PROCESSI DEPURATIVI DEPURAZIONE BIOLOGICA DI ACQUE REFLUE (liquami domestici) Il contenuto di sostanza organica di un liquame viene caratterizzato mediante.

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1 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 K2Cr2O7 e H2SO4 a caldo per 2 ore) la sostanza organica presente nel liquame.

2 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.

3 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.

4 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

5 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 CO2.

6 La totale ossidazione della sostanza organica ha luogo in un periodo di tempo di circa 20 giorni.

7 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 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).

8 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

9 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. 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.

10 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: Cr2O H+  2Cr H2O + 1.5O2 Reazione di ossidazione del carbonio organico: CxHyOz + (x+1/2y-z) O2  x CO2 + ½y H2O

11 Valori tipici per liquami domestici:
BOD5= mg/L COD= mg/L Valori limite per scarico in acque superficiali: BOD5=40 mg/L COD=160 mg/L

12 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).

13 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).

14 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. 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.

15 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).

16 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.

17 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)

18 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.

19 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).

20 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.

21 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:

22 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.

23 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).

24 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:

25 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.

26 3.

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28 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.

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

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33 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

34 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 % della portata di alimentazione, ne deriva che la concentrazione dei solidi sospesi nella vasca di aerazione è compresa tra 3-7 Kg/mc.

35 RENDIMENTO DI RIMOZIONE DEL BOD

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37 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 (< ). Il ricorso a carichi di fango molto bassi comporta un volume molto grande della vasca di aerazione.

38 DSS = c DBOD + f DBOD – Kd Va SSa
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 (DSS in Kg/d) è esprimibile come: DSS = c DBOD + f DBOD – 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*1.08T-20 (d-1)

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

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41 ETA’ DEL FANGO L’età media del fango () 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 h(Cf)*Cf).

42 I fanghi prodotti a Cf molto bassi (<0
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 parità di temperatura) e aumenta all’aumentare della temperatura (a parità di carico del fango).

43 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 (DO2 in Kg/d) è esprimibile come: Indicativa della densità della popolazione microbica Attività ossidativa della biomassa

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

45 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).

46 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’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.

47 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 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).

48 Conc media nel liquame (mg/L) Conc nei fanghi (mg/Kg)
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) 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

49 NITRIFICAZIONE - DENITRIFICAZIONE
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 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

50 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 determinazione analitica del TKN (Total Kjeldhal Nitrogen), in quanto l’azoto organico è destinato a diventare azoto ammoniacale).

51 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, 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 O2 → 2H++H2O+ NO2- NO2- + ½O2 → NO3-

52 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 I batteri nitrificanti rappresentano circa il 4% dei batteri totali, circa il 2% dei solidi sospesi totali.

53 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.

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

56 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 necessaria per la sintesi cellulare.

57 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.

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

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

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

61 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  per un rendimento di rimozione totale dell’azoto pari all’80% circa, ma aumentando anche il costo di pompaggio e la complessità dell’impianto.

62 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. Pertanto, indicando con DN-NH3 i Kg/giorno di N-NH3 ossidato a N-NO3, l’eq Diventa: DO2 = a DBOD + KeVa*SSa DN-NH3

63 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.

64 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.

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

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67 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.