PROCESSI DEPURATIVI

PROCESSI DEPURATIVI
DEPURAZIONE BIOLOGICA DI ACQUE REFLUE (liquami domestici)
Il contenuto di sostanza organica di un liquame viene caratterizzato
mediante il BOD (Biochemical Oxygen Demand) ed il COD (Chemical
Oxygen Demand).
Il BOD esprime la quantità di ossigeno (mg) consumata da una flora
batterica per metabolizzare la sostanza organica (carbonio organico)
biodegradabile contenuta in un litro di liquame.
Il COD esprime la quantità di ossigeno (espressa in mg) necessaria
per ossidare chimicamente (con K 2Cr 2O 7 e H 2SO 4 a caldo per 2 ore)
la sostanza organica presente nel liquame.
1

Il BOD, rappresenta quindi una misura indiretta del contenuto di
materia organica biodegradabile presente in un campione d'acqua.
Può essere usato per stimare le qualità generali dell'acqua e il suo
grado di inquinamento ed è un parametro usato nella gestione della
qualità dell'acqua e nella depurazione.
Alcune sostanze possono essere ossidate chimicamente, ma non
biologicamente, e quindi, in genere, il COD è maggiore del BOD.
Anche se meno facilmente correlabile con il contenuto di materia
organica, il COD ha il vantaggio di essere misurabile in tempi molto
brevi.
BOD e COD sono indicatori “grossolani” della composizione del
liquame, ma forniscono un dato facile da ottenere e direttamente
correlabile con il grado di inquinamento di un’acqua di scarico.
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Il BOD misura un consumo di ossigeno da parte di
microrganismi a una temperatura fissata e in un periodo di
tempo determinato.
Per assicurare che le condizioni siano ripetibili, in ogni
campione d'acqua da analizzare viene inoculata una quantità
molto piccola di microrganismi.
L'inoculo consiste solitamente in fanghi attivi diluiti
opportunamente con acqua deionizzata. Il test può avere
differenti durate, comunemente il periodo d'analisi è di
cinque giorni (al buio per impedire che si sviluppino reazioni
di fotosintesi che generino ossigeno) a 20°C, BOD 5 20 , ma in
alcuni casi vengono svolti test con periodi diversi.
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BOD - Metodo per diluizione
Il test del BOD viene effettuato diluendo un campione dell'acqua da
analizzare con acqua deionizzata satura di ossigeno, inoculando una
quantità fissata di microrganismi, sigillando il campione (per
impedire che altro ossigeno passi in soluzione) e quindi
conservandolo al buio, alla temperatura di 20 °C per tutta la durata
del test (solitamente 5 giorni) e al termine di questo periodo viene
misurato l'ossigeno disciolto residuo (A = O inizio - O fine).
Parallelamente si effettua la misura su un campione “bianco”, ovvero
non contenente i liquami ed anche di questo si misura l’ossigeno
disciolto residuo (B).
BOD n (mg/l) = (A) x FD - (B)
dove:
FD = Fattore di diluizione del campione
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BOD - Metodo respirometrico
Il campione viene inserito in un contenitore dotato di manometro
differenziale e sigillato ermeticamente per evitare scambi di
ossigeno.
Nel corso della degradazione biologica del contenuto organico si
ha consumo di ossigeno, e ciò genera una depressione nel gas,
misurata dal manometro.
Se preventivamente tarato, il manometro restituisce
immediatamente il valore di BOD del campione. In questo test è
presente un'interferenza legata alla produzione di anidride
carbonica; viene quindi aggiunta alla fase gassosa della potassa
caustica che sottrae chimicamente la CO 2.
5

La totale ossidazione della sostanza organica ha luogo in un
periodo di tempo di circa 20 giorni.
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Di norma, si assume che il valore BOD 5 rappresenti il 70% della
richiesta complessiva di ossigeno, che si può pertanto ricavare
estrapolando il BOD 5.
L’andamento delle reazioni di consumo dell’ossigeno operate dai
microrganismi, in realtà, non è costante.
Per conoscere in modo più preciso come esse decorrano, si
possono effettuare misurazioni della quantità di ossigeno dopo
sole 24, 48 ore dal momento iniziale della prova.
L’ossidazione completa dei composti organici spesso richiede
molti giorni (si ritiene che il BOD a 20 giorni possa esprimere
con buona approssimazione l’ossigeno totale richiesto).
7

La misurazione del BOD effettuata con il metodo diretto risulta
adatta all’esame di acque che si suppongono poco inquinate,
dotate di una certa popolazione batterica e il cui carico di
inquinanti sia sostanzialmente di natura organica.
Nel caso le acque considerate risultino contaminate da sostanze
che potrebbero inibire l’azione batterica (come il cloro, il piombo,
sostanze battericide), o nel caso le sostanze siano poco
biodegradabili, o, ancora, nel caso di acque molto inquinate che
risultino sterili (cioè prive di flora batterica), la misurazione del
BOD è più complessa e può richiedere, ad esempio, operazioni
preliminari di diluizione dei campioni d’acqua, o di inoculazione di
colonie batteriche.
"BOD," Microsoft® Encarta® Enciclopedia Online 2008
8

Valori tipici:
Un fiume incontaminato ha solitamente valori di BOD 5 minori di 1
mg/l.
Un fiume moderatamente inquinato avrà valori di BOD 5 fra i 2 e gli
8 mg/l.
L'acqua di scarico trattata efficacemente da un impianto di
depurazione acque reflue avrà valori di BOD di circa 20 mg/l.
L'acqua di scarico non trattata ha valori variabili, mediamente
attorno ai 600 mg/l, ma spesso anche maggiori come nel caso
degli scarichi di industrie casearie (2000 mg/l) o delle acque di
vegetazione degli oleifici (>5000 mg/l).
Il valore di BOD 5 medio degli scarichi influenti in un impianto di
depurazione per liquami urbani è all'incirca di 200 mg/l.
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COD
E’ un indice che individua non solo la sostanza organica
ossidabile biologicamente (biodegradabile), ma anche quella
ossidabile solo per via chimica.
Reazione di ossidazione da parte del bicromato:
Cr 2-
2O7 + 8H + ↔ 2Cr3+ 2O7 + 8H ↔ 2Cr + 4 H2O + 1.5O 2
Reazione di ossidazione del carbonio organico:
C xH yO z + (x+1/2y-z) O 2 ↔ x CO 2 + ½y H 2O
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Valori tipici per liquami domestici:
BOD 5=100-300 mg/L
COD=250-1000 mg/L
Valori limite per scarico in acque superficiali:
BOD5=40 mg/L
COD=160 mg/L
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PROCESSO A FANGHI ATTIVI
(depurazione di reflui da sostanze organiche)
Il sistema a fanghi attivi è costituito essenzialmente da un reattore
biologico aerato artificialmente seguito da un separatore di particelle
sedimentabili.
Nella vasca di aerazione (VA) il liquame grezzo (LG), generalmente
dopo aver subito una sedimentazione primaria nel sedimentatore S1
(LS), si mescola con una massa di solidi fioccosi (FR) allo stato di fango
molto diluito (3-6 Kg di solidi/mc) all’interno del quale vive un gran
numero di microorganismi, soprattutto batteri, che si nutrono e
riproducono a spese della sostanza organica apportata dal liquame
(disciolta, colloidale o in sospensione).
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La miscela liquido depurato (LD) + fango attivo (FA) dalla vasca di
aerazione viene inviata ad un sedimentatore secondario (S2) che
separa il liquame depurato, che sfiora superiormente, dal fango
attivo che si ispessisce sul fondo (6-12 Kg/mc). Questo è in gran
parte riciclato (FR) alla vasca di aerazione e in piccola parte,
quello che continuamente si produce, allontanato dal sistema
(fango di supero (FS).
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I FIOCCHI DI FANGO ATTIVO
TIPI DI MICROORGANISMI PRESENTI
I microorganismi responsabili della depurazione sono una massa
eterogenea di origine fecale, che abita e costituisce il fiocco di fango
attivo.
Il fiocco di fango attivo è un agglomerato gelatinoso dell’ordine di
qualche millimetro, costituito da un insieme di sostanze sospese,
(prevalentemente organiche, frequentemente allo stato colloidale) e
da una numerosa popolazione di organismi viventi, principalmente
batteri.
Tra essi predominano i batteri saprofiti, molto minore è la presenza di
alghe, funghi, protozoi.
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I batteri sono i diretti responsabili della rimozione della sostanza
organica, della formazione e della stabilizzazione dei fiocchi.
Le caratteristiche chimiche dei composti presenti nel liquame sono
la causa che determina la predominanza di alcune specie
batteriche piuttosto che altre.
Una relativamente alta concentrazione di proteine favorisce la
predominanza di Alcalingenens, Flavobacterium e Bacillus.
Un elevato tenore di carboidrati favorisce la crescita di
Pseudomonas).
15

I protozoi saprofiti (che si nutrono di sostanza organica
morta), appartenenti soprattutto alla classe dei flagellati,
sono in competizione alimentare con i batteri.
I protozoi predatori, appartenenti soprattutto alla classe dei
ciliati, si nutrono principalmente a spese dei batteri dispersi
presenti nel liquame (fagotrofi).
La presenza di protozoi ciliati porta a notevoli miglioramenti
nella depurazione.
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Il tenore di biomassa attiva nel fango dipende dal carico del fango (Cf).
Indicando con:
• F (mc/d) la portata del liquame in ingresso
• BOD 0 (Kg/mc) la concentrazione del substrato in ingresso
• V (mc) il volume della vasca di aerazione
• SSa (Kg/mc) la concentrazione dei solidi sospesi nella vasca
il carico del fango è definito come:
Cf=(F* BOD 0 )/(V*SSa) (Kg BOD applicato/Kg SS*giorno)
17

Il tenore di biomassa attiva si aggira sul 10% del peso secco totale
per sistemi a basso carico (Cf0.5). Con solidi volatili (SV) si indica la componente
organica del fango.
18

Il fiocco si forma per bioflocculazione, un fenomeno che si
manifesta spontaneamente aerando un liquame organico
contenente batteri.
Un alto carico organico provoca una crescita microbica dispersa non
flocculenta con scarsa capacità di sedimentazione.
Un fango a basso carico, mentre da un lato è meno attivo perché
contiene una minor percentuale di batteri, da un altro lato produce
fiocchi più grossi e più compatti, di migliore sedimentabilità.
Tramite la bioflocculazione il fiocco è in grado di aggregare su di se
le sostanze sospese nel liquame (la massa batterica produce
esopolimeri, soprattutto polisaccaridi, in grado di assorbire molti
colloidi presenti nel liquame, agendo come un flocculante).
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La sedimentabilità del fango è espressa dall’indice del fango
SVI (Sludge Volume Index), che rappresenta il volume (cc)
occupato da un grammo di fango lasciato sedimentare per 30
minuti in un cono Imhoff.
20

La bioflocculazione è ostacolata dalla turbolenza dell’ambiente.
Un fango attivo di buona sedimentabilità è costituito da una
calibrata miscela di organismi zoogleali e filamentosi, entrambi
essenziali alla integrità della microstruttura del fiocco.
I filamenti interni costituiscono una struttura “armata” attorno alla
quale attecchiscono le forme zoogleali cosicché il fiocco riesce a
resistere alla turbolenza esterna senza rompersi:
21

Se le condizioni ambientali spostano l’equilibrio batterico verso
una predominanza delle forme filamentose e queste si diramano
oltre il fiocco stesso, fino ad interagire con altri fiocchi
circostanti, si ha il fenomeno del bulking, una lenta
sedimentazione ed una scarsa compattezza del fango.
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Inversamente, la scarsità di forme filamentose all’interno del
fiocco indebolisce la sua struttura cosicché è facile che la
turbolenza del mezzo spezzi i fiocchi producendo un effluente
torbido e ricco di particelle sospese (pin-point).
23

METABOLISMO
La rimozione di sostanza organica per mezzo dei fanghi attivi
avviene attraverso i seguenti stadi:
1. Per contatto del fango attivo col substrato si verificano i
fenomeni di bioadsorbimento e bioflocculazione sul fiocco:
24

2. Demolizione catalitica extracellulare condotta ad opera di
enzimi idrolitici estromessi dai batteri nell’ambiente circostante.
Gli enzimi spezzano le grosse molecole (proteine, polisaccaridi,
lipidi, ecc.) in molecole più piccole tali da poter essere facilmente
bioadsorbite e metabolizzate all’interno delle cellule batteriche.
25

3.
26

VASCA DI AERAZIONE E SEDIMENTATORE
La vasca viene aerata sostanzialmente mediante due sistemi:
- Attraverso insufflazione di aria nel liquame.
- Attraverso una turbolenta agitazione meccanica del liquame
mediante turbine verticali o rotori orizzontali.
28

Vasca di sedimentazione a flusso ascensionale tipo Dortmund,
di tipo cilindrico
29

CONDIZIONI OPERATIVE DELL’IMPIANTO
F = portata giornaliera dei liquami (mc/d)
Va = volume vasca di aerazione (mc)
BOD 0, BOD 1 = concentrazione del substrato nel liquame in ingresso e
nel liquido depurato in uscita dalla vasca di aerazione
Ssa, SSr = concentrazione dei solidi sospesi nella vasca di aerazione e
nel fango ispessito
R = rapporto di ricircolo 33

Dal bilancio dei solidi sospesi nella vasca di aerazione (la
quantità di fango generata nella vasca è trascurabile rispetto a
quella ricircolata):
La concentrazione dei solidi nel fango di ricircolo dipende
dall’ispessimento che ha subito nel sedimentatore e in genere è
compresa tra 6-12 Kg/mc.
Poiché la portata di ricircolo, per ragioni idrauliche vincolate alla
sedimentazione, non è mai superiore al 100-150% della portata
di alimentazione, ne deriva che la concentrazione dei solidi
sospesi nella vasca di aerazione è compresa tra 3-7 Kg/mc.
34

RENDIMENTO DI RIMOZIONE DEL BOD
35

Comunque, oltre all’obiettivo primario della depurazione del
liquame, bisogna tener conto anche del problema del
trattamento e smaltimento del fango di supero: la quantità e la
putrescebilità del fango di supero sono infatti caratteristiche
legate all’età ed al carico del fango (più basso è il carico del fango
e minore è la produzione di fango di supero, il quale per valori di
Cf molto bassi (inferiori a 0.1) risulta pressoché stabilizzato).
Altro obiettivo può essere la nitrificazione dell’azoto
ammoniacale, realizzabile solo a carico del fango molto basso
(

PRODUZIONE DI FANGO (fango di supero)
La produzione di fango deriva dalla crescita microbica e dalla
bioflocculazione, meno la degradazione della massa
biodegradabile. Pertanto la produzione giornaliera di fanghi (ΔSS
in Kg/d) è esprimibile come:
ΔSS = c ΔBOD + f ΔBOD – Kd Va SSa
Dove:
c = coefficiente di crescita batterica lorda
f = coefficiente di bioflocculazione
Kd = coefficiente di degradazione della biomassa biodegradabile
Per i liquami domestici:
c ≅ 0.5
f ≅ 0.5
Kd = 0.05*1.08 T-20 (d -1 )
38

La produzione di fango per unità di BOD rimosso è data da:
39

ETA’ DEL FANGO
L’età media del fango (Θ) è data dal rapporto tra la quantità di
fango presente nella vasca di aerazione ed il fango prodotto
nell’unità di tempo:
Quindi l’età del fango dipende dalla temperatura (attraverso la
Kd) e dal carico del fango (attraverso il termine η(Cf)*Cf).
41

I fanghi prodotti a Cf molto bassi (

CONSUMO DI OSSIGENO METABOLICO
La quantità di ossigeno richiesta dal processo metabolico deriva
dal catabolismo di respirazione attiva e di respirazione
endogena. Pertanto il consumo giornaliero di O 2 (ΔO 2 in Kg/d) è
esprimibile come:
Indicativa della
densità della
popolazione
microbica
Attività
ossidativa della
biomassa
43

Quindi il consumo di ossigeno dipende dalla temperatura
(attraverso la Ke) e dal carico del fango (attraverso il termine
η(Cf)*Cf).
44

Il consumo di ossigeno diminuisce all’aumentare del carico del
fango (a parità di temperatura) e aumenta all’aumentare della
temperatura (a parità di carico del fango). 45

INFLUENZA DEI FATTORI AMBIENTALI
La temperatura del liquame non influenza sensibilmente il
processo finché si resta al di sopra di 10°C, ma lo rallenta a valori
minori.
La temperatura influisce non solo sui fattori biologici, ma anche
sul trasporto di O2 dall’aria all’acqua. Siccome il tenore di
saturazione di O 2 disciolto nell’acqua diminuisce all’aumentare
della temperatura, si verifica che all’aumentare di T, se da un lato
corrispondono alte velocità di utilizzazione biologica dell’O2, dall’altro lato si ha una bassa velocità di ossigenazione
dell’acqua, col risultato che la penetrazione dell’ O2 nella massa
biologica resta un fenomeno superficiale che si esaurisce
rapidamente negli strati più esterni, lasciando all’interno una
zona anaerobica.
46

Gli effetti del pH sui processi biologici sono normalmente dovuti
alla dipendenza della velocità delle reazioni enzimatiche dal pH
(ogni enzima ha un optimum di attività ad un determinato pH). Il
campo di pH entro il quale possono operare i sistemi a fanghi
attivi va da pH=5 a pH=9.
In tali condizioni, la CO2 sviluppata nel metabolismo aerobico è
presente nel mezzo acquoso prevalentemente sotto forma di
ione bicarbonato:
C O 2 + H 2 O ↔ H + + HCO 3 -
Oltre all’effetto del pH a livello biochimico, si ha anche un effetto
selettivo nei confronti dei tipi di microorganismi (al di sotto di pH
=6 i fanghi cominciano a competere con i batteri e predominano
nettamente su di essi a pH=4.5).
47

La presenza di metalli (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) nel liquame
comporta spesso un’azione tossica, in relazione soprattutto alla
loro concentrazione, ma se questi sono presenti in concentrazioni
abbastanza basse, l’azione bioflocculatoria dei fanghi attivi svolge
anche nei loro confronti un’azione di rimozione dalla fase liquida:
Metalli Conc media Rimozione Conc nei
nel liquame (%) fanghi
(mg/L) (mg/Kg)
Cd 0.02 20-45 31
Cr 0.05 40-80 1100
Cu 0.10 0-70 1230
Hg 0.0013 20-75 6.6
Ni 0.1 15-40 410
Pb 0.2 50-90 830
n 0.18 35-80 2780
48

NITRIFICAZIONE - DENITRIFICAZIONE
Scopo della nitrificazione è la trasformazione, per ossidazione
biologica, dell’NH 3 in nitrati.
La nitrificazione, integrata con la denitrificazione, permette la
rimozione dell’azoto: la denitrificazione, cioè la trasformazione
dell’azoto in N2 e quindi la sua rimozione, è possibile solo se si
parte da azoto in forma nitrica, per cui i due sistemi
nitrificazione-denitrificazione sono sempre accoppiati.
Valori limite per scarico in acque superficiali:
Azoto ammoniacale (come NH 4 + ) 15 mg/L
Azoto nitroso (come N) 0.5 mg/L
Azoto nitrico (come N) 20 mg/L
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NITRIFICAZIONE
Nei liquami urbani e zootecnici, l’azoto è prevalentemente
presente sotto forma organica (proteine) e come urea CO(NH 2) 2
generata dalle urine.
In ambiente idrico entrambe le forme subiscono rapidamente un
processo di fermentazione e trasformazione in azoto
ammoniacale (non si fa in genere distinzione fra azoto organico e
azoto ammoniacale, entrambi compresi nella determinazione
analitica del TKN (Total Kjeldhal Nitrogen), in quanto l’azoto
organico è destinato a diventare azoto ammoniacale).
50

La nitrificazione dell’azoto ammoniacale avviene ad opera di
batteri autotrofi, che traggono l’energia necessaria (ATP) alle
loro funzioni vitali dall’ossidazione di NH 3 (catabolismo). Essi
inoltre utilizzano la CO 2 (formatasi dalla fermentazione
aerobica) come fonte di carbonio (anabolismo).
La trasformazione di NH3 in nitrati avviene in due stadi di cui il
primo, la nitrosazione, cioè il passaggio di NH 3 a nitriti, avviene
ad opera dei batteri Nitrosomonas, mentre il secondo, la
nitrazione, cioè il passaggio dei nitriti a nitrati, avviene ad
opera dei batteri Nitrobacter:
NH 4 + + 1.5O2 → 2H + +H 2O+ NO 2 -
NO 2 - + ½O2 → NO 3 -
51

La nitrificazione viene realizzata simultaneamente all’ossidazione
del BOD in sistemi ad aerazione prolungata in cui l’età del fango
è di circa 10 giorni, cui corrisponde un carico del fango di 0.1-
0.15.
I batteri nitrificanti rappresentano circa il 4% dei batteri totali,
circa il 2% dei solidi sospesi totali.
52

I Nitrosomonas e i Nitrobacter sono caratterizzati da una velocità
di crescita notevolmente inferiore a quella dei batteri
chemioeterotrofi che operano l’ossidazione del BOD.
Pertanto, se l’età del fango non è sufficientemente alta, si ha
dilavamento completo dei batteri nitrificanti con il fango di
supero.
Cioè la loro velocità di crescita è inferiore a quella con cui
vengono allontanati e il processo di nitrificazione non può
avvenire.
53

Il processo di nitrificazione è un fenomeno praticamente del tipo
“tutto o niente”, cioè al di sotto di Θcrit l’ossidazione del TKN
non avviene, al di sopra di Θcrit la concentrazione del TKN
decresce rapidamente con Θ.
55

DENITRIFICAZIONE
La denitrificazione è operata da batteri chemioeterotrofi
facoltativi (Pseudomonas, Microcossus, ecc.), in genere
abbondantemente presenti nelle normali fasi biologiche
ossidative, che posti però in condizioni di anossia (cioè assenza
di ossigeno disciolto) possono utilizzare i nitrati invece dell’O 2
per attivare la catena metabolica.
Una fonte di carbonio organico è comunque sempre necessaria
per la sintesi cellulare.
56

NO 3 - + sostanza organica ↔ cellule + NO2 - + CO2
NO 2 - + sostanza organica ↔ cellule + N2↑ + CO 2
Mentre un trattamento biologico classico volto alla riduzione del
BOD dà una riduzione del TKN dell’ordine del 10-40% per
fenomeni di bioflocculazione e sintesi batterica, la nitrificazione
accoppiata alla denitrificazione è in grado di dare un’efficienza di
rimozione dell’azoto totale del 90% ed oltre.
57

IMPIANTO DI DENITRIFICAZIONE
(predenitrificazione, ossidazione a basso carico e nitrificazione)
La frazione ricircolata è data dalla componente di fango
ricircolato a valle del sedimentatore (generalmente di entità
equivalente alla portata di alimentazione) unita ad una
componente ricircolata direttamente a valle della nitrificazione,
per evitare sovradimensionamento del sedimentatore.
L’azoto residuo, in uscita dall’impianto è relativo alla frazione di
N-NO 3 che non è stato avviato alla denitrificazione tramite il
ricircolo. 58

N 0
N 1
Bilancio dell’azoto fra le sezioni A e B (si suppone un’efficienza di
nitrificazione del 100%) con:
N 0 = concentrazione di N-TKN entrante con il liquame grezzo
N 1 = concentrazione di N-NO 3 in uscita dalla denitrificazione
N 1
N 1
59

Il rendimento totale di rimozione
dell’azoto (η tot) è dato
60

Il rendimento di rimozione totale dell’azoto dipende dal prodotto
tra rapporto di ricircolo e rendimento di denitrificazione.
Presupponendo quest’ultimo intorno al 100%, ne deriva un R ≅
2-3.5 per un rendimento di rimozione totale dell’azoto pari
all’80% circa, ma aumentando anche il costo di pompaggio e la
complessità dell’impianto. 61

Consumo di ossigeno:
Per l’ossidazione di NH 3 a nitrato:
NH 3 + CO 2 + O 2 ↔ cellule + NO 3 -
Sono richiesti circa 4.6 Kg di ossigeno per Kg di N-NH 3.
Pertanto, indicando con ΔN-NH 3 i Kg/giorno di N-NH 3 ossidato a
N-NO3, l’eq
Diventa:
ΔO 2 = a ΔBOD + KeVa*SSa + 4.6 ΔN-NH 3
62

RIMOZIONE BIOLOGICA DEL FOSFORO
Un fango biologico di un impianto a fanghi tradizionale presenta
una concentrazione media di fosforo nel fango pari al 1.5% (sul
secco); si ottiene così, con i fanghi di spurgo, una rimozione del
fosforo del 20-30%.
Nei processi anaerobici-aerobici, i fanghi prodotti contengono
una percentuale di P più elevata (fino al 3-6%), con conseguente
aumento dell’efficienza di abbattimento.
63

Questo risultato si ottiene grazie ad un gruppo di microorganismi in
grado di accumulare nella cellula una quantità di P più elevata
rispetto a quanto si verifica in un processo a fanghi attivi
completamente aerobico.
In particolare, i batteri del genere Acinetobacter prediligono come
fonte di C degli intermedi metabolici a basso peso molecolare quali
acido acetico, etanolo, ecc.
Tali composti vengono comunemente prodotti in condizioni
anaerobiche da un gran numero di batteri eterotrofi facoltativi
metabolizzando le sostanze più biodegradabili.
64

Gli acinetobacter risultano così sfavoriti in ambiente aerobico; in
queste condizioni, tali batteri potranno essere attivi solo se
avranno accumulato sufficienti quantità di substrato
metabolizzante.
Per accumulare il substrato nella fase anaerobica, gli
acinetobacter necessitano di energia sotto forma di ATP. La fonte
energetica è costituita da polifosfati (poli-Pn) accumulati dalle
cellule batteriche nella fase aerobica, attraverso l’assunzione di
fosforo inorganico superiore alle normali esigenze metaboliche.
Il substrato carbonioso a basso peso molecolare (tipicamente
acidi organici a corta catena, quali acido acetico, prodotti nella
fermentazione anaerobica dei batteri eterotrofi facoltativi) viene
utilizzato per la sintesi di materiale di riserva quale il poli-Βidrossibutirrato
(PHB) o poli-idrossivalerianato (PHV).
65

Nella fase aerobica, gli Acinetobacter metabolizzano il substrato
carbonioso accumulato precedentemente e quindi, attraverso il loro
normale metabolismo aerobico, producono energia (sotto forma di
ATP) e nuove cellule.
L’energia prodotta dall’ossidazione del substrato viene in parte
utilizzata per la sintesi dei polifosfati.
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