensione che deve essere trattata. Per questo motivo la procedura piu` corretta per determinare il tipo ed il dosaggio dei reagenti passa attraverso apparecchiature di laboratorio (JAR TEST). Questa prova viene effettuata su apparecchi multipli nei quali si effettuano diversi dosaggi del prodotto, ottenendo la curva vista in ura. Dalla condizione di minima concentrazione dei solidi sospesi allí usita del processo si determina la quantita` ottimale di flocculante.

Solfato di alluminio. E` commercializzato nella forma idrata Al₂(SO₄)₃ēnH₂O con n variabile fra 11 e 15, sottoforma di polvere e granulare. Il titolo e` caratterizzato dalla concentrazione in peso di Al₂O₃ che non scende mai sotto il 15-l7%. E` anche commercializzato in soluzione acquosa con titolo da 6-8% di Al₂O₃ in peso. La tipica reazione del trattamento chimico di flocculazione con lí alcalinita` dellí acqua e` la seguente

Al₂(SO₄)₃ + 3 Ca(HCO₃)₂ ⇌ 3 CaSO₄ + 2 Al(OH)₃ + CO₂


Il campo ottimale del pH entro il quale lí azione del prodotto e` migliore e` compreso tra 5 e 7.

Al₂(SO₄)₃ + 3 Ca(OH)₂ ⇌ 3 CaSO₄ + 2 Al(OH)₃


Il solfato di alluminio si usa di solito in dosi di 10-90 mg/l a seconda del grado e del tipo di torbidita`.

Policloruro di alluminio (PAC). Complesso polimolecolare di formula generale†††

In commercio e` reperibile in soluzione acquosa. Il titolo e` in % peso di Al₂O₃, titolo minimo 10% di Al₂O₃. La sua azione coagulante e` poco influenzata dal pH e si esplica bene in un campo compreso fra pH 5-l0. La sua azione flocculante non richiede lí interazione con lí alcalinita` dellí acqua. Per questa particolarita` il prodotto ha caratteristiche ancora migliori del cloruro ferrico. Ha reazione acida, per cui per lo stoccaggio, per le tubazioni e per le pompe si richiedono materiali antiacidi analoghi a quelli utilizzati per le soluzioni di solfato di alluminio.

Polielettroliti. Sono composti organici macromolecolari applicati a partire sia da prodotti naturali che interamente sintetici. Una volta in sospensione nellí acqua, forniscono delle soluzioni colloidali le cui molecole (per I tipi anionici e cationici) sono cariche elettricamente. Sono classificabili in tre categorie: 1) anionici, essenzialmente poliamidi a gruppi carbossilici sostituiti con cariche negative e con peso molecolare fino a 10 milioni; 2) non ionici, poliacrilici oppure derivati dellí amido con peso molecolare da 1 milione o piu`; 3) cationici, derivati cationici dellí amido oppure delle acriloamidi di peso molecolare 1-l.5 milioni. Líazione di questi coagulanti nei confronti dei solidi sospesi, si basa sullí azione di scambio tra centri di carica alla superficie delle particelle sospese o dei colloidi e le cariche presenti sui gruppi funzionali dei polimeri. Immettendo una soluzione di polimero in una sospensione colloidale, le molecole del polimero vengono adsorbite a sezioni sulla superficie del colloide mentre altri segmenti del polimero reagiscono con particelle vicine, si ottiene in tal modo un allacciamento ed una reticolazione di molti segmenti del polimero e dei colloidi con formazione di un aggregato voluminoso.

Principio del metodo analitico.

La misura e` strettamenta legata alla capacita` percettiva dellí odorato dellí analista. Quindi un acqua inodore per una persona puo` non esserla per un altra. In pratica si cerca di stabilire lí intensita` di un odore tramite il principio della diluizione, consistente nel diluire una determinata porzione dellí acqua da esaminare con quantita` via via crescenti con acqua perfettamente in odore. Il campione nel quale lí odore risulta essere appena percettibile e` quella a cui si riferisce il valore ďsoglia di percezioneĒ. Esempio: se si diluisce a 200 ml un volume di 25 ml di acqua odorosa affinche nella miscela ottenuta lí odore sia appena percettibile si dice che il valore soglia di percezione e` 8. Le prove vengono effettuate a temperatura ambiente e a 40℃ oppure 60℃. Nelle acque distribuite ad uso potabile il valore soglia di percezione non deve superare 2.

-Sapore: una buona acqua ad uso potabile deve essere insapore. Un acqua che possiede un proprio sapore, ad esempio le acque ferruginose, e` gradita solo al consumatore abituale. Sapore e odore sono strettamente correlati tra loro, a volte si attribuiscono al gusto sensazioni che contrariamente sono dellí olfatto. Sembra infatti che il palato possa distinguere solo fra acido, dolce, salato e amaro. Le cause del sapore possono essere un eccessiva quantita` di sali del Mg che impartisce allí acqua un sapore amaro, mentre I metalli come Cu, Zn e Fe impartiscono sapore metallico. Proprio questi possono essere indice di inquinamento dellí acqua. Per eliminare I sapori si usa una demineralizzazione parziale qualora vi sia sovrabbondanza di sali di Mg e deferrizzazione nel caso di presenza di ferro. Abbiamo anche trattamenti speciali per eventuali altri metalli. Le caratteristiche qualitative e quantitative del sapore vengono saggiate solo su acque igienicamente sicure utilizzando la tabella 1 degli odori.



-Temperatura: la temperatura delle acque telluriche, quando queste vengono prelevate da oltre 25 m di profondita` , e` pressocche` costante. Le acque superficiali invece presentano ovviamente dei cambiamenti stagionali. Ai fini della determinazione dellí ossigeno disciolto nellí acqua e` utile conoscere anche la temperatura dellí aria e lí altitudine. La costanza della temperatura delle acque telluriche e` dovuta alla costanza della temperatura del suolo dopo I 25 mdi profondita`. La temperatura a questa profondita` e` simile alla media annuale dellí aria della localita` considerata. Quando si e` in possesso di molti dati relativi ad altrettanti prelievi effettuati nel corso di uno o piu` anni si possono utilizzare le variazioni di temperatura quali spie di inquinamento di origine industriale. Il valore della temperatura e` importante per il calcolo dellí indice di saturazione dellí acqua che serve per determinare il potere incrostante o corrosivo della stessa, e per determinare la percentuale di saturazione di ossigeno nellí acqua. Il termometro a bicchiere e` il piu` indicato per effettuare la misurazione della temperatura. In questo apparecchio il bulbo della colonna contenente il mercurio e` immersa in una sorta di ďbicchiereĒ pieno dellí acqua in esame il che consente di non avere variazioni tra il prelievo del termometro e la lettura del dato. Il termometro deve avere una precisione di 0.1℃.



SOSTANZE E VALORI CHIMICO-FISICI INDICI DI EVENTUALE INQUINAMENTO


Azoto organico, ammoniaca, nitriti, nitrati, cloriri, fosfati, acido solfidrico, sostanze organiche totali, conducibilita`. Queste sostanze e dati possono essere indice di eventuale contaminazione da parte di acque di scarico civile. Accertata la presenza di una o piu` di queste sostanze si dovra` immediatamente richiedere lí analisi microbiologica dellí acqua, il cui risultato e` indispensabile per formulare il giudizio igienico e conseguentemente la potabilita`.

-AZOTO ORGANICO-

Il contenuto dellí azoto organico nellí acqua e` causato dalle sostanze proteiche che vengono riversate nei corpi dí acqua per effetto degli scarichi. Le sostanze proteiche in virtu` dellí attivita` biologica subiscono una trasformazione che schematicamente puo` essere cosi` rappresentata


sostanza proteiche → polipeptidi → peptoni → amminoacidi → urea → ammoniaca


pertanto la determinazione ed il valore dellí azoto organico comprende anche quello dellí azoto albuminoide. La presenza di azoto organico proteico e` un chiaro sintomo che nelle acque in esame sono stati riversati liquami organici e pertanto assume il significato di inquinamento in atto. Clorazioni a break point oppure ozonizzazioni seguite da filtrazioni su carbone attivo eliminano le sostanze sopra citate. Per quanto riguarda il prelievo del campione non occorre osservare particolari precauzioni. La determinazione deve essere effettuata il piu` presto possibile, in ogni caso nellí intervallo tra prelievo e determinazione il campione deve essere conservato a circa 0℃ per ritardare lí attivita` biologica. Per la determinazioe dellí azoto proteico viene utilizzato il metodo che comporta la trasformazione dellí azoto proteico in ammoniaca tramite distillazione con soluzione alcalina di permanganato e successivo dosaggio dellí ammoniaca con reattivo di Nessler.

-AMMONIACA-

Si trova nelle acque sotto forma di sali ammoniacali, nelle acque ad uso potabile deve essere assente. Il limite massimo consentito e` 0.05 mg/l, le cause della presenza di azoto ammoniacale nelle acque superficiali e di falda, sono le immissioni di liquami domestici e zootecnici ( esempio: in 100 ml di feci sono presenti 33 ml di ammoniaca ). Invece nelle acque molto profonde lí ammoniaca proviene da processi naturali di riduzione che trasforma lí acido nitrico e nitroso, oppure nel caso di terreni torbosi lí ammoniaca proviene da sostanze organiche di origine vegetale. La presenza di ammoniaca nellí acqua causa lo sviluppo di microorganismi, causa inoltre la corrosione delle condotte e difficolta` nella clorazione per formazione di cloroammine. Mentre nelle acque superficiali la presenza di ammoniaca e` indice di inquinamento, nelle acque molto profonde invece la sua presenza e` collegata a processi naturali di riduzione. In tal caso pero` il reperto rimane isolato, la quantita` di cloruro non e` elevata e cosi` pure il residuo fisso, e soprattutto non si notano variazioni nel tempo di questi parametri. Il processo maggiormente utilizzato per la sua eliminazione e` la clorazione a break point facendo seguire una filtrazione su carbone attivo per eliminare lí eccesso di cloro. Si puo` usare anche lo stripgio consistente nellí addizionare allí acqua grandi quantita` di aria che trascina con se` lí ammoniaca. Questa operazione e` facilitata da valori basici di pH, per cui in pratica si addiziona NaOH prima dellí immissione di aria. Nel prelievo del campione bisogna osservare alcune precauzioni, il campione va conservato a 0℃ per ritardare lí attivita` biologica, oppure si aggiungono 0.8 ml di acido solforico concentrato per ciascun litro di acqua per mantenere inalterato il bilancio dellí azoto. Inoltre per ottenere lí attendibilita` del risultato sarebbe opportuno che la determinazione venisse effettuata allí atto del prelievo. La determinazione si effettua col reattivo di Nessler che forma un composto giallo, misurando con spettrofotometro lí intensita` della colorazione. La differenza tra il valore dellí ammoniaca, trovato con il metodo di Nessler dopo distillazione e quello trovato col metodo di Nessler diretto, fornisce una indicazione sulla quantita` di azoto proteico presente nellí acqua e non ancora trasformato in ammoniaca.

-NITRITI-

Nelle acque si trovano salificati come nitrito di sodio e nelle acque potabili devono essere assenti. Nelle acque a causa di processi ossidativi diretti o indiretti lí ammoniaca si trasforma in nitriti e poi nitrati, ma I nitriti possono essere originati da scarichi industriali. Nelle acque superficiali la presenza di nitriti implica sicuramente un inquinamento recente, mentre e` molto improbabile trovare I nitriti nelle acque sotterranee. I nitriti possono essere trasformati in nitrati mediante cloro, ipoclorito, ozono etc . La determinazione dovrebbe essere eseguita allí atto del prelievo in modo da evitare trasformazioni ad ammoniaca da parte di batteri oppure lí ossidazione a nitrati. Per lí analisi si usa il metodo colorimetrico col reattivo di Grees(?) con lo spettrofotometro e il risultato si esprime in mg/l di nitriti.

-NITRATI-

Nelle acque I nitrati si trovano salificati come nitrato di sodio. Nelle acque potabili la concentrazione limite e` di 50 mg/l. I nitrati, che rappresentano la fase di massima ossidazione dei composti azotati, possono avere origine dai liquami domestici o zootecnici e anche dal dilavamento dei terreni trattati con nitrato di ammonio. Una elevata quantita` di nitrati nellí acqua potabile puo` causare la metaemoglobinemia infantile. La presenza dei nitrati nelle acque sotterranee in assenza di nitriti e ammoniaca non ha di per se stessa significato sfavorevole, tuttavia indica che gli strati superficiali del terreno sono inquinati e che in questi avviene la mineralizzazione della sostanza organica, cio` significa che potrebbe verificarsi in qualsiasi momento inquinamento dellí acqua e pertanto questa deve essere mantenuta sotto stretto controllo. I nitrati possono essere eliminati dallí acqua mediante resine scambiatrici oppure per osmosi inversa. Per quanto riguarda il prelievo del campione di regola non sono necessari particolari accorgimenti, comunque per evitare possibili riduzioni e` opportuno conservare il campione a temperature prossime allo zero ed eseguire la determinazione in tempi brevi. Per la determinazione bisogna considerare che I nitrati in ambiente acido per acido solforico reagiscono con la††††††††††† sviluppando un colore giallo-verde. Dallí intensita` del colore si risale alla quantita` per via spettrofotometrica a 410 mμ esprimendo il risultato in mg/l di nitrato.

-CLORURI-

Anche I cloruri come I fosfati sono indice di inquinamento dellí acqua. La loro determinazione serve quindi ad accertare infiltrazione di acque sospette, dosi elevate possono provocare corrosioni nelle tubazioni e modifica delle caratteristiche organolettiche. Poiche` I cloruri sono abbondanti in natura, essi sono rilevabili in tutte le acque. Lí acqua piovana ne contiene 1-3 mg/l, lí acqua di mare circa 20 mila ppm. Un apporto di cloruri nelle acque si ha anche da parte dei liquami domestici, zootecnici e industriali. Una variazione brusca del contenuto dei cloruri nellí acqua significa infiltrazione di acque di scarico con conseguente possibilita` di inquinamento da parte di microorganismi patogeni, mentre nelle acque profonde in prossimita` dei litorali si puo` trattare di infiltrazioni di acqua di mare. I cloruri possono essere eliminati tramite resine a scambio ionico e osmosi inversa. Nessuna particolare cautela nel prelievo.

-FOSFATI-

La determinazione dei fosfati nelle acque sotterranee e superficiali riveste grandissima importanza in quanto il fosfato rappresenta un eventuale indice di inquinamento per la presenza di queste sostanze in moltissimi composti chimici quali, detersivi domestici e industriali, fertilizzanti etc . Lí organismo umano necessita da 1 a 2 gr di fosforo al giorno. La presenza di fosfati nelle acque naturali quando e` di origine minerale, e quindi non e` indice di inquinamento, e` limitato di solito a tracce appena dosabili. La presenza di fosfato quando giunge ad alcuni mg/l e` quindi dovuto ad infiltrazioni. Nelle acque profonde il fosfato non puo` arrivare in quanto viene trattenuto dai primi strati del terreno. Sono sufficienti alcuni mg/l di fosfati nelle acque superficiali perche` essi provochino insieme coi derivati dellí azoto il fenomeno della eutrofizzazione. Ne consegue che essendo un indice di inquinamento e` necessario approfondire le ricerche analitiche degli altri indici di inquinamento chimico ed effetuare le analisi battereologiche. Lí 80% dei fosfati presenti nellí acqua puo` essere eliminato mediante solfato di alluminio o altri coagulanti. Non si richiede una particolare cautela al prelievo del campione e possono essere determinati quantitativamente per via spettrofotometrica in base alla colorazione blu ottenuta facendoli reagire in ambiente acido e riducente con molibdato di ammonio. Invece la determinazione dei polifosfati viene eseguita con la stessa procedura previa digestione con acido nitrico per I fosfati inorganici e persolfato di ammonio per quelli organici. Il risultato e` espresso in mg/l di fosfato o pentossido di fosforo.

-POLIFOSFATI-

Per riscaldamento lí acido fosforico non diluito reagisce in modo che due molecole di acido si uniscano cosi`





Il prodotto cosi` ottenuto H₄P₂O₇ e` detto acido pirofosforico. Questo per ulteriore riscaldamento da` origine a prodotti ancora piu` complessi contenenti catene ed anelli di gruppi PO₄ degli acidi polifosforici che hanno un comportamento analogo a quello del silicio. Gli ioni polifosfato vengono aggiunti nei detersivi per allontanare I cationi responsabili della durezza dellí acqua e quindi della precipitazione delle molecole dei tensioattivi. I polifosfati sono costituiti da grandi molecole e quando vengono aggiunti allí acqua dura interagiscono con gli ioni del calcio circondandoli ed impedendone la combinazione con gli altri anioni che normalmente ne causano la precipitazione. Qesto tipo di interazione tra ioni e` detto sequestrazione, per cui I polifosfati sono noti come agenti sequestranti. Una seconda funzione di questi ioni e` quella di legarsi alla superficie delle particelle di sporco conferendo loro una carica negativa. In questo modo puo` essere usato anche il silicato di sodio. Il risultato e` la dispersione in acqua delle particelle. Infine essendo basi di Bronsted gli ioni polifosfato tengono la soluzione ad un pH al quale le molecole di detergente possono agire nel modo piu` efficace.

-ACIDO SOLFIDRICO-

Puo` essere presente nelle acque profonde alle quali impartisce odore sgradevole. La sua presenza nelle acque puo` derivare dalla decomposizione di sostanze organiche oppure dalla riduzione di solfati per opera di microorganismi anaerobi. Tuttavia lí acido solfidrico e I solfiti possono avere anche origine minerale come residuo di attivita` vulcaniche. La presenza di acido solfidrico nellí acqua impartisce odore sgradevole gia` in concentrazione di 0.05 mg/l e provoca inoltre corrosioni nelle tubazioni metalliche. La sua presenza significa inquinamento, in quanto svela una elevata decomposizione organica in atto. Quindi dovranno essere esaminati gli altri indici chimici di inquinamento ed effettuate le analisi battereologiche. Lí eliminazione di acido solfidrico puo` essere effettuata mediante aerazione a valori acidi di pH, oppure tramite sostanze ossidanti come cloro, ozono etc . Poiche` lí acido solfidrico tende a sfuggire dallí acqua in cui e` contenuto, quando si preleva il campione bisogna fare attenzione a non aerare troppo lí acqua, conservare il campione a bassa temperatura, non scuoterlo ed effettuare lí analisi il piu` presto possibile. Per la sua determinazione si usa una titolazione volumetrica oppure il metodo colorimetrico alla paraminodimetilanilina esprimendo il risultato in mg/l di solfiti.

-SOSTANZE ORGANICHE TOTALI-

Le sostanze organiche presenti nelle acque ed in particolare in quelle superficiali possono essere le piu` disparate. Una buona acqua potabile di origine tellurica ne contiene piccole quantita` , al contrario nelle acque superficiali. In una buona acqua potabile il contenuto non dovrebbe superare I 2.5 mg/l di ossigeno consumato, tuttavia esistono acque insospettabili sotto il profilo igienico nelle quali questo contenuto e` piu` elevato. La presenza di sostanze organiche puo` derivare da cause naturali o da scarichi. Nelle acque sotterranee il contenuto di sostanze organiche e` dovuto alla presenza di sostanze vegetali, acidi umici e terreni torbosi. Gli acidi umici e tannici sotto forma di sali di Fe e Mn si trovano in soluzione o in dispersione colloidale, causano colorazioni allí acqua giallo-verdastre e rendono difficoltosa la rimozione di Fe e Mn. Il contenuto elevato di sostanze organiche e` indice di contaminazione, piu` grave se deriva da effluenti industriali o zootecnici, meno grave invece se sono effluenti di origine vegetale, infatti esistono acque profonde provenienti da terreni torbosi che contengono sostanze organiche ben oltre I valori consigliati e tuttavia ineccepibili sotto il profilo battereologico. Per differenziare il contenuto delle sostanze organiche di origine animale da quello di origine vegetale, si valuta il diverso consumo di ossigeno che queste presentano quando lí analisi viene effettuata in ambiente acido o alcalino, infatti le sostanze organiche di origine vegetale consumano piu` ossigeno in ambiente acido mentre quelle di origine animale consumano piu` ossigeno in ambiente basico. Questa determinazione insieme con la valutazione degli altri indici quali nitriti, ammoniaca, cloruri,flora batterica etc . aiuta nella differenziazione. Lí eliminazione totale delle sostanze organiche puo` essere effettuata impiegando delle resine con macro pori rigenerate con soda a caldo. Questo procedimento viene applicato quasi esclusivamente per acque impiegate in usi speciali. Possiamo avere una riduzione del contenuto di sostanze organiche con I processi di coagulazione chimica seguiti da sedimentazione, filtrazione e anche con I trattamenti con calce e altre tecniche di minore importanza. Le sostanze organiche tossiche, come idrocarburi aromatici policiclici e pesticidi presenti in tracce, vengono eliminate mediante filtrazione su carboni attivi. E` praticamente impossibile determinare qualitativamente e quantitativamente tutte le sostanze organiche naturali e di sintesi presenti nellí acqua, pertanto il contenuto totale delle sostanze organiche si determina con metodi chimici oppure chimico fisici. I metodi chimici (Kubel) consistono nellí ossidazione a caldo delle sostanze organiche con pemanganato di potassio in ambiente acido e basico e consentono di ottenere la distinzione, come abbiamo gia` visto, tra sostanze organiche di origine vegetale o animale. Il risultato si esprime in mg/l di ossigeno consumato. Questo valore moltiplicato per 20 fornisce un valore approssimativo in mg/l di sostanze organiche totali presenti nelle acque in esame. Un altro metodo chimico e` il cosiddetto COD. I metodi chimico fisici sono il CAM che consista nel far passare una determinata quantita` di acqua attraverso una speciale colonna di carbone attivo, in tal modo le sostanze organiche contaminanti vengono trattenute e successivamente estratte con cloroformio ed alcool. Questo estratto viene pesato dopo distillazione del cloroformio. Lo stesso sullí estratto alcolico.

-CONDUCIBILITA`-

La conducibilita` di un acqua e` strettamente correlata con il suo contenuto di sali. E` un valore caratteristico per le acque profonde ed in particolare per le acque minerali. Nelle acque superficiali questo parametro varia continuamente. Come e` noto, la conducibilita` dellí acqua piovana e` quasi nulla, questo valore cresce man mano che lí acqua si arricchisce di sali ed elettroliti forti come solfati e cloruri di metalli alcalini e alcalino terrosi. Un improvviso aumento della conducibilita` puo` significare inquinamento da parte dei liquami domestici o industriali. Poiche` questa misura si esegue molto rapidamente, la determinazione della conducibilita` e` molto utile per tenere sotto controllo un acqua. Moltiplicando il valore della conducibilita` per 0.6 (fattore di Kohlrausch) si ottiene il cosiddetto residuo fisso conduttimetrico che e` un valore approssimativo del residuo fisso. Una conducibilita` elevata, che significa alta salinita` dellí acqua, non e` gradita sotto il profilo igienico, concorre alla corrosione delle tubazioni e delle apparecchiature. Puo` essere ridotta mediante demineralizzazione. Nel prelievo del campione bisogna preoccuparsi soltanto che esso sia rappresentativo dellí acqua in esame e si consiglia di non usare mai quantita` di acqua troppo piccole. Le misure di conducibilita` sono riportate a misure di resistenza e le apparecchiature utilizzate sono costruite sul principio del ponte di Kohlrausch. La conducibilita` viene espressa in μS/cm.


SOSTANZE E VALORI CHIMICO FISICI CON IL QUALE SI FORMULA IL GIUDIZIO DI USABILITA`


-Valore di pH ;

-Sostanze sospese ;

-Residuo totale (residuo fisso o residuo secco) ;

-Alcalinita`;

-Contenuto in Ca, Mg, Na ;


-VALORE DI pH-

Lí acidita` totale di una soluzione e` la quantita` totale di acidi forti o deboli in essa contenuta e si esprime in moli/l. Lí acidita` attuale e` la quantita` di ioni idrogeno liberi presenti in soluzione e si esprime in moli/l di H⁺ o pH. Le acque presenti in natura hanno valori di pH che oscillano da 5-8. Lí acidita` e` dovuta allí anidride carbonica libera oppure di acidi umici, e valori alti di pH si hanno nelle acque con alto contenuto di bicarbonati. Il valore del pH e` caratteristico nelle acque sotterranee come anche delle acque superficiali. Quindi brusche variazioni di pH indicano inquinamento da scarichi industriali di acidi e di basi. La conoscenza del valore del pH e` utile per determinare lí anidride carbonica libera per la scelta della sostanza flocculante piu` idonea e cosi` pure della sostanza disinfettante , come anche per stabilire se un acqua ha caratteristiche incrostanti o corrosive. In alcuni casi puo` essere necessaria una modifica del pH dellí acqua ad esempio per migliorare la flocculazione, la disinfezione e la deferrizzazione. Si interviene dosando opportunamente acidi e basi. Il campione prelevato per lí analisi dovrebbe essere analizzato immediatamente per evitare variazioni di pH nel tempo dovute ad eliminazione spontanea di anidride carbonica.

-SOSTANZE SOSPESE-

Si possono distinguere in sostanze sedimentabili e non. Il valore delle prime e` necessario per la progettazione degli impianti di sedimentazione, mentre quella delle seconde per il dimensionamento delle fasi di coagulazione, flocculazione, sedimentazione e filtrazione. La presenza delle sostanze sospese puo` essere dovuta a cause naturali come nel caso di un contenuto di argilla e sostanze organiche vegetali, oppure e` dovuta a cause esterne come ad esempio gli scarichi di industrie che lavorano le pietre naturali, a cave di ghiaia e scarichi industriali e civili. La situazione di allarme per le sostanze sospese, come per altri parametri, si ha quando si verificano brusche variazioni delle stesse. Il prelievo del campione deve essere effettuato con particolare attenzione affinche` esso sia rappresentativo dellí acqua da analizzare. Se trattasi di acque sotterranee e` necessario far scorrere abbondantemente lí acqua dal punto di prelievo, nel caso di acque superficiali si deve fare il campionamento in zone nelle quali lí acqua e` in movimento, altrimenti potrebbe essere gia` avvenuta una sedimentazione naturale. La determinazione si effettua utilizzando il cono di Imhoff graduato ed il risultato sara` espresso in ml/l. Le sostanze sospese totali possono essere determinate in peso ossia mg/l mediante filtrazione su carta, cui segue essicazione in stufa a 105℃ fino a peso costante.

-RESIDUO TOTALE-

Il residuo a 105℃ di una buona acqua potabile deve essere compreso tra 100 e 500 mg/l. Il residuo varia pochissimo durante lí anno nelle acque sotterranee. Si distinguono di norma tre tipi di residuo: 1) residuo allí evaporazione, ossia a 105℃ e rappresenta il contenuto salino totale dellí acqua in esame; 2) residuo a 180℃, che rappresenta il contenuto salino totale meno lí acqua di cristallizzazione. A 180℃ inizia la decomposizione di alcune sostanze organiche; 3) residuo a 600℃, questa rappresenta il contenuto totale di ioni e ossidi metallici e anche ceneri delle sostanze organiche. La differenza tra residuo a 600℃ e quello a 180℃ indica approssivamente il contenuto delle sostaze organiche totali. Un residuo piu` o meno elevato dipende dalla mineralizzazione piu` o meno spinta dellí acqua per la presenza di sostanze in sospensione. Una variazione di residuo fisso per le acque minerali e sotterranee puo` significare inquinamento oppure abbassamento anormale della falda. Per le acque superficiali puo` significare inquinamento ma anche un apporto di sostanze dovuto alla pioggia.

-ALCALINITA`-

Il valore della alcalinita`, che indica la quantita` di bicarbonati, carbonati e idrati presenti nellí acqua e` utile per il calcolo delle quantita` e qualita` delle sostanze da impiegare nei processi di coagulazione e addolcimento chimico delle acque come pure scegliere I processi anticorrosivi piu` idonei. Lí acqua deve la sua alcalinita` alla presenza dei sali provenienti dal tereno oppure aggiunti nei processi di depurazione. Un alcalinita` eccessiva di un acqua, specie delle acque superficiali, puo` essere dovuta a scarichi industriali. A seconda dellí indicatore utilizzato nella titolazione, abbiamo lí alcalinita` alla fenolftaleina (valore P) con la quale si determinano soltanto le sostanze a forte reazione alcalina, cioe` idrati, la meta` dei carbonati e un terzo dei fosfati. Abbiamo anche lí alcalinita` al metilarancio (valore M) che serve a determinare lí alcalinita` totale comprendendo anche le sostanze a debole reazione alcalina come I silicati, carbonati, idrossidi, bicarbonati e due terzi dei fosfati. Dai valori P ed M si risale col calcolo alla concentrazione delle varie sostanze basiche. Dal punto di vista igienico sanitario il valore dellí alcalinita` e` trascurato. Per eliminare in parte lí alcalinita` di un acqua si utilizzano processi di mineralizzazione, decarbonatazione e addolcimento, oppure si aggiungono acidi minerali, cloruro ferrico o solfato di alluminio. Lí alcalinita` si determina mediante titolazione con acido cloridrico o solforico 0.1 N. I risultati si esprimono in ppm di carbonato di calcio oppure meq/l.

-DUREZZA-

La durezza come il residuo fisso e lí alcalinita` non e` importante per svelare lí inquinamento di un acqua. Dal punto di vista igienico sanitario e` impossibile dare un giudizio definitivo circa I danni che possono derivare alla salute umana. In dipendenza della tipologia degli strati del terreno che un acqua attraversa, essa assume un contenuto in sali di Ca e Mg che puo` essere piu` o meno elevato. In uno strato granitico, la durezza puo` essere compresa fra 2-l3º francesi. Uno strato argilloso puo` dare una durezza compresa fra 7-l1º francesi. Uno strato dolomitico ha una durezza compresa fra 30-40º francesi. Uno strato gassoso ha una durezza fra 80 e 160º francesi. Con il termine di durezza si esprime il contenuto in sali alcalino terrosi (Ca, Mg). Essa viene distinta in durezza carbonatica dovuta alla presenza di carbonati e bicarbonati, durezza non carbonatica dovuta alla presenza di altri sali di Ca e Mg e durezza totale che e` la somma delle due durezze. Abbiamo inoltre la durezza temporanea, basata sulla presenza dei bicarbonati e la durezza permanente che e` quella dovuta a tutti I sali di Ca e Mg rimasti in soluzione dopo una evoluzione prolungata. Una durezza permanente molto elevata potrebbe essere un indice chimico di inquinamento, in quanto I solfati, cloruri e nitrati possono essere di provenienza organica. Bisogna guardare con sospetto anche le brusche variazioni di durezza di acque a basse profondita` in quanto questo potrebbe significare inquinamento delle falde. Per lí eliminazione dei composti che provocano la durezza disponiamo attualmente di diversi procedimenti, da quello classico che utilizzava calce e soda fino alle resine cationiche forti ed altre ancora. Per la titolazione si utilizza il metodo diretto, ossia la soluzione tamponata a pH 10 in presenza di eriocromo T, viene titolata utilizzando E.D.T.A. La sensibilita` di questo metodo e` di 0.2 ppm come carbonato di calcio. I risultati sono espressi in ppm di carbonato di calcio oppure in gradi francesi (10 ppm di CaCO₃ = 1º francese).

-CALCIO-

Il contenuto di Ca e` utile per lí indice di Langelier che esprime caratteristiche corrosive e incrostanti di un acqua. Il Ca come carbonato anche se presente nellí acqua in quantita` molto elevata non impartisce sapori. Lí organismo umano necessita giornalmente di 0.8 gr di bicarbonato di calcio. Lí analisi viene eseguita mediante metodo complessometrico con E.D.T.A. con indicatore muresside. Il risultato si esprime in mg/l di carbonato di calcio.

-MAGNESIO-

I sali di Mg, in particolare I solfati, impartiscono allí acqua un sapore amaro. Il limite e` di 30 mg/l in acqua potabile quando la concentrazione dei solfati e` 250 mg/l. Al contrario, se I solfati sono presenti in concentrazione minore, si puo` arrivare fino a 125 mg/l di Mg. Quando si superano I valori anzidetti, le acque assumono propieta` purgative e la loro ingestione prolungata puo` provocare disturbi gastrointerici. Il fabbisogno giornaliero di Mg del corpo umano e` di 0.3 gr.

-SODIO-

Fabbisogno giornaliero 7-l0 mg.

-POTASSIO-

Il corpo umano necessita di 0.2 gr al giorno. Nelle cellule lo ione potassio interviene nei fenomeni bioelettrici dei sistemi eccitabili come nervi e muscoli. Una carenza o un eccesso di potassio provocano turbe muscolari, digestive etc .

-ANIDRIDE CARBONICA-

Lí anidride carbonica presente nelle acque naturali proviene dallí atmosfera e dal sottosuolo e nelle acque superficiali anche dalla microflora e microfauna. In genere la quantita` di anidride carbonica e` superiore nelle acque sotterranee rispetto a quelle superficiali, per la presenza di anidride carbonica negli strati profondi della crosta terrestre. Il contenuto di anidride carbonica nelle acque sotterranee puo` essere anche elevatissimo, mentre nelle acque superficiali non si superano I 2.5 ppm. Si distingue I anidride carbonica libera e combinata. Una parte di anidride carbonica libera puo` solubilizzare carbonato di calcio e viene anche chiamata anidride carbonica aggressiva. Negli impianti idrici causa gravi corosioni ostacolando la formazione dello strato protettivo di carbonato di calcio. Si hanno cosi` acque giallo-rosse con possibilita` di sviluppo di ferro-batteri e batteri solforiduttori che producono acido solfidrico. Un aumento del contenuto di anidride carbonica nelle acque superficiali puo` significare decomposizione in atto di sostanze organiche mentre una diminuzione significa un processo di fotosintesi in atto. Lí anidride carbonica puo` essere eliminata per filtrazione su dolomite semi calcinata oppure dosando la soda caustica in soluzione di acqua da trattare. Il prelievo del campione deve consentire di non degasare lí acqua in esame per cui si deve evitare qualsiasi sbattimento ed innalzamento di temperatura. Per quanto riguarda lí analisi dellí anidride carbonica libera si puo` determinare titolando con soda caustica 0.1 N con fenolftaleina come indicatore, mentre lí anidride carbonica combinata si determina mediante titolazione con metilarancio con HCl 0.1N. Conoscendo I due precedenti valori, lí anidride carbonica aggressiva puo` essere determinata ad esempio utilizzando la curva di Auerback.

-PRESENZA DELLí OSSIGENO-

Lí ossigeno si trova in soluzione nelle acque sotterranee e superficiali. La sua presenza e` dovuta ai fenomeni di scambio tra acqua piovana ed aria atmosferica. Il contenuto di ossigeno nellí acqua non dovrebbe mai essere inferiore a 5 mg/l per non compromettere la vita della fauna e della flora delle acque superficiali e per non causare corrosioni nelle condutture. La concentrazione di ossigeno in un acqua superficiale serve per giudicare il grado di purezza e igienicita` dellí acqua in esame. La misura dellí ossigeno disciolto viene effettuata con il metodo di Winkler oppure per via polarografica.



SOSTANZE CHIMICHE LA CUI PRESENZA NELLí ACQUA POTABILE IN QUANTITA` SUPERIORI ALLA CONCENTRAZIONE LIMITE PUO` PROVOCARE INCONVENIENTI.


-FERRO-

Il ferro si trova nelle acque sotterranee come bicarbonato:


Fe(HCO₃)₂ + (aria) → Fe(OH)₂ + 2 CO₂


con precipitato rosso bruno†††††† Fe(OH)₂ + H₂O → Fe(OH)₃

Gia` oltre 0.1 mg/l crea degli inconvenienti come intorbidimento dellí acqua, depositi nelle condotte, sapore metallico. La presenza di Fe in soluzione favorisce lo sviluppo dei ferrobatteri che utilizzano I sali di Fe per il proprio metabolismo e pongono dei problemi tecnici dovuti a corrosione delle tubazioni, concrezioni voluminose e dure e difficolta` nella disinfezione in quanto il Fe consuma le sostanze disinfettanti ed inoltre nei depositi si possono annidare I batteri. Lí organismo umano necessitadi 12 mg di ferro al giorno. In campo zootecnico un acqua ricca di ferro (1 ppm o piu`) e` sgradita al bestiame e impartisce colore rosso alla carne di vitello con conseguente deprezzamento. Il Fe puo` essere eliminato mediante insufflazione di aria quando si tratta di Fe non legato a sostanze organiche e successiva filtrazione oppure mediante aggiunta di ossidanti. La determinazione si esegue per via spettrofotometrica con il metodo colorimetrico allí ortofenantrolina.

-MANGANESE-

Il Mg si trova piu` raramente del ferro e la sua presenza non e` gradita per le stesse ragioni igieniche accennate per il Fe. Limite: 0.05 mg/l. Necessita` dellí organismo: meno di 2-3 mg al giorno.

-RAME-

Se presente nelle acque potabili in quantita` superiori a 0.05 mg/l provoca corrosione nelle condutture e un sapore sgradevole allí acqua. A concentrazioni elevate, ben oltre la soglia di percezione del sapore, il Cu e` un veleno per il sistema nervoso centrale. Lí organismo umano necessita di 2 mg di Cu al giorno.

-SOLFATI-

Una quantita` di solfati superiore a 200 mg/l puo` causare irritazioni gastrointestinali per ingestione prolungata e dal punto di vista tecnico si ha un attacco del cemento. I solfati possono provenire anche da sostanze organiche, infatti molte proteine contengono zolfo e durante la loro decomposizione si possono formare zolfo, acido solfidrico o solfati.

-SOSTANZE TENSIOATTIVE-

Quelle anioniche sono le piu` utilizzate e sono quelle che vengono ricercate nelle acque da adibire ad uso potabile e che hanno gia` subito il processo di potabilizzazione. I tensioattivi cationici posseggono anche un certo potere germicida. La presenza di sostanze tensioattive nelle acque causa notevoli disturbi agli impianti di depurazione biologica e negli impianti di coagulazione e sedimentazione, in questo provocano dispersione ossia deflocculazione dei colloidi in sospensione, emulsione dei grassi e delle sostanze oleose che non possono cosi` essere separate, ed anche formazione di schiuma che impedisce la dissoluzione dellí ossigeno nellí acqua e la sedimentazione. Le sostanze tensioattive attualmente impiegate e cioe` I linear alchil solfonati (LAS) non rappresentano un pericolo potenziale per lí uomo. Dagli studi effettuati risulta che I LAS non sono cancerogeni e non provocano alle concentrazioni attuali la solubilizzazione di prodotti cancerogeni. La presenza di detersivi anionici nellí acqua potabile da luogo allí insorgenza di sapori sgradevoli a concentrazioni superiori a 0.2 mg/l. Le sostanze tensioattive possono essere eliminate mediante filtrazione su carbone attivo ma dopo breve tempo esso perde il proprio potere adsorbente in quanto viene inglobato dalle sostanze tensioattive. Si puo` prolungare lí attivita` del carbone attuando una preliminae ozonizzazione nelle acque. La determinazione dei tensioattivi anionici si effettua per via spettrofotometrica misurando lí intensita` del colore dei sali che risultano dalla reazione del blu di metilene con I tensioattivi.

-COMPOSTI FENOLICI-

I derivati del fenolo sono molto diffusi e si trovano molto facilmente nelle acque superficiali.La concentrazione massima ammissibile nellí acqua potabile e` di 0.001 mg/l espressa come fenolo. Nelle acque sotterranee la presenza puo` essere di origine naturale mentre in quelle superficiali e` dovuta a scarichi industriali o di fognatura urbana. Queste acque sottoposte a clorazione danno luogo a sapori sgradevoli e disgustosi.

-OLII MINERALI-

Le acque superficiali da destinare ad uso potabile non devono contenere piu` di 0.3 g/l di olii. E` sufficiente 1 gr di questi prodotti per inquinare 1 m³ dí acqua. La presenza di olii minerali provoca un effetto tossico al valore di 1 gr in 1 m³ dí acqua.

-SOSTANZE TOSSICHE E CANCEROGENE-

Microcontaminanti. Per sostanze tossiche o veleni si intende quelle sostanze che una volta entrate nellí organismo provocano immediatamente oppure a medio-lungo termine dei disturbi o anche la morte. La tossicita` piu` insidiosa e` quella a lungo termine. Di questí ultimo tipo sono responsabili I cossiddetti veleni cumulativi I quali sono ritenuti nellí organismo per affinita` chimico fisica ad esempio, maggiore solubilita` di queste sostanze nei lipidi che nellí acqua. Appartengono a questo gruppo dei tossici cumulativi lí As, fluoro, Pb, Hg, Cd, Tl. In sintesi la microcontaminazione dellí acqua e` provocata da composti inorganici quali As, Ba, Cd, Cr, Se, Hg, Zn, fluoruri e nitrati ed anche dai composti organici quali cianuri, idrocarburi aromatici policiclici, pesticidi e composti organoclorurati. Una contaminazione dovuta a caratteristiche chimico fisiche e` la radioattivita`.








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