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

PROCESSI DEPURATIVI

DEPURAZIONE BIOLOGICA DI ACQUE REFLUE (liquami domestici)

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 K2Cr2O7 e H2SO4 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.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.2

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, BOD520, ma in

alcuni casi vengono svolti test con periodi diversi.

3

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 = Oinizio - Ofine).

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).

BODn (mg/l) = (A) x FD - (B)

dove:

FD = Fattore di diluizione del campione

4

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.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 CO2.

5

La totale ossidazione della sostanza organica ha luogo in un

periodo di tempo di circa 20 giorni.

6

Di norma, si assume che il valore BOD5 rappresenti il 70% della

richiesta complessiva di ossigeno, che si può pertanto ricavare

estrapolando il BOD5.

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 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 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 BOD5 minori di 1

mg/l.

Un fiume moderatamente inquinato avrà valori di BOD5 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.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 BOD5 medio degli scarichi influenti in un impianto di

depurazione per liquami urbani è all'incirca di 200 mg/l.

9

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:

Cr2O72- + 8H+ ↔ 2Cr3+ + 4 H2O + 1.5O2Cr2O7 + 8H ↔ 2Cr + 4 H2O + 1.5O2

Reazione di ossidazione del carbonio organico:

CxHyOz + (x+1/2y-z) O2 ↔ x CO2 + ½y H2O

10

Valori tipici per liquami domestici:

BOD5=100-300 mg/L

COD=250-1000 mg/L

Valori limite per scarico in acque superficiali:Valori limite per scarico in acque superficiali:

BOD5=40 mg/L

COD=160 mg/L

11

Il sistema a fanghi attivi è costituito essenzialmente da un reattore

biologico aerato artificialmente seguito da un separatore di particelle

sedimentabili.

PROCESSO A FANGHI ATTIVI

(depurazione di reflui da sostanze organiche)

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). 12

La miscela liquido depurato (LD) + fango attivo (FA) dalla vasca di 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).

13

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

Tra essi predominano i batteri saprofiti, molto minore è la presenza di

alghe, funghi, protozoi.

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.

14

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.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.

16

Il tenore di biomassa attiva nel fango dipende dal carico del fango (Cf).

Indicando con:

• F (mc/d) la portata del liquame in ingresso

• BOD0 (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* BOD0 )/(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 (Cf<0.3), sul 40% per sistemi ad alto

carico (Cf>0.5). 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 producecontiene 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).

19

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: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.

22

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

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:

METABOLISMO

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

27

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.

VASCA DI AERAZIONE E SEDIMENTATORE

28

Vasca di sedimentazione a flusso ascensionale tipo Dortmund,

di tipo cilindrico

29

30

31

32

CONDIZIONI OPERATIVE DELL’IMPIANTO

F = portata giornaliera dei liquami (mc/d)

Va = volume vasca di aerazione (mc)

BOD0, BOD1 = 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

36

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

(<0.1-0.15).

Il ricorso a carichi di fango molto bassi comporta un volume

molto grande della vasca di aerazione.

37

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 (∆∆∆∆SS

in Kg/d) è esprimibile come:

∆∆∆∆SS = c ∆∆∆∆BOD + f ∆∆∆∆BOD – Kd Va SSa

Dove:

c = coefficiente di crescita batterica lordac = 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*1.08T-20 (d-1)

38

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

39

40

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 (<0.1)

hanno bassa putrescibilità (fanghi

stabilizzati), in quanto hanno un basso

contenuto di sostanza facilmente

biodegradabile.

L’età del fango diminuisce

all’aumentare del carico del fango (a all’aumentare del carico del fango (a

parità di temperatura) e aumenta

all’aumentare della temperatura (a

parità di carico del fango).

42

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 O2 (∆O2 in Kg/d) è

esprimibile come:

Indicativa della

densità della

popolazione

microbica

43

microbica

Attività

ossidativa della

biomassa

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 O2 disciolto nell’acqua diminuisce all’aumentaresaturazione di O2 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 dipresente nel mezzo acquoso prevalentemente sotto forma di

ione bicarbonato:

C O2 + H2 O ↔ H+ + HCO3-

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

nel liquame

(mg/L)

Rimozione

(%)

Conc nei

fanghi

(mg/Kg)(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

Scopo della nitrificazione è la trasformazione, per ossidazione

biologica, dell’NH3 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

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 NH4+) 15 mg/L

Azoto nitroso (come N) 0.5 mg/L

Azoto nitrico (come N) 20 mg/L

49

NITRIFICAZIONE

Nei liquami urbani e zootecnici, l’azoto è prevalentemente

presente sotto forma organica (proteine) e come urea CO(NH2)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 determinazioneazoto 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 NH3 (catabolismo). Essi

inoltre utilizzano la CO2 (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 NH3 a nitriti, avvieneprimo, la nitrosazione, cioè il passaggio di NH3 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:

NH4+ + 1.5O2 → 2H++H2O+ NO2

-

NO2- + ½O2 → NO3

-

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

54

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’O2

per attivare la catena metabolica.

Una fonte di carbonio organico è comunque sempre necessariaUna fonte di carbonio organico è comunque sempre necessaria

per la sintesi cellulare.

56

NO3- + sostanza organica ↔ cellule + NO2

-+ CO2

NO2- + sostanza organica ↔ cellule + N2↑ + CO2

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.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 fangoLa 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-NO3 che non è stato avviato alla denitrificazione tramite il

ricircolo. 58

Bilancio dell’azoto fra le sezioni A e B (si suppone un’efficienza di

nitrificazione del 100%) con:

N0 = concentrazione di N-TKN entrante con il liquame grezzo

N1 = concentrazione di N-NO3 in uscita dalla denitrificazione

N0

N1

N1

N1

59

Il rendimento totale di rimozione

dell’azoto (ηtot) 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

Pertanto, indicando con ∆N-NH3 i Kg/giorno di N-NH3 ossidato a

Consumo di ossigeno:

Per l’ossidazione di NH3 a nitrato:

NH3 + CO2 + O2 ↔ cellule + NO3-

Sono richiesti circa 4.6 Kg di ossigeno per Kg di N-NH3.

Diventa:

∆O2 = a ∆BOD + KeVa*SSa + 4.6 ∆N-NH3

Pertanto, indicando con ∆N-NH3 i Kg/giorno di N-NH3 ossidato a

N-NO3, l’eq

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.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 qualifonte 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 dicellule 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-Β-

idrossibutirrato (PHB) o poli-idrossivalerianato (PHV).

65

66

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.

67