Existem muitos tipos de substâncias orgânicas e inorgânicas que podem apresentar efeito tóxico ou inibidor aos organismos dos sistemas aeróbios de tratamento de efluentes, e entre essas substâncias está o cloreto. Nos efluentes, os cloretos se apresentam na forma de algum tipo de sal, e o mais comum é o cloreto de sódio. O cloreto de sódio pode ser encontrado em vários tipos de efluentes como, por exemplo, efluentes de indústrias alimentícias, petrolíferas, de processamento de couro e no lixiviado de aterros sanitários. Os cloretos podem além de prejudicar a microbiota, interferir no método de determinação da Demanda Química de Oxigênio - DQO e da Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO, que são parâmetros comumente utilizados para controle operacional de estações de tratamento. O presente trabalho teve como objetivo estudar a influência da adição de cloretos em um sistema de tratamento aeróbio por lodos ativados de bancada, que foi avaliado com base na remoção de matéria orgânica e no desenvolvimento e interação da microbiota envolvida. Foi avaliado o efeito tóxico da adição de concentrações de cloreto variando de 0 a 16 g\'CL POT. -\'/L. Os resultados confirmaram que há uma perda significativa de eficiência de remoção de matéria orgânica, principalmente quando a concentração de cloretos é superior a 4 g\'CL POT. -\'/L. Observou-se também que determinadas concentrações de cloretos são tóxicas aos organismos e prejudicam a estrutura dos flocos biológicos. Além disso, concluiu-se que a determinação da DQO pelo método 5220D do Standard Methods for Examination of Water and Wastewater sofre, em alguns casos, a interferência do cloreto e portanto pode não ser o melhor parâmetro para avaliação de eficiência dos sistemas de tratamento que operam sob essa condição. / There are many types of organic and inorganic substances that may have toxic effect on microorganisms of aerobic systems for wastewater treatment, and among these substances is the chloride. In the effluents, the chlorides are in the form of some type of salt, and most common is sodium chloride. Sodium chloride can be found in various types of effluents, for example, effluents from food industries, oil, leather processing and leachate from landfills. The chlorides can also affect the microbiota, interfering with the method of determining the Chemical Oxygen Demand - COD and the Biochemical Oxygen Demand - BOD, which are commonly used parameters for operational control of treatment plants. This work aimed to study the influence of the addition of chlorides in a system of aerobic activated sludge bench, which was evaluated based on the removal of organic matter and the development and interaction of microorganisms involved. We evaluated the toxic effect of adding chloride concentrations ranging 0-16 g\'CL POT. -\' /L. The results confirmed that there is a significant loss of removal efficiency of organic matter, especially when the chloride concentration is more than 4 g\'CL POT. -\'/L. It was also noted that certain concentrations of chloride are toxic to microorganisms and affect the structure of biological flocs. Furthemore, it was concluded that the determination of COD by 5220D method of Standard Methods for Examination of Water and Wastewater suffers, in some cases, interference of chloride and maybe not the better parameter for evaluating efficiency of treatment systems that operate under this condition.

A indústria siderúrgica gera seus efluentes com altas concentrações de cianeto. O cianeto é uma substância altamente tóxica que deve ser degradada para ser eliminada do efluente, obedecendo a legislação vigente,Resolução CONAMA nº 430 de 13 de maio de 2011, que fixa os padrões para descarte de efluentes nos corpos receptores.O processo convencional de tratamento físico-químico usado para esta tipologia de efluente é a conversão de cianeto em complexo metálico. Entretanto, este processo é normalmente dispendioso e requer tratamento posterior dos subprodutos gerados, bem como da lama gerada contendo o complexo metálico de cianeto.Uma alternativa ao tratamento físico-químico é o uso da biodegradação por alguns gêneros de bactérias, incluindo Pseudomonas. A biodegradação de efluente siderúrgico contendo cianeto pelo processo de lodo ativado, utilizando microrganismos do tratamento biológico existente, torna-se uma alternativa para substituição parcial do tratamento físico-químico convencional. Logo, este trabalho teve por objetivo principal, avaliar a biodegradação de cianeto em um efluente siderúrgico, utilizando lodo ativado da estação de tratamento biológico e lodo liofilizado comercial. Foram realizados ensaios em escala laboratorial e em planta piloto. Em escala laboratorial, a redução da concentração de cianeto utilizando lodo da estação de tratamento biológico foi de 66% e com o lodo liofilizado comercial, a redução foi de 71%. Os resultados de degradação de cianeto na planta piloto, utilizando o lodo da estação de tratamento biológico e o lodo liofilizado, foram redução de 33% e 69%, respectivamente. Os resultados obtidos demonstraram que houve biodegradação de cianeto tanto em escala laboratorial quanto em planta piloto. A biodegradação de cianeto no efluente siderúrgico com concentrações reduzidas de amônia e fenol, sugere que os microrganismos utilizaram o cianeto como fonte de carbono e nitrogênio, aumentando dessa forma, a taxa de degradação. / The steel industry generates its effluents with high concentrations of cyanide. Cyanide is a highly toxic substance that must be degraded to be eliminated from the effluent complying with current legislation, CONAMA Resolution No. 430 of 13 May 2011 laying down the standards for discharge of effluents into bodies receptores. The conventional physicochemical treatment process used for this type of effluent is the conversion of cyanide into metal complex. However, this process is costly and usually requires further treatment of the byproducts generated, as well the generated sludge containing the metal complex of Cyanide. An alternative to physico-chemical treatment is the use of biodegradation for a few genres of bacteria including Pseudomonas. The biodegradation of steel plant effluent containing cyanide by the activated sludge process, using microorganisms of the existing biological treatment, becomes an alternative to partial replacement of conventional physico-chemical treatment. Therefore, this study was aimed to evaluate the biodegradation of cyanide in a steel plant wastewater using activated sludge from biological treatment station and sludge lyophilized commercial. Tests on laboratory scale and pilot plant were performed. In laboratory scale, the concentration reducing of cyanide using sludge from biological treatment plant was 66% and the commercial lyophilized sludge the reduction was 71%. The results of degradation of cyanide in the pilot plant using biological treatment of mud and sludge lyophilized station were reduced by 33% and 69%, respectively. The results showed that there was biodegradation of cyanide in laboratory scale and pilot plant. The biodegradation of the steel plant cyanide effluent with reduced concentrations of ammonia and phenol, suggests that the microorganisms used the cyanide as source of carbon and nitrogen, thus increasing the rate of degradation.

O estudo teve por finalidade a redução do lodo gerado nos sistema aeróbios mediante recirculação do lodo em excesso, após passar por uma desintegração com ultra-som, ao tanque de aeração de cada reator. Foram utilizados dois reatores seqüenciais aeróbios (A e B) operando em sistema de batelada e com idades do lodo diferentes: 12 e 8 dias respectivamente, e com ciclos de doze horas. Os reatores foram operados em duas etapas. Na etapa inicial, chamada controle, os reatores foram operados por 130 dias sem reciclo do lodo, para se poder avaliar o comportamento e fazer futuras comparações com a etapa posterior, denominada teste. Na etapa controle foram analisados o comportamento da DQO, dos sólidos e dos nutrientes além de serem realizados testes com o ultra-som para a escolha do tempo de exposição e volume de amostra.. O reator A apresentou uma boa remoção de DQO (90,9%), entretanto não apresentou nitrificação completa, chegando apenas na transformação de nitrogênio orgânico a amoniacal. Já a remoção de fósforo foi da ordem de 60%. O reator B também apresentou uma boa remoção de DQO (87,7%) e houve formação de nitrato, embora não completa, e a remoção de fósforo se situou em 57%. Na etapa teste, que durou aproximadamente 90 dias, os reatores foram operados com retorno total do lodo após desintegração com ultra-som. Houve um aumento na DQO afluente devido ao retorno do lodo desintegrado, bem como um aumento nos teores de nitrogênio e fósforo. Houve também um aumento na concentração de sólidos dos reatores, sendo o reator A que apresentou um maior acréscimo. Ambos reatores apresentaram uma mesma eficiência na remoção de DQO (92,0% para o reator A, e 91% para o reator B) se comparado com a etapa controle. Com relação aos nutrientes os reatores apresentaram sensível melhora na nitrificação. O reator A apresentou uma quase completa redução no nitrogênio orgânico, embora não tenha chegado a nitrificação completa. O reator B apresentou uma remoção completa do nitrogênio orgânico. Com relação ao fósforo, a etapa teste apresentou um decréscimo na sua remoção (42% para o reator A e 44% para o reator B). As análises indicaram que a desintegração do lodo e seu retorno ao tanque de aeração não causaram problemas no funcionamento dos reatores, houve uma melhora na nitrificação e não houve uma sensível redução na remoção de fósforo. Comparando com o problema de transporte, tratamento e disposição final de lodo, o estudo de redução de lodos é uma grande alternativa e que merece mais estudos. / The study aims to reduce the sludge generation in aerobic systems by recirculation of the excess sludge after disintegration with a ultrasound set. Two aerobic sequential batch reactors (A and B) were utilized operating with two different sludge ages: 12 and 8 days respectively. The reactors were operated in two stages. In the first stage, called control, the reactors were operated for 130 days, without total sludge recirculation, to promote an assessment and compare with the next stage, called test. In the control stage the behavior of COD, solids and nutrients were analyzed, and tests with ultrasound were performed. The reactor A presented a good COD removal, but not a good nitrification, and a phosphorus removal of 60%. The reactor B presented a good COD removal and a good nitrification, but not complete, and a phosphorus removal of 57%. The test stage the reactors were operated for 90 days, with sludge recirculation after disintegration by ultrasound. There was an increase in influent COD, nitrogen and phosphorus because of sludge recirculation. There was an increase in MLVSS, but reactor A presented a greater increase. Both reactors presented good results in COD removal comparing with control stage. The reactors present a good improvement in nitrification, but not good phosphorus removal regarding to control stage. The analysis showed that sludge disintegration and recirculation to aeration tank not caused any problem in the behavior of the reactors. Comparing to transport, treatment and final disposal problems, the study of sludge reduction is a great alternative that deserves attention.

No presente trabalho foram estudados sistemas pilotos de tratamento integrado de lodos ativados com sistemas de separação por membranas de ultrafiltração visando o reúso de água. O esgoto bruto utilizado foi originado do Conjunto Residencial associado ao esgoto do restaurante universitário da Universidade de São Paulo. Este esgoto possui características físico-químicas e biológicas similares ao esgoto doméstico. O esgoto utilizado nos sistemas de tratamento foi submetido à pré-tratamento: gradeamento e caixa de areia. Foram montados dois sistemas pilotos: I) sistema piloto recebendo esgoto doméstico primário com sistema de tratamento composto por reator biológico de lodos ativados (500 L de volume) e sistema de separação por membranas de ultrafiltração tipo tubular (1,4 m² de área superficial) externa ao tanque de aeração. Este sistema apresentou como resultados principais: taxas médias de produção de permeado de 22,9 ±2,7 L.h-¹.m-² e 17 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹; valores característicos do permeado em relação à variável turbidez média de 0,3±0,1 UNT, cor aparente média de 31,2±4,6 mg de PtCo.L-¹, sólidos dissolvidos totais de 201±47mg.L-¹ e sólidos suspensos totais não detectável. O sistema de lodos ativados operou em regime de aeração prolongada. II) sistema piloto recebendo esgoto doméstico, após tratamento anaeróbio em reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB), composto por reator biológico de lodos ativados (1.500 L) e sistema de separação por membrana de ultrafiltração tipo espiral (14,4m² de área superficial) interna ao tanque de aeração. Este sistema apresentou como resultados principais: taxas médias de produção de permeado de 16,1 ± 4,1 L.h-¹.m-²; valores característicos do permeado em relação à variável turbidez média 0,2±0,1 UNT, cor aparente média de 25±5 mgPtCo.L-¹ e sólidos suspensos totais não detectável. Em ambos os sistemas as eficiências de remoção de nitrogênio e fósforo podem ser consideradas pequenas. Desta forma, foram adicionados sulfato de alumínio e cloreto férrico no tanque de aeração do sistema piloto II. As dosagens variaram de 40 a 80 mg.L-¹. Os melhores resultados de eficiência de remoção de fósforo solúvel foram obtidos com o sulfato de alumínio (em torno de 79%) na dosagem de 80 mg.L-¹. / A pilot plant integrating an extended aeration activated sludge unit and an ultrafiltration membrane system was constructed and operated aiming at the production of an effluent to be reused in industrial activities. Raw wastewater was collected from a student residential building and from one of the University of São Paulo\'s restaurants. The wastewater characteristics have shown to be very close to conventional domestic wastewaters. This wastewater was submitted to preliminary treatment by screening and subsequent grit removal. Two pilots systems were studied. The first one, treating the preliminary treated wastewater by the activated sludge unit followed by the ultrafiltration membrane system of the tubular type (1,4 m² of surface area). In this case, the membrane was located external to the aeration tank. This system has shown the following main results: average rates of percolate production of 22,9 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹ and 17 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹; average characteristic values of the percolate as: turbidity of 0,3±0,1 UNT, apparent Color of 31,2±4,6 mg of PtCo.L-¹, total dissolved solids of 201±47mg.L-¹ and total suspended solids not detectable. The second pilot unit received the effluent from an Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) reactor and was composed by the extended aeration activated sludge reactor and an ultrafiltration membrane system of the spiral type (14,4m² of surface area), internal to the aeration tank of the activated sludge unit. This system has shown the following main results: average rates of percolate production of 16,1 ± 4.1 L.h-¹.m-²; average characteristic values of the percolate as: turbidity of 0,2±0,1 UNT, apparent color of 25±5 mgPtCo.L-¹ and total suspended solids not detectable. In both systems, the efficiencies of Nitrogen and Phosphorus removal can be considered as small. To improve the efficiencies of soluble phosphorus removal it has been added aluminum sulphate and ferric chloride to the aeration tank of the second pilot unit. The dosages had varied from 40 to 80 mg.L-¹. The best soluble phosphorus removal (about 79%) was achieved with the dosage of 80 mg.L-¹ of aluminum sulphate.

Por razões técnicas e ambientais, o lodo gerado no tratamento de águas para abastecimento público deve ser adequadamente tratado antes de ser disposto no meio ambiente. Uma alternativa é a disposição do lodo de ETA em ETE, o que dispensa a implantação da linha de tratamento do lodo na ETA. O objetivo deste trabalho foi estudar os impactos ocorridos na ETE ABC, estação de lodos ativados convencional operada pela SABESP, devido ao recebimento do lodo da ETA Rio Grande. Trata-se de caso particular, pois envolve instalações reais, e pelo fato de a ETA apresentar vazão próxima de três vezes a vazão da ETE (vazão de lodo corresponde a 0,1% da vazão da ETE). Os dados utilizados incluem variáveis de qualidade do efluente (DBO, DQO, SST, SSV, nitrogênio amoniacal e total, fósforo e ferro) e do lodo (sólidos), e parâmetros operacionais das unidades da ETE (vazões, taxas de aplicação superficial e de sólidos, idade do lodo, tempo de detenção, entre outros). Foi possível analisar o processo de tratamento na ETE e comparar seu desempenho entre dois períodos: controle (anos de 2005 e 2006) e com lodo (janeiro de 2007 a março de 2008). Nestes períodos, a ETE operou com 50% de sua capacidade (taxas de aplicação abaixo dos valores de projeto), idade do lodo de 4 dias e taxa de reciclo em torno de 80%. No período com lodo, as variáveis que apresentaram maior aumento de concentração no esgoto afluente foram SST, SSV, fósforo e ferro; o lodo da ETA contribuiu para maiores eficiências de tratamento da fase líquida na ETE, uma vez que houve a manutenção da qualidade do efluente final, nos níveis exigidos pela legislação, mesmo com o aumento das concentrações afluentes. Este aumento de eficiência foi mais acentuado para o fósforo (de 52% para 88%), e maior no tratamento primário, com variações nos parâmetros operacionais que não influíram negativamente no desempenho das unidades. No tratamento de lodo, o maior impacto causado foi o aumento na produção final de lodo (de 50 t/d para 76 t/d). Tais conclusões são então favoráveis ao lançamento de lodos de ETA convencional em ETE de lodos ativados convencional, mesmo nos casos em que a vazão tratada na ETA exceda em muito a vazão da ETE. / For technical and environmental reasons, sludge from water treatment plants should be properly treated before being discharged into the environment. An emerging practice is the disposal of such sludge in WWTP, an alternative that does not require the installation of sludge treatment facilities in the WTP. The main purpose of this research was to study the impacts at the ABC WWTP, an activated sludge process facility operated by SABESP and located in São Paulo, Brazil, due to receiving sludge from the Rio Grande WTP, also located in the same region. It is a particular case due to the fact that the WTP provides a flow of three times the flow treated in the WWTP (sludge flow is 0,1% of WWTP flow). The used data include effluent quality variables (BOD, COD, TSS, VSS, ammonia and total nitrogen, phosphorus and iron), sludge (solids) and WWTP units operational parameters (flow, surface and solid application rates, sludge retention time, hydraulic detention time, among others). It was possible to analyze the treatment process at the WWTP and compare its performance between two periods: control (years 2005 and 2006) and with sludge (from January 2007 to March 2008). In these periods, the WWTP worked with half of its capacity (all loading rates stayed below design values), sludge retention time of 4 days and recycle rate around 80%. In the with sludge period, the quality variables with the highest inflow concentration increase were TSS, VSS, phosphorus and iron. During the same period, the WTP sludge contributed to greater efficiencies in the WWTP treatment process, since the effluent quality was maintained under levels legally required, even with the increase of influent concentrations. This fact is mostly evident in the case of phosphorus (from 52% to 88%), and higher in primary treatment, with changes in operational parameters that did not adversely affect the units performances. In solid phase treatment, the most important impact was the increase in final sludge production (from 50 t/d to 76 t/d). These conclusions are then favorable to the disposal of sludge from conventional WTP in an activated sludge WWTP, even in cases in which the flow treated in the WTP far exceeds the WWTP flow.

by Chung Wai Ki. / Thesis (M.Phil.)--Chinese University of Hong Kong, 1992. / Includes bibliographical references (leaves 110-120). / Acknowledgments --- p.i / Abstract --- p.ii / Table of Content --- p.iii / Chapter 1. --- Introduction --- p.1 / Chapter 1.1 --- Sewage Treatment --- p.1 / Chapter 1.1.1 --- Overview --- p.1 / Chapter 1.1.2 --- Types of Treatment --- p.2 / Chapter 1.2 --- Activated Sludge Process --- p.3 / Chapter 1.2.1 --- Overview --- p.3 / Chapter 1.2.2 --- Biology of Activated Sludge --- p.3 / Chapter 1.2.3 --- Operation of the Activated Sludge Process --- p.4 / Chapter 1.2.4 --- Floe Formation in Activated Sludge Process --- p.10 / Chapter 1.2.5 --- Operational Problems Associated with the Activated Sludge Process --- p.12 / Chapter 1.2.5.1 --- Bulking --- p.12 / Chapter 1.2.5.2 --- Foaming --- p.14 / Chapter 1.3 --- Foaming in Activated Sludge Process --- p.15 / Chapter 1.3.1 --- Overview --- p.15 / Chapter 1.3.2 --- Causes of Foaming --- p.16 / Chapter 1.3.2.1 --- Biology of Nocardia --- p.18 / Chapter 1.3.2.2 --- Growth Strategy of Nocardia --- p.18 / Chapter 1.3.2.3 --- Metabolic Specialization of Nocardia amarae --- p.19 / Chapter 1.3.3 --- Controls of Foaming --- p.20 / Chapter 1.4 --- Microbial Lipid and Bacterial Foaming --- p.23 / Chapter 1.4.1 --- Overview --- p.23 / Chapter 1.4.2 --- Fatty Acids in Bacteria --- p.24 / Chapter 1.4.3 --- Analytical Techniques --- p.25 / Chapter 1.4.3.1 --- Chromatography --- p.25 / Chapter 1.4.3.2 --- Gas Chromatography - Mass Spectrometry (GC-MS) --- p.26 / Chapter 1.4.4 --- Significance of Fatty Acids to Foaming --- p.27 / Chapter 1.5 --- Disinfection --- p.29 / Chapter 1.5.1 --- Overview --- p.29 / Chapter 1.5.2 --- Types of Disinfectants --- p.30 / Chapter 1.5.3 --- Mechanism of Disinfection --- p.31 / Chapter 1.5.4 --- Disinfection with Chlorine and Hypochlorite --- p.31 / Chapter 1.5.5 --- Chemistry of Chlorine Disinfection --- p.32 / Chapter 2. --- Objectives of Study --- p.35 / Chapter 3. --- Materials and Methods --- p.37 / Chapter 3.1 --- Sample Collection: --- p.37 / Chapter 3.2 --- Biological Studies of Activated Sludge Samples --- p.37 / Chapter 3.2.1 --- Microscopic Examination --- p.37 / Chapter 3.2.2 --- Isolation of Foam-Causing Filamentous Bacteria --- p.38 / Chapter 3.3 --- Physiology Studies of Nocardia amarae --- p.39 / Chapter 3.3.1 --- Growth Kinetics --- p.40 / Chapter 3.3.2 --- Effects of Fatty Acids on Nocardia amarae --- p.40 / Chapter 3.3.2.1 --- Fatty Acids as Sole Carbon Source --- p.41 / Chapter 3.3.2.2 --- Growth Stimulation --- p.42 / Chapter 3.3.2.3 --- Foam Test --- p.43 / Chapter 3.4 --- Fatty Acids Analysis --- p.43 / Chapter 3.4.1 --- Fatty Acid Extraction --- p.43 / Chapter 3.4.2 --- GC Analysis --- p.45 / Chapter 3.4.3 --- GC-MS Analysis --- p.46 / Chapter 3.5 --- Laboratory-Scale Activated Sludge Unit --- p.46 / Chapter 3.5.1 --- Set Up --- p.46 / Chapter 3.5.2 --- Performance Assessment of Laboratory-Scale Unit --- p.52 / Chapter 3.5.2.1 --- Physical Parameters --- p.52 / Chapter 3.5.2.2 --- Chemical Parameters --- p.54 / Chapter 3.5.2.3 --- Biological Parameters --- p.55 / Chapter 3.5.3 --- Anoxic Condition --- p.56 / Chapter 3.6 --- Toxicity Studies --- p.56 / Chapter 3.6.1 --- Comparative Toxicity Studies in Pure Culture --- p.56 / Chapter 3.6.2 --- Chlorination Studies of the Laboratory-Scale Unit --- p.58 / Chapter 3.6.3 --- Residual Chlorine Measurement --- p.58 / Chapter 3.7 --- Scanning Electron Microscopy --- p.60 / Chapter 4. --- Results --- p.61 / Chapter 4.1 --- Biological Studies of Activated Sludge --- p.61 / Chapter 4.1.1 --- Microscopic Examination --- p.61 / Chapter 4.1.2 --- Isolation of Foam-Causing Filamentous Bacteria --- p.61 / Chapter 4.2 --- Physiological Studies of Nocardia amarae --- p.65 / Chapter 4.2.1 --- Growth Kinetics --- p.65 / Chapter 4.2.2 --- Effects of Fatty Acids on Nocardia amarae --- p.69 / Chapter 4.2.2.1 --- Fatty Acids as Sole Carbon Source --- p.69 / Chapter 4.2.2.2 --- Growth Stimulation --- p.69 / Chapter 4.2.2.3 --- Foam Test --- p.69 / Chapter 4.3 --- Fatty Acids Analysis --- p.75 / Chapter 4.4 --- Laboratory-Scale Activated Sludge Unit --- p.80 / Chapter 4.4.1 --- Assessment of Performance of the Laboratory-Scale Unit --- p.80 / Chapter 4.4.2 --- Under Anoxic Condition --- p.80 / Chapter 4.5 --- Toxicity Studies --- p.85 / Chapter 4.5.1 --- Comparative Toxicity Studies in Pure Culture --- p.85 / Chapter 4.5.2 --- Chlorination Studies of Laboratory-Scale Unit --- p.85 / Chapter 4.5.3 --- Residual Chlorine Measurement --- p.91 / Chapter 5. --- Discussion --- p.94 / Chapter 5.1 --- Biological Studies of Activated Sludge Samples --- p.94 / Chapter 5.1.1 --- Microscopic Examination --- p.94 / Chapter 5.1.2 --- Isolation of Foam-Causing Filamentous Bacteria --- p.95 / Chapter 5.2 --- Physiological Studies of Nocardia amarae --- p.96 / Chapter 5.2.1 --- Growth Kinetics --- p.96 / Chapter 5.2.2 --- Effects of Fatty Acids on Nocardia amarae --- p.96 / Chapter 5.2.2.1 --- Fatty Acids as Sole Carbon Source --- p.96 / Chapter 5.2.2.2 --- Growth Stimulation --- p.97 / Chapter 5.2.2.3 --- Foam Test --- p.98 / Chapter 5.3 --- Fatty Acids Analysis --- p.99 / Chapter 5.4 --- Laboratory-Scale Activated Sludge Unit --- p.101 / Chapter 5.4.1 --- Assessment of Performance of the Laboratory-Scale Unit --- p.102 / Chapter 5.4.2 --- Under Anoxic Condition --- p.103 / Chapter 5.5 --- Toxicity Studies --- p.103 / Chapter 5.5.1 --- Comparative Toxicity Studies in Pure Culture --- p.103 / Chapter 5.5.2 --- Chlorination Studies of the Laboratory-Scale Unit --- p.105 / Chapter 6. --- Conclusion --- p.107 / Chapter 7. --- Summary --- p.108 / Chapter 8. --- References --- p.110

by Sonia, Tze Yan Lo. / Thesis (M.Phil.)--Chinese University of Hong Kong, 1999. / Includes bibliographical references (leaves 132-147). / Abstracts in English and Chinese. / Acknowledgments --- p.i / Abstract --- p.ii / Table of Content --- p.iii / List of Figures --- p.ix / List of Tables --- p.xiii / List of Abbreviations --- p.xv / Terminology --- p.xvii / Chapter 1. --- Introduction --- p.1 / Chapter 1.1 --- Objectives of sewage treatment process --- p.1 / Chapter 1.1.1 --- Types of treatment --- p.1 / Chapter 1.1.2 --- Activated sludge process --- p.2 / Chapter 1.1.3 --- Functioning of activated sludge process --- p.2 / Chapter 1.2 --- Common microbially mediated solid separation problems --- p.4 / Chapter 1.3 --- Bacterial foaming --- p.4 / Chapter 1.4 --- Factors enhancing foam production --- p.5 / Chapter 1.4.1 --- Substrates present in sewage --- p.6 / Chapter 1.4.2 --- Operating conditions --- p.8 / Chapter 1.4.3 --- Overpopulation of foaming bacteria --- p.8 / Chapter 1.5 --- Bacteria reported for foaming --- p.9 / Chapter 1.5.1 --- Foaming bacteria reported in different countries --- p.9 / Chapter 1.5.2 --- Nocardia Biology --- p.10 / Chapter 1.6 --- Metaboilsm of hydrophobic substances in sewage --- p.11 / Chapter 1.6.1 --- Metabolism of alkanes --- p.11 / Chapter 1.6.2 --- Metabolism of grease and oils --- p.11 / Chapter 1.6.3 --- Functions of lipids in the formation of bacterial foam --- p.11 / Chapter 1.7 --- Competition between floc-formers and foam-formers --- p.12 / Chapter 1.7.1 --- Interactions between microbial populations in activated sludge process --- p.12 / Chapter 1.7.2 --- Monod relationship and kinetic selection --- p.15 / Chapter 1.7.3 --- Effects of grease and oils in dominance of foaming bacteria --- p.17 / Chapter 1.8 --- Suggested mechanisms for bacterial foaming --- p.18 / Chapter 1.8.1 --- Mechanism suggested in early stage --- p.18 / Chapter 1.8.2 --- Froth flotation theory --- p.18 / Chapter 1.9 --- Problems from foaming --- p.21 / Chapter 1.10 --- Control of filamentous bacterial foaming --- p.22 / Chapter 2. --- Objectives of the study --- p.26 / Chapter 3. --- Materials and Methods --- p.27 / Chapter 3.1 --- Sample collection --- p.27 / Chapter 3.2 --- Isolation of major foaming and non-foaming bacteria --- p.27 / Chapter 3.2.1 --- Isolation of foaming bacteria --- p.27 / Chapter 3.2.2 --- Isolation of non-foaming bacteria --- p.30 / Chapter 3.3 --- "Physiological studies on type strain Nocardia amarae ATCC 27810, isolated major foaming bacterium, Nocardia sp. CU-2 and non- foaming bacterium, Aeromonas sp. CU-1" --- p.31 / Chapter 3.4 --- Effects of fatty acids on growth kinetics of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.32 / Chapter 3.5 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.34 / Chapter 3.6 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in mixed culture --- p.37 / Chapter 3.7 --- Effect of fatty acids on the propensity of foam formation of Nocardia sp. CU-2 growing with different fatty acids --- p.38 / Chapter 3.8 --- Effects of fatty acids on hydrocarbon affinity (HA) of Nocardia sp CU-2 --- p.39 / Chapter 3.9 --- "Effects of fatty acids on the filamentous growth, nocardial growth, foaming abilities and settling abilities of activated sludge in batch cultures of foaming and non-foaming samples" --- p.43 / Chapter 4. --- Results --- p.48 / Chapter 4.1 --- Isolation of foaming and non-foaming bacteria --- p.48 / Chapter 4.1.1 --- Isolation of foaming bacteria --- p.48 / Chapter 4.1.2 --- Isolation of non-foaming bacteria --- p.48 / Chapter 4.2 --- "Physiological studies on type strain Nocardia amarae ATCC 27810, isolated major foaming bacterium, Nocardia sp. CU-2 and non- foaming bacterium, Aeromonas sp. CU-1" --- p.56 / Chapter 4.3 --- Effects of fatty acids on growth kinetics of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.56 / Chapter 4.4 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.60 / Chapter 4.4.1 --- Effects of fatty acids on Nocardia sp. CU-2 --- p.77 / Chapter 4.4.2 --- Effects of fatty acids on Aeromonas sp. CU-1 --- p.77 / Chapter 4.5 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in mixed culture --- p.78 / Chapter 4.6 --- Effect of fatty acids on the propensity of foam formation of Nocardia sp. CU-2 growing with different fatty acids --- p.78 / Chapter 4.7 --- Effects of fatty acids on hydrocarbon affinity (HA) of Nocardia sp CU-2 --- p.83 / Chapter 4.8 --- "Effects of fatty acids on the filamentous growth, nocardial growth, foaming abilities and settling abilities of activated sludge in batch cultures of foaming and non-foaming samples" --- p.103 / Chapter 4.8.1 --- The filamentous growth of activated sludge --- p.103 / Chapter 4.8.2 --- Nocardial count --- p.103 / Chapter 4.8.3 --- Foam ratings --- p.107 / Chapter 4.8.4 --- Sludge settling ability --- p.107 / Chapter 5. --- Discussion --- p.114 / Chapter 5.1 --- "Physiological studies on type strain Nocardia amarae ATCC 27810, isolated major foaming bacterium, Nocardia sp. CU-2 and non- foaming bacterium, Aeromonas sp. CU-1" --- p.114 / Chapter 5.2 --- Effects of fatty acids on growth kinetics of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.114 / Chapter 5.2.1 --- Inhibition effects of MC fatty acids on growth of Nocardia sp. CU-2 --- p.115 / Chapter 5.2.2 --- Effects of fatty acids on specific growth rates --- p.115 / Chapter 5.2.3 --- Length of lag phase --- p.115 / Chapter 5.2.4 --- Kinetic selection of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 --- p.116 / Chapter 5.3 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in pure culture --- p.117 / Chapter 5.3.1 --- Growth of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in different media --- p.117 / Chapter 5.3.2 --- "Effects of fatty acids on Nocardia sp, CU-2" --- p.118 / Chapter 5.3.3 --- Effects of fatty acids on Aeromonas sp. CU-1 --- p.119 / Chapter 5.4 --- Effects of fatty acids on growth yields of Nocardia sp. CU-2 and Aeromonas sp. CU-1 in mixed culture --- p.119 / Chapter 5.4.1 --- Effects of fatty acids in NB --- p.119 / Chapter 5.4.2 --- Effects of fatty acids in MM --- p.120 / Chapter 5.4.3 --- Effects of fatty acids in SS --- p.121 / Chapter 5.5 --- Effect of fatty acids on the propensity of foam formation of Nocardia sp. CU-2 growing with different fatty acids --- p.122 / Chapter 5.6 --- Effects of fatty acids on hydrocarbon affinity (HA) of Nocardia sp CU-2 --- p.122 / Chapter 5.6.1 --- Differences in HA of Nocardia sp. CU-2 among three hydrocarbons --- p.122 / Chapter 5.6.2 --- Differences in HA of Nocardia sp. CU-2 among three different media --- p.123 / Chapter 5.6.3 --- Effects of fatty acids on HA of Nocardia sp. CU-2 --- p.123 / Chapter 5.7 --- "Effects of fatty acids on the filamentous growth, nocardial growth, foaming and settling abilities of activated sludge in batch cultures" --- p.124 / Chapter 5.7.1 --- Abundance of filamentous microorganisms in activated sludge --- p.124 / Chapter 5.7.2 --- Nocardial count --- p.124 / Chapter 5.7.3 --- Foam ratings --- p.125 / Chapter 5.7.4 --- Sludge settling ability --- p.126 / Chapter 6. --- Conclusion --- p.127 / Chapter 7. --- Summary --- p.129 / Chapter 8. --- References --- p.132

No presente trabalho foram estudados sistemas pilotos de tratamento integrado de lodos ativados com sistemas de separação por membranas de ultrafiltração visando o reúso de água. O esgoto bruto utilizado foi originado do Conjunto Residencial associado ao esgoto do restaurante universitário da Universidade de São Paulo. Este esgoto possui características físico-químicas e biológicas similares ao esgoto doméstico. O esgoto utilizado nos sistemas de tratamento foi submetido à pré-tratamento: gradeamento e caixa de areia. Foram montados dois sistemas pilotos: I) sistema piloto recebendo esgoto doméstico primário com sistema de tratamento composto por reator biológico de lodos ativados (500 L de volume) e sistema de separação por membranas de ultrafiltração tipo tubular (1,4 m² de área superficial) externa ao tanque de aeração. Este sistema apresentou como resultados principais: taxas médias de produção de permeado de 22,9 ±2,7 L.h-¹.m-² e 17 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹; valores característicos do permeado em relação à variável turbidez média de 0,3±0,1 UNT, cor aparente média de 31,2±4,6 mg de PtCo.L-¹, sólidos dissolvidos totais de 201±47mg.L-¹ e sólidos suspensos totais não detectável. O sistema de lodos ativados operou em regime de aeração prolongada. II) sistema piloto recebendo esgoto doméstico, após tratamento anaeróbio em reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB), composto por reator biológico de lodos ativados (1.500 L) e sistema de separação por membrana de ultrafiltração tipo espiral (14,4m² de área superficial) interna ao tanque de aeração. Este sistema apresentou como resultados principais: taxas médias de produção de permeado de 16,1 ± 4,1 L.h-¹.m-²; valores característicos do permeado em relação à variável turbidez média 0,2±0,1 UNT, cor aparente média de 25±5 mgPtCo.L-¹ e sólidos suspensos totais não detectável. Em ambos os sistemas as eficiências de remoção de nitrogênio e fósforo podem ser consideradas pequenas. Desta forma, foram adicionados sulfato de alumínio e cloreto férrico no tanque de aeração do sistema piloto II. As dosagens variaram de 40 a 80 mg.L-¹. Os melhores resultados de eficiência de remoção de fósforo solúvel foram obtidos com o sulfato de alumínio (em torno de 79%) na dosagem de 80 mg.L-¹. / A pilot plant integrating an extended aeration activated sludge unit and an ultrafiltration membrane system was constructed and operated aiming at the production of an effluent to be reused in industrial activities. Raw wastewater was collected from a student residential building and from one of the University of São Paulo\'s restaurants. The wastewater characteristics have shown to be very close to conventional domestic wastewaters. This wastewater was submitted to preliminary treatment by screening and subsequent grit removal. Two pilots systems were studied. The first one, treating the preliminary treated wastewater by the activated sludge unit followed by the ultrafiltration membrane system of the tubular type (1,4 m² of surface area). In this case, the membrane was located external to the aeration tank. This system has shown the following main results: average rates of percolate production of 22,9 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹ and 17 ±2,7 L.h-¹.m-².bar-¹; average characteristic values of the percolate as: turbidity of 0,3±0,1 UNT, apparent Color of 31,2±4,6 mg of PtCo.L-¹, total dissolved solids of 201±47mg.L-¹ and total suspended solids not detectable. The second pilot unit received the effluent from an Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) reactor and was composed by the extended aeration activated sludge reactor and an ultrafiltration membrane system of the spiral type (14,4m² of surface area), internal to the aeration tank of the activated sludge unit. This system has shown the following main results: average rates of percolate production of 16,1 ± 4.1 L.h-¹.m-²; average characteristic values of the percolate as: turbidity of 0,2±0,1 UNT, apparent color of 25±5 mgPtCo.L-¹ and total suspended solids not detectable. In both systems, the efficiencies of Nitrogen and Phosphorus removal can be considered as small. To improve the efficiencies of soluble phosphorus removal it has been added aluminum sulphate and ferric chloride to the aeration tank of the second pilot unit. The dosages had varied from 40 to 80 mg.L-¹. The best soluble phosphorus removal (about 79%) was achieved with the dosage of 80 mg.L-¹ of aluminum sulphate.

A operação de uma estação de tratamento de esgotos pode apresentar várias alternativas para condução da desinfecção do efluente final, devendo-se levar em conta os seus custos, benefício, facilidade de instalação, operação, disponibilidade no mercado e as propriedades de cada agente desinfetante. Dentre os diferentes agentes desinfetantes que podem ser empregados o cloro é o que mais tem sido utilizado em função do seu baixo custo, facilidade de operação e também pelos diversos estudos realizados e consolidados com esse agente desinfetante. Desta forma, este trabalho estudou o efeito da variação da qualidade do efluente final produzido em sistemas de lodos ativados convencional no processo de desinfecção utilizando cloro na forma de hipoclorito de sódio. O efluente final empregado na condução dos ensaios experimentais foi gerado pela ETE Jesus Netto, sendo que a instalação piloto consistiu em um tanque de contato com dimensões de 3 metros de comprimento, 3 metros de largura e 0,8 m de altura útil, perfazendo um volume útil igual a 7,2 m³. A dosagem aplicada de agente oxidante foi de 5 mgCl2/L e os tempos de contato avaliados foram de 10 minutos a 30 minutos. Nos ensaios realizados houve a formação de cloraminas, provenientes da nitrificação parcial do processo de lodos ativados da ETE, e em alguns casos também foi observada a presença de cloro residual livre na saída do tanque de contato. Para ensaios de avaliação microbiológica do efluente desinfetado foram observados valores de remoção acima de 5 (expresso como log No/N) para coliformes totais para um tempo de detenção hidráulico superior a 30 minutos e remoção acima de 4 (expresso como log No/N) de coliformes termotolerantes para tempos de detenção hidráulico superior a 20 minutos. ) Para os parâmetros físico-químicos cor aparente, pH, turbidez, nitrogênio amoniacal, demanda química de oxigênio, carbono orgânico total e sólidos suspensos totais não foram observados alterações significativas no afluente e efluente do tanque de contato do processo de desinfecção. Para valores de DBO5,20 inferiores a 20 mg/L e valores de sólidos suspensos totais inferiores a 30 mg/L, não foram observados efeitos no comportamento do processo de desinfecção nos efluentes da ETE Jesus Netto. Os ensaios realizados permitiram avaliar a formação de subprodutos da desinfecção, sendo que os valores de trihalometanos no efluente da água na saída do tanque de contato resultaram abaixo de 10 µg/L. A toxicidade no efluente dos sistemas de lodos ativados convencional foi não detectável. Os bioensaios indicaram que a presença de cloro eleva a toxicidade aguda em Daphnia similis e cloração seguida de descloração produz efluentes sem toxicidade. / The operation of a Wastewater Treatment Plant (WWTP) may present several alternatives with regard to carrying out the final effluent disinfection. One must take into account cost-benefit criteria, easiness of installation and operation, availability in the disinfection market and the properties of each alternative disinfectant. Among the available disinfectant agents that can be put to use, chlorine has been the most widely utilized because of its low cost, easiness of handling and also due to the existing several studies on chlorine disinfection. In this way, this work the effects of quality variability of the final effluent from a conventional activated sludge plant (CASP) on the disinfection process with sodium hypochloride. The final effluent was generated at the Jesus Netto CASP and the pilot scale unit utilized in this work was a contact tank 3 meters long, 3 meters wide and a net depth of 0,8 meters, leading to a net volume of 7.2 m³. The applied free chlorine dose was 5 mg Cl2/L and the utilized contact times were 10 and 30 minutes. During the experimental runs there was formation of chloramines from partial nitrification in the Jesus Netto CASP. In some cases the presence of a free chlorine residual at the outlet of the contact tank was observed. Regarding microbiological evaluation of the disinfected plant effluent, removal efficiencies above 5 logs (expressed as log No/N) were observed for total coliforms with a contact time above 30 minutes and alsothermo tolerant coliform removal efficiencies above 4 logs for hydraulic residence times above 20 minutes. Regarding the physical-chemical variables apparent color, pH, turbidity, ammonia nitrogen, chemical oxygen demand, total organic carbon and total suspended solids, no significant changes in the affluent and effluent of the contact tank were observed. ) For BOD5,20 values below 20 mg/L and TSS values below 30 mg/L, no effects on the tested disinfection process for the Jesus Netto CASP were observed. The experimental runs allowed the evaluation of disinfection byproduct formation. THM levels in the contact tank effluent were below 10 µg/L. No toxicity was detected in the Jesus Netto CASP effluent. Bioassays were conducted and indicated that the presence of chlorine increased the acute toxicity level as evaluated with Daphnia similis and also that CASP effluent chlorination followed by dechlorination produced a disinfected effluent without toxicity.

Existem algumas diferentes soluções técnicas de engenharia para a finalidade de tratamento e disposição final dos resíduos gerados em ETA\'s aplicáveis aos diferentes sistemas de tratamento de água. Porém, depara-se com estações consolidadas sem os sistemas de tratamento da fase sólida, onde nem sempre a melhor solução para o tratamento é a mais econômica ou ainda, é a possível de ser implantada. Com isso propôs-se neste estudo avaliar a capacidade da estação de tratamento de esgotos receber os resíduos da ETA, da cidade de Juquitiba - SP, via rede coletora de esgotos, uma vez que existe na ETE o sistema de tratamento dos sólidos ali gerados. Este estudo teve como objetivo verificar as transformações do fósforo e do nitrogênio ao longo do sistema de esgotos, verificar as variações das concentrações de DBO, DQO e sólidos em suspensão, assim como verificar se é possível a manutenção de um equilíbrio consistente controlado pela idade do lodo. A estação de tratamento de água produz resíduos que resultariam em um acréscimo médio de 133 mg/L de sólidos no esgoto e ao longo deste estudo atingiu-se 74 mg/L. Esta contribuição representou, aproximadamente, uma situação em que o porte da ETA é o dobro da ETE receptora dos resíduos. Como conseqüência as concentrações dos sólidos em suspensão totais nos reatores biológicos aumentaram em média 15% e no efluente tratado 73%, ainda a produção de lodo biológico aumentou a ordem de 40%. Ocorreu a diminuição da concentração de fósforo total no efluente tratado da ETE em 29% e 51% para os reatores 1 e 2, respectivamente e da concentração de fósforo solúvel em 74% e 79% para os reatores 1 e 2, respectivamente. Ocorreu a diminuição da remoção média de NKT em 18% e na remoção média de N-NH3 em 13%. Ocorreu, ainda, a diminuição da remoção dos parâmetros DBO e DQO em 4% após o lançamento do lodo da ETA no sistema de esgotos. Pode-se então admitir que ETE\'s pelo processo de lodo ativado com aeração prolongada e com reatores seqüenciais em bateladas são adequados para o recebimento de lodo proveniente de ETA\'s, desde que projetada para atender a essa função complementar, especialmente no que se refere às unidades de desidratação de lodo. / There are different technical engineering solutions for the treatment and final disposal of water treatment plants (WTPs) residuals. Discharge of WTP residual to a wastewater treatment plant (WWTP) is a technical solution in evidence. Therefore, the purpose of this study was to evaluate the capacity of the WWTP using sequencing batch reactor (SBR) activated-sludge process (with two reactors named reactor 1 and 2) in the city of Juquitiba, State of São Paulo, to receive the WTP residuals by gravity sanitary sewers. For this purpose the following points were checked: phosphorous and nitrogen transformations in the sewer systems, variations in BOD , COD and suspended solids (SS) concentrations and the possibility of maintaining a consistent balance system controlled by solids retention time. There was an average increase of 74 mg of suspended solids per liter in incoming sewage by the discharge of WTP residuals to sanitary sewers. Suspended solids concentrations in the biological reactors increased 15 percent in average and 73 percent in the final effluent. Production of waste activated-sludge increased by 40 percent. There was a decrease of 29 percent and 51 percent of total phosphorus concentration in the effluent in reactors 1 and 2, respectively, and of 74 percent and 79 percent of soluble phosphorus concentration in reactors 1 and 2, respectively. Total Kjeldahl nitrogen removal efficiency was reduced by 18 percent and ammonia nitrogen removal efficiency by 13 percent. BOD and DQO parameters for efficiency removal showed a decrease of 4 percent after the discharge of WTP residual to sanitary sewers. In view of these results it can be admitted that WWTPs using sequencing batch reactor activated-sludge process are suitable to receive WTP residuals since adequately designed for this complementary function.