TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES CON LODOS ACTIVADOS EN UN ZANJON DE OXIDACIÓNResumen

El tratamiento de aguas residuales, a lo largo de la historia ha representado un reto para todos los científicos e ingenieros que trabajan en el campo ambiental, por que las necesidades sanitarias de la sociedad lo requieren, es de vital importancia mantener el agua contaminada fuera del casco urbano de una ciudad o población, ya que así prevenimos muchas enfermedades y otros problemas que puedan afectar la salud de la población, de igual manera el poder verter o reutilizar esta agua requiere un tratamiento en donde bajemos los niveles de contaminación del agua. Como respuestas y alternativas para el tratamiento de agua residual surgieron varios tipos de tratamiento como el tratamiento químico, el fisicoquímico y el biológico (Avi Ostfeld 2002) (Yearachmiel Argaman 2002). Cada uno de estos con características propias que definen su eficacia a la hora de tratar el agua residual. El tratamiento biológico poco a poco fue ganando importancia en el campo, debido a su eficacia en la remoción, y su facilidad para depositar y tratar los residuos solidos que se generan cuando se termina el tratamiento de un caudal, características como estas ubicaron al tratamiento biológico como el pilar del tratamiento de aguas, ya que así se mezclen, o combinen los tratamientos físicos, los fisicoquímicos, siempre en esta combinación debe existir un reactor debido a que donde mas se presenta mas remoción de materia orgánica es en el tratamiento biológico (Avi Ostfeld 2002) (Yearachmiel Argaman 2002).. Los lodos activados son el corazón del tratamiento biológico, de estos han existido muchas adaptaciones, una de ellas los zanjones de oxidación, donde se usa el tratamiento con lodos activados que posee una aireación prolongada, lo cual es muy eficaz a la hora de tratar un caudal de agua residual proveniente de una población o cuidad pequeña (Renou, 2008). A la hora de estudiar la eficacia de un tipo de tratamiento los parámetros más importantes son la remoción de DBO y DQO. Gracias a estos parámetros se han definido los tipos de lodos activados mas adecuados para los diferentes caudales que se presentan y para diferentes tipos de aguas residuales, como de desechos industriales, domésticos etc.

Introducción

El tratamiento de aguas residuales tiene como objetivo principal, además de remover las sustancias indeseadas del efluente, modificar algunas propiedades fisicoquímicas y biológicas con el propósito de disminuir la carga contaminante en un cuerpo de agua antes de su posterior vertimiento (Renou, 2008; Muga, 2008). Bajo este orden de ideas encontramos que el tratamiento de aguas residuales consta de 3 tratamientos. En un primer paso el tratamiento consta de un componente fisicoquímico, posteriormente biológico y finalmente un tratamiento especializado en base a los requerimientos que se tengan con esta agua (Renou, 2008). Para el caso del tratamiento biológico encontramos que nace en el año de 1914 en Inglaterra, por medio del trabajo de los científicos Andern y Lockett, este método desarrollado para el tratamiento de aguas recibió el nombre de lodos activados (Badawy, 2009). Este consiste en la estabilización biológica de un residuo bajo un reactor en condiciones aerobias (Joanaz de Melo, 1994). Entre los procesos de lodos activados encontramos el de zanjón de oxidación (Dudley, 1995). Este es un proceso de lodos activados, del tipo de aireación prolongada, que usa un canal cerrado, con dos curvas, para

la aireación y mezcla. Entre sus parámetros de diseño encontramos la carga orgánica volumétrica, el oxigeno requerido y el tiempo de aireación (Dudley, 1995; Joanaz de Melo, 1994). Para este proceso además es importante tener en cuenta los conceptos de oxigeno disuelto y demanda bioquímica de oxigeno, y las relaciones que se dan con estos dos parámetros en los niveles de aumento y disminución en aguas residuales como indicador de su contaminación (Hasadsri, 2012; Spanjers, 1994). Los cuerpos de agua, naturalmente tienen oxígeno disuelto (OD), generado por la mezcla del agua con el oxígeno que las plantas acuáticas liberan después de su fotosíntesis y el movimiento de la misma y es indispensable para la supervivencia de los organismos que allí habitan (Hull, 2008).

Por otro lado la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) se define, básicamente, como la cantidad de oxígeno que necesitan los microorganismos, para oxidar o degradar la materia orgánica que está presente en el agua residual, teniendo en cuenta que los microorganismos utilizan la materia orgánica en condiciones aeróbicas para generar energía oxidando esta. Cuando la Demanda Bioquímica de Oxígeno se encuentra en niveles altos, resulta un indicativo de que el agua no cuenta con el suficiente Oxígeno Disuelto para mantener a los microorganismos encargados de descomponer la materia orgánica (Leduc, 1988; Hasadsri, 2012; Spanjers, 1994).

En aspectos mucho más precisos encontramos que los zanjones de oxidación poseen equipo de aireación y circulación del licor, usa aireadores mecánicos del tipo de cepillos horizontales, de jaula o de discos (Dudley, 1995). Entre sus parámetros de construcción podemos encontrar que posee profundidades entre 1.2 y 1.8 m con paredes de 3 a 3.6 m, además de revestirse de concreto o de otro material apropiado para prevenir la erosión y la infiltración (Hartley, 2008). Los aireadores pueden ser fijos o flotantes y son instalados con el propósito de suministrar suficiente velocidad dentro del zanjón, que por lo general se encuentra en 0.30 m/s, así para mantener el nivel de oxigeno disuelto requerido y los sólidos del licor mesclados en suspensión (Dudley, 1995). Con respecto a los cepillos operan a velocidades de 60 a 110 RPM, con sumergencias de 5 a 30 cm produciendo tazas de transferencias de oxigeno entre 1.5 y 10 kg O2/mh. El zanjón de oxidacion, adecuadamente diseñado y operado, provee remociones promedio de DBO y SS mayores del 85% con aguas residuales municipales, además de tener la capacidad de efectuar un nivel alto de nitrificación por el tiempo de retención prolongado (Hartley, 2008). Los lodos activados, utilizados en los zanjones de oxidación y cualquier otro tipo de maquina o reactor utilizado para tratamiento de aguas residuales, consisten en una masa floculante de microrganismos, materia orgánica, materiales inorgánicos y tienen la capacidad de poseer una superficie activa para la absorción de materiales coloidales y suspendidos, de la cual deriva su nombre activado (Klausen, 2004; Chaignon, 2002). El medio donde estos son cultivados es un medio acuático que es colonizado por hongos, bacterias, protozoos y metazoos los cuales se recirculan por medio de un floc biológico que tiene la función de estabilizar la materia orgánica (Chaignon, 2002).

La porción de materia orgánica absorbida inicialmente, no oxidada ni utilizada en síntesis, es almacenada en le floc biológico. Cuando se ha usado la capacidad total de almacenamiento del lodo, el lodo deja de ser activo en el sentido de la capacidad de absorción. La actividad de absorción se recupera solamente después de un periodo de aireación, en el cual durante su

desarrollo todo el material orgánico lleva a cabo fenómenos como la oxidación y la síntesis. (Kiyohiko Nakasaki, Le Thi Hong Tran, Yoshito Idemoto, Michiharu Abe, Analiza Palenzuela Rollon, 2009). El proceso de aireación nos permite restablecer la actividad y estimular la capacidad de absorción del lodo. A este proceso de aireación a través de la historia se le ha denomino el proceso de estabilización de los lodos. El ambiente donde se desarrollan los lodos activados, puede considerarse un medio acuático, que es colonizado por microrganismos que varían principalmente en las clases como, baterías, hongos, protozoos y metazoos pequeños ( Xin Feng, Hengyi Lei, Jinchuan Deng, Qiang Yu, Hualiang Li, January 2009).

Las bacterias componen el grupo más grande y por ende el más importante de los microrganismos en el proceso de lodos activados, debido a que poseen la función de estabilizar del material orgánico y en la formación floc activo del lodo activado. En el transcurso de la historia a medida que fue utilizando este proceso de tratamiento plantas de tratamiento de agua residual de todo el mundo, se pudo establecer que se ha observado una gran variedad de especies bacterianas en los lodos activos, destacándose los géneros Alcaligenes flavobacterium, Bacillus y pseudomonas, como los más comunes. En el proceso de purificación son de vital importancia las bacterias nitrificantes, como lo son Nitrosomonas, pero la más importante en incluso para muchos autores y conocedores el principal organismo formador de floc biológico, por lo tanto la mejor en formación de lodos activados (C.P. Chu, D.J. Lee, 2004).

Los hongos normalmente no se presentan en grandes poblaciones en los lodos activados, estos se presentan en condiciones inusuales, como por ejemplo cuando una planta esta tratando un agua residual que posee una gran deficiencia en los niveles presentes de nitrógeno. Solo en estas condiciones pueden ser capaces de dominar la comunidad de microrganismos presente en el lodo, y en este orden de ideas ser los responsables de la mayor parte del tratamiento. Los hongos presentan un problema que aunque sean tan eficaces como las bacterias para la estabilización del material orgánico, poseen la característica de que también generan floc biológico que queda en suspensión en el tanque. Este problema del floc biológico en suspensión, también se presenta cuando se están tratando residuos que son de naturaleza acida, ya que establecen un medio ideal para que aparezcan microrganismos como los hongos filamentosos, mohos (T.T More, S. Yan, R.D Tyagi, R.Y Surampalli, October 2010).

Las algas por lo general son introducidas a las plantas de tratamiento, por medio de las aguas residuales, pero estas no pueden vivir dentro de la planta debido a la deficiencia de luz, y al movimiento constante que se realiza para poder mezclar el material biológico (N. Abdel Raoul, A.A Al Homaidah, I.B.M Ibraheem, July 2012).

Los protozoos y las bacterias, son los microrganismos más abundantes en lodos activados. Posiblemente los más comunes sean los protozoos flagelados, aunque también se han encontrado en grandes cantidades amibas en las paredes de los tanques. Algunas veces encontramos los metazoos, formas superiores y animales, pero son situaciones muy aisladas, se presentan usualmente en plantas que operan el sistema de tratamiento de lodos activados con aireación prolongada con carga orgánica baja.

Si hacemos una generalización el proceso de lodos activados es un sistema de tratamiento biológico aerobio. Y su operatividad y rendimiento esta regida por unos parámetros de los cuales depende el éxito de su eficiencia a la hora de tratar aguas residuales. Estos parámetros son:

* Naturaleza del suministro

* Concentración del alimento

* Turbulencia

* Temperatura

* Tiempo de aireación

* Concentración de lodos

Las aguas residuales fluyen en el tanque de aireación, aportando todo su contenido de materia orgánica (DBO), que juega el papel de suministro alimenticio. Las bacterias comienzan a metabolizar los residuos produciendo nuevas bacterias, además de utilizar el oxigeno disuelto para liberar dióxido de carbono. Los protozoos comienzan a comerse las bacterias para poder adquirir energía y poder realizar su metabolismo, y su reproducción. Una parte de las nuevas colonias bacterianas que se han creado muere por lisis o algún otro fenómeno, aportando su material para las nuevas síntesis microbiales. La mezcla liquida de aguas residuales con floc biológico, pasa a un sedimentador donde se lleva a cabo la separación del material orgánico, y el agua, de donde es este se esta constantemente recirculando el floc biológico al tanque de aireación y se están realizando descargas del efluente.

El sistema de lodos activados es un proceso estrictamente aerobio, ya que el floc microbiológico se mantiene en suspensión dentro de la mezcla de agua residual y material biológico únicamente si hay presencia de oxigeno disuelto (OD) (Sheng-Jie You, Yung-Pin Tsai, Ru-Yi Huang 2009). El contacto intimó que se lleva a cobo entre el agua residual con una cantidad optima de floc biológico activo y además que esto ocurra en presencia de un suministro adecuado de oxigeno, durante un periodo de tiempo suficiente, y por ultimo una separación eficiente del floc microbiológico y del liquido purificado, son lo prerrequisitos necesarios que debe tener una planta de tratamiento de aguas residuales que desea operar mediante el tratamiento por lodos activados (Avi Ostfeld 2002) (Yearachmiel Argaman 2002).

Mediante todo el proceso podemos establecer etapas, las cuales poseen características especiales, y en las cuales también se encuentra una población dominante de microrganismos distintos para cuada una de las etapas (Boris Eliosov, Yerachmiel Argaman 2003). Estas también sirven de indicadores para información acera de que esta pasando en el lodo y el floc biológico. Las etapas son; etapa A, etapa B, etapa C, etapa D, etapa E (Tan Phong Nguyena, Nicholas P. Hankinsb, Nidal Hilala 2007),

.

Fig. 1. Microrganismos más comunes en los lodos activados.

Etapa A

Representa el comienzo del proceso de adaptación, el agua residual recién entra en el tanque y la aireación comienza a operar. En aguas domesticas existirán los microrganismos necesario para su tratamiento, lo cual significa que en la no se encontrará predominio significativo de ningún microrganismo (L Piirtolaa, , B Hultmanb, C Anderssonb, Y Lundebergb 2002). Durante este proceso estarán presentes muchos tipos de microrganismos; es decir en condiciones ideales ningún género o clase alcanzará una población con tal número de individuos que sea significativa frente a la de los demás microrganismos (Boris Eliosov, Yerachmiel Argaman 2003).

Etapa B

Representa el momento en el cual los organismos sarcodina alcanzan su número máximo. Siendo estos organismo muy primitivo, de movimiento lento y bastante ineficientes en la competencia por alimento (Avi Ostfeld 2002) (Yearachmiel Argaman 2002). La amiba también es común en esta etapa, especialmente cuando el suministro alimenticio es alto, se pueden apreciar también cuando el reactor se pone en funcionamiento.

Etapa C

Es el punto en el cual los protozoos flagelados alcanzan su punto máximo, estos organismos flagelados tienen una estructura más compleja que los sarcodina, son mucho más activos y requieren una mayor cantidad de alimento. (Sheng-Jie You, Yung-Pin Tsai, Ru-Yi Huang 2009). Debido a que se mueven esto les permite obtener alimento, cuando el suministro de alimento es muy bajo para mantener también la población de sarcodina. Esta etapa es un indicador de que es un lodo joven, es decir debido al movimiento de los protozoos flagelados, es un lodo que es muy difícil de sedimentar (L Piirtolaa, , B Hultmanb, C Anderssonb, Y Lundebergb 2002.) El alto nivel de actividad de los protozoos flagelados es causa de un alto consumo de oxigeno disuelto. Debido a que la DBO en este caso actúa como combustible para la formación de nuevas células y para la actividad o metabolismo. (C.F. Forster 2003). En esta etapa los protozoos flagelados de multiplican

muy rápidamente por lo que la remoción DBO es muy alta en esta etapa. Los protozoos flagelados no forman buen floc biológico, provocando que haya turbidez en la mezcla, debido a que nos muy sedimentables (Avi Ostfeld 2002) (Yearachmiel Argaman 2002).

Etapa D

En esta etapa los ciliados y las bacterias alcanzan su población. Las a pesar de su estructura celular simple, son muy buenas competidoras para la obtención de alimento, en especial cuando este se esta acabe (Avi Ostfeld 2002). El medio por el cual las bacterias remueven materia orgánica (alimento) del agua residual por medio de absorción y adsorción (Wen-Hong Li, Qin-Yan Yue). En la absorción la DBO disuelta es absorbida por la bacteria mediante su pared celular; en la adsorción las bacterias atrapan, mediante una capa pegajosa partículas suspendidas. Las bacterias son menos activas que los protozoos flagelados, requieren menos alimento y tiene un rango de reutilización de oxigeno inferior (C.F. Forster 2003). En esta etapa el lodo tendrá una buena floculación, buenas condiciones de sedimentabilidad y un sobrenadante claro. Presenta un gran numero de ciliados libres y bacterias, además se pueden apreciar algunos rotíferos y protozoos flagelados. El efluente del proceso es claro y una cuna DBO baja.

Etapa EEn esta etapa los ciliados adheridos y los rotíferos alcanzan su máxima población. Este momento del tratamiento corresponde al proceso de aireación prolongada. El alimento es insuficiente para mantener la población microbiológica, por ende los microrganismo comienzan a utilizar sus reservas alimenticias para sobrevivir, reducen su actividad etc. (C.F. Forster 2003). Se presenta mortalidad de algunas células por falta de alimento, provocando la lisis de las células. Esta etapa se caracteriza por la sedimentación rápida, floculación pobre (Yearachmiel Argaman 2002). Esta sedimentación se da gracias a los rotíferos y ciliados adheridos de mayor tamaño y menor actividad. La baja población de bacterias es la causante de la baja floculación. Presenta también una gran cantidad de ciliados adheridos, rotíferos, ciliados libres y bacterias. Estas condiciones anteriores hacen que el tratamiento con lodos estén en su mejor etapa.

Fig. 2. Organismos presentes en las etapas de lodos activados.

En los zanjones de oxidación se maneja el proceso de aireación prolongada el cual opera con mezcla completa y requiere los organismos de la etapa D de crecimiento, por eso se necesita una

relación de alimento- microrganismo ( AM ) baja, concentración de SSVLM (solidos suspendidos

en licor de mezcla) alta, y un tiempo de aireación largo. Este proceso de lodos se aplica

principalmente a plantas que manejan caudales menores de 400 m3

d. (Yuichi Suwa, 1, Tsuneo

Suzuki2, Hiroki Toyohara3, Takao Yamagishi1, Yoshikuni Urushigawa1). Este es el proceso mas usado para plantas de tratamiento compactas y pequeñas como los zanjones de oxidación, que proveen tratamiento para pequeñas comunidades, instituciones aisladas, escuelas, hoteles etc. (L Piirtolaa, , B Hultmanb, C Anderssonb, Y Lundebergb 2002). Teóricamente se espera que no haya problemas con la disposición del lodo, debido a las lisis de la células, pero sin embargo puede que se requiera una disposición y tratamiento del exceso de solidos (C.F. Forster 2003).

A través de la historia para las plantas de tratamiento de agua que operan con zanjones de oxidación y en general para para todas las plantas que utilicen tratamiento biológico de lodos activados, se han establecido algunos parámetros básicos para asegurar el funcionamiento correcto de la planta, estos parámetros conforman el control operativo de una planta de zanjones de oxidación (Yuichi Suwa, 1, Tsuneo Suzuki2, Hiroki Toyohara3, Takao Yamagishi1, Yoshikuni Urushigawa1).

El control operativo busca generar y asegurar los siguientes parámetros:

Mejorar las características de sedimentabilidad de lodos Mantener una concentración optima de biomasa en el reactor biológico Obtener una nitrificación mas rápida en el reactor Posibilidad de aplicar cargas hidráulicas mas altas al sedimentador sin disminuir su eficiencia Mejorar la eficiencia de tratamiento del proceso

Los controles o parámetros utilizados para garantizar utilizados en plantas con zanjones de oxidación (Sheng-Jie You, Yung-Pin Tsai, Ru-Yi Huang 2009) (Yearachmiel Argaman 2002).

Mantener una relación alimento / microrganismos apropiada Mantener una edad optima de los lodos Identificar los grupos de microrganismos de lodos activados y establecer su abundancia

relativa para evaluar la calidad del lodo

Conclusiones

Así de esta manera podemos apreciar de manera extensa como es que se aplica el tratamiento biológico de lodos activados, en la maquina de zanjones de oxidación. Aclarando que los zanjones de oxidación funcionan con lodos activados sometidos a aireación prolongada, en la cual se tiene unas características fisicoquímicas del floc biológico, distinta a la de los demás sistemas de lodos activados.

Para que en un zanjón de oxidación se produzca un tratamiento óptimo, a diferencia de otros sistemas de lodos activados, tenemos que asegurar que la población y características de los microrganismos estén de acuerdo con la etapa D, en el estudio y control de la mezcla biológica.

Bibliografía

Renoua S., Thomasa J.S., Aoustina E., Ponsb M.N., 2008. Influence of impact assessment methods in wastewater treatment LCA. ScienceDirect. 1098–1105

Muga H., Mihelcic J., 2008. Sustainability of wastewater treatment technologies. ScienceDirect. 437–447

Badawy M., Wahaab R., El-Kalliny A., 2009. Fenton-biological treatment processes for the removal of some pharmaceuticals from industrial wastewater. ScienceDirect. 567–574

Joanaz de Melo J., Câmara A., 1994. Models for the optimization of regional wastewater treatment systems. ScienceDirect. 1–16

Dudley J., 1995. Process testing of aerators in oxidation ditches. ScienceDirect. 2217-2219

Hasadsria S., Maleewong M., 2012. Finite Element Method for Dissolved Oxygen and Biochemical Oxygen Demand in an Open Channel. ScienceDirect. 1019-1029

Spanjers H., Olsson G., Klapwijk A., 1994. Determining short-term biochemical oxygen demand and respiration rate in an aeration tank by using respirometry and estimation. ScienceDirect. 1571-1583

Hulla V., Parrellab L., Falcucci M., 2008. Modelling dissolved oxygen dynamics in coastal lagoons. ScienceDirect. 468-480

Leduc R., Unny T.E., McBean E., 1988. Stochastic models for first-order kinetics of biochemical oxygen demand with random initial conditions, inputs, and coefficients. ScienceDirect. 565-572

Hartley K.J., 2008. Controlling sludge settleability in the oxidation ditch process. ScienceDirect. 1459-1466

. Klausen M., Thomsen T., Nielsen J., Mikkelsen L., Nielsen P., 2004. Variations in microcolony strength of probe-defined bacteria in activated sludge flocs. ScienceDirect. 123-132

Chaignona V., Lartigesa B.S., El Samrania A., Mustin C., 2002. Evolution of size distribution and transfer of mineral particles between flocs in activated sludges: an insight into floc exchange dynamics. ScienceDirect. 676-684

Effect of heavy metals on nitrification performance in different activated sludge processes Sheng-Jie You, Yung-Pin Tsai, Ru-Yi Huang a Department of Bioenvironmental Engineering and R&D

Center for Membrane Technology, Chun Yuan Christian University, Chungli 320, Taiwanb Department of Civil Engineering, National Chi-Nan University, Puli 545, Taiwan June 2009

Pclass — an interactive program for calibrating activated sludge systemsAvi Ostfeld, Department of Civil Engineering, Technion-Israel Institute of Technology, Haifa 32000, Israel December 2002

A steady-state model for the single sludge activated sludge system—I. Model description Yearachmiel Argaman Environmental and Water Resources Engineering, Technion-Israel Institute of Technology, Haifa 32000, Israel february 2002

Hydrolysis of particulate organics in activated sludge systemsBoris Eliosov, Yerachmiel Argaman Environmental and Water Resources Engineering, Technion-Israel Institute of Technology, Haifa 32000, Israel March 2003

Effect of chemical composition on the flocculation dynamics of latex-based synthetic activated sludgeTan Phong Nguyena, Nicholas P. Hankinsb, Nidal Hilala, , a Centre for Clean Water Technologies, School of Chemical, Environmental and Mining Engineering, The University of Nottingham, Nottingham NG7 2RD, UK January 2007

Activated sludge ballasting in batch testsL Piirtolaa, , B Hultmanb, C Anderssonb, Y Lundebergba Tampere University of Technology, Institute of Water and Environmental Engineering, P.O. Box 600, FIN-33 101 Tampere, Finlandb Royal Institute of Technology, Department of Water Resources Engineering, S-100 44 Stockholm, Sweden June 2002

Factors involved in the settlement of activated sludge—I: Nutrients and surface polymersC.F. Forster Department of Civil Engineering, University of Birmingham, P.O. Box 363, Birmingham, B15 2TT, England 2003

Preparation of sludge-based activated carbon made from paper mill sewage sludge by steam activation for dye wastewater treatmentWen-Hong Li, Qin-Yan Yue, , Bao-Yu Gao, Xiao-Juan Wang, Yuan-Feng Qi, Ya-Qin Zhao, Yan-Jie Li Shandong Provincial Key Laboratory of Water Pollution Control and Resource Reuse, School of Environmental Science and Engineering, Shandong University, Jinan 250100, China Septembre 2011

Single-stage, single-sludge nitrogen removal by an activated sludge process with cross-flow filtrationYuichi Suwa, 1, Tsuneo Suzuki2, Hiroki Toyohara3, Takao Yamagishi1, Yoshikuni Urushigawa1

a Ecological Chemistry and Microbiology Division, National Institute for Resources and Environment, Ministry of International Trade and Industry, Onogawa 16-3, Tsukuba, Ibaraki 305, Japanb Research Laboratory, Hitachi Plant Engineering & Construction Co. Ltd, Kami-Hongo 537, Matsudo, Chiba 271, Japanc R&D Center, Chiyoda Corporation Moriya-cho 3-13, Kanagawa-ku, Yokohama 221, Japan September 2003

Renoua S., Thomasa J.S., Aoustina E., Ponsb M.N., 2008. Influence of impact assessment methods in wastewater treatment LCA. ScienceDirect. 1098–1105

Muga H., Mihelcic J., 2008. Sustainability of wastewater treatment technologies. ScienceDirect. 437–447

Badawy M., Wahaab R., El-Kalliny A., 2009. Fenton-biological treatment processes for the removal of some pharmaceuticals from industrial wastewater. ScienceDirect. 567–574

Joanaz de Melo J., Câmara A., 1994. Models for the optimization of regional wastewater treatment systems. ScienceDirect. 1–16

Dudley J., 1995. Process testing of aerators in oxidation ditches. ScienceDirect. 2217-2219

Hasadsria S., Maleewong M., 2012. Finite Element Method for Dissolved Oxygen and Biochemical Oxygen Demand in an Open Channel. ScienceDirect. 1019-1029

Spanjers H., Olsson G., Klapwijk A., 1994. Determining short-term biochemical oxygen demand and respiration rate in an aeration tank by using respirometry and estimation. ScienceDirect. 1571-1583

Hulla V., Parrellab L., Falcucci M., 2008. Modelling dissolved oxygen dynamics in coastal lagoons. ScienceDirect. 468-480

Leduc R., Unny T.E., McBean E., 1988. Stochastic models for first-order kinetics of biochemical oxygen demand with random initial conditions, inputs, and coefficients. ScienceDirect. 565-572

Hartley K.J., 2008. Controlling sludge settleability in the oxidation ditch process. ScienceDirect. 1459-1466

Klausen M., Thomsen T., Nielsen J., Mikkelsen L., Nielsen P., 2004. Variations in microcolony strength of probe-defined bacteria in activated sludge flocs. ScienceDirect. 123-132

Chaignona V., Lartigesa B.S., El Samrania A., Mustin C., 2002. Evolution of size distribution and transfer of mineral particles between flocs in activated sludges: an insight into floc exchange dynamics. ScienceDirect. 676-684

Kiyohiko Nakasaki, Le Thi Hong Tran, Yoshito Idemoto, Michiharu Abe, Analiza Palenzuela Rollon January 2009. Comparison of organic matter degradation and microbial community during thermophilic composting of two different types of anaerobic sludge.

C.P Chu, D.J. Lee. Multiscale structures of biological flocs. April-May 2004. Volume 59. Chemical Engineering Science.

Xin Feng, Hengyi Lei, Jinchuan Deng, Qiang Yu, Hualiang Li. Physical and chemical characteristics of waste activated sludge treated ultrasonically. Chemical Engineering and Processing: Process intensification, Volume 48.

Potential use of filamentous fungi for wastewater sludge treatment. T.T More, S. Yan, R.D Tyagi, R.Y Surampalli. Bioresource technology, Volume 101.

N. Abdel Raoul, A.A Al Homaidah, I.B.M. Ibrahemm. Microalgae and wastewater treatment. July 2012. Saudi journal of biological sciences. Volume 19.