20 o CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL

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1 INFLUÊNCIA DA LUZ SOLAR NO AMBIENTE AQUÁTICO DE RESERVATÓRIOS DE ESTABILIZAÇÃO CONSEQÜÊNCIAS NA REMOÇÃO DE COLIFORMES FECAIS, DBO 5 E SÓLIDOS SUSPENSOS Gilson Barbosa Athayde Júnior (1) Graduado em Eng. Civil pela Universidade Federal da Paraíba (1995). Aluno de doutorado em Engenharia Sanitária na Universidade de Leeds, Inglaterra. Bolsista do CNPq. Salomão Anselmo Silva Graduado e Mestre em Eng. Civil pela Escola Politécnica da Universidade Federal da Paraíba. PhD pela Universidade de Dundee, Dundee, Escócia (1982). Professor Titular do Departamento de Eng. Civil da Universidade Federal da Paraíba. Chefe de Pesquisas da EXTRABES-UFPB. Rui de Oliveira Graduado em Eng. Civil pela Escola de Engenharia do Maranhão (1974). Mestre em Eng. Civil pela Universidade Federal da Paraíba (1983). PhD pela Universidade de Leeds, Leeds, Inglaterra (1990). Professor Adjunto do Departamento de Engenharia Civil da Universidade Federal da Paraíba. Pesquisador da EXTRABES-UFPB. Salena Tatiana Anselmo Silva Graduada em Ciências Biológicas pela Universidade Estadual da Paraíba (1994). Aluna de doutorado em Microbiologia na Universidade de Liverpool, Inglaterra. Bolsista do CNPq. Endereço (1) : Rua Monteiro Lobato, Alto Branco - Campina Grande - PA - CEP: Brasil - Tel: (083) Fax: (083) salomao@cgnet.com.br RESUMO Este trabalho compara o ambiente aquático de dois reservatórios de estabilização idênticos, sendo um deles operado à céu aberto, e o outro isolados da incidência solar, analisando as reais conseqüências deste parâmetro na remoção de CF, DBO 5 e SS. O tratamento de águas residuárias em reservatórios de estabilização mostrou-se bastante adequado à região semi-árida do nordeste brasileiro. A depuração dos esgotos contidos em reservatórios de estabilização é devida principalmente ao decaimento natural (fator tempo) das bactérias (coliformes fecais), sendo o tratamento devido aos efeitos da radiação solar, de cerca de 20% em relação ao decaimento bacteriano natural. Um tempo de cerca de 40 dias, ou menos, com pouquíssimo ou nenhum gasto de energia elétrica, é o suficiente para que esgoto bruto, tratado em RE passa ser reutilizado na irrigação de qualquer cultura agrícola, sem representar riscos a saúde pública. As autoridades brasileiras deveriam ter isto em mente, especialmente direcionado para o caso da região semi-árida do nordeste brasileiro. 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 846

2 PALAVRAS-CHAVE: Reservatórios de Estabilização, Coliformes Fecais, DBO 5, Sólidos Suspensos, Irrigação. INTRODUÇÃO A escassez e irregularidade das chuvas na região semi-árida (58%, em área) do nordeste brasileiro torna a agricultura uma atividade bastante dificultosa na micro-região. Na maior parte do sertão, a precipitação anual media é inferior a 600 mm, distribuída em apenas 3 4 meses. A situação é ainda mais grave, devido aos freqüentes períodos (cerca de até dois anos) de estiagens que lá ocorrem. Ditada, pelo menos em parte, pelas condições climáticas adversas, boa parte da população sertaneja é forcada a deixar o campo e aglomera-se nas grandes cidades, dando origem às favelas. No entanto, cidades como Juazeiro e Petrolina, em pleno sertão nordestino, porém abençoadas pelo Rio São Francisco, onde irrigação é praticada, são exemplos de pólos agrícolas e desenvolvimento econômico elevados. Apesar de ser atividade mundialmente difundida, inclusive em países economicamente desenvolvidos como EUA e Israel, dentre muitos outros (Pescod & Arar, 1988; Mara & Cairncross, 1989; Strauss & Blumenthal, 1989; Asano & Tchobanoglous, 1991; Shelef, 1991), o reuso de águas residuárias (tratadas) na irrigação de culturas agrícolas não se encontra na política brasileira. A Organização Mundial da Saúde, baseada em estudos epidemiológicos (Shuval et al., 1986) recomenda que efluentes ETEs que contenham menos de 10 3 coliformes fecais (CF) por 100 ml, são adequados à irrigação de qualquer cultura agrícola, inclusive aquelas que potencialmente serão ingeridas cruas (WHO, 1989). Em recente estudo, Shuval et al. (1997), demonstrou que o risco anual de se contrair uma infeção virótica ao se alimentar de vegetais irrigados com águas residuárias tratadas ao nível de 10 3 ufc/100 ml, é da ordem de (uma infeção a cada 1 milhão de anos!). A USEPA (nos EUA) por exemplo, admite um risco anual de 10-4 para água potável. Padrões para efluentes tratados a serem reutilizados na agricultura, em termos de teores de matéria orgânica, não são tão bem definidos como o padrão bacteriológico. Shende et al. (1988) realizaram experimentos com esgotos cuja DBO 5 variava de muito pouco até 1000 mg/l, irrigando 12 culturas diferentes. As culturas se comportaram de maneira semelhante para uma DBO 5 na faixa mg/l tendo os autores observado que o melhor valor era em torno de 150 mg/l. Valores próximos a 1000 mg/l afetaram negativamente a produção de algumas culturas. Vários estudos (Marrecos do Monte & Sousa, 1992; Vazquez-Moniel et al., 1996; Mota et al., 1997) já demonstraram que os nutrientes provenientes da matéria orgânica decomposta presente nos esgotos, se traduzem em significativas economias em fertilizantes, aliadas a maiores produtividades. Para alguns métodos de irrigação, o teor de sólidos, dentre outros fatores, pode causar entupimentos nos orifícios das tubulações. Nakayama (1982) apud Ayers e Westcot (1985) defende que uma concentração de sólidos suspensos (SS) abaixo de 50 mg/l pouco afeta os equipamentos de irrigação. Já uma concentração de mg/l afeta moderadamente e concentrações superiores a 100 mg/l afetam severamente tais equipamentos. Lagoas de estabilização é o método mais adequado ao tratamento de esgotos domésticos em países em desenvolvimento (Arthur, 1983), devido aos reduzidos custos de operação, e principalmente quando o efluente será utilizado na irrigação (WHO,1989). No entanto, a 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 847

3 demanda hídrica para irrigação é muito mais intensa na estação seca, e dessa forma os esgotos tratados durante a estação chuvosa seriam desperdiçados. Com o objetivo de evitar tal desperdício, no inicio da década de 70, autoridades israelitas começaram a armazenar o efluente de ETEs durante o inverno, para posterior utilização quando da estação seca. Logo foi percebido que os esgotos assim armazenados, sofriam considerável grau de depuração e dessa forma tais reservatórios foram considerado não meramente como unidades de armazenamento, mas sim como unidades de tratamento. Denominaramnos de Reservatórios de Estabilização (RE). Hoje existem naquele país cerca de 130 RE em operação (Juanico & Shelef, 1994). O processo de tratamento de esgotos em RE é totalmente biológico, recebendo interferência humana apenas quanto a sua operação (tempo de enchimento - TE, tempo de repouso - TR, carga orgânica, etc.). Um potencial fator ambiental responsável pela depuração dos esgotos armazenados em RE é a intensidade de luz solar incidente, que por um lado influencia a temperatura da massa líquida, fazendo com que a degradação da matéria orgânica por bactérias heterotróficas ocorra mais rapidamente, e por outro, governa a atividade fotossintética das algas, tendo como conseqüência a elevação do ph e da concentração de oxigênio dissolvido (OD). ph e OD são parâmetros importantes no decaimento de CF associados efeitos da luz solar (Curtis et al., 1992). O efeito do ph no decaimento de CF é mais representativo quando o mesmo atinge valores acima de 9,0 (Parhard & Rao, 1974; Hirn et al.,1980; Pearson et al., 1987). O efeito do OD é proporcional a sua concentração (Hanes et al., 1964; Curtis et al.,1992). Apesar da existência de tais efeitos, em estudos prévios realizados na EXTRABES, tanto com lagoas (de Oliveira, 1990) como com reservatórios de estabilização (Athayde Júnior et al., 1998), foi demonstrado que os níveis de bactéria fecais estão mais relacionada a parâmetros operacionais que a ambientais. Este trabalho compara o ambiente aquático de dois RE idênticos, sendo um deles operado à céu aberto, e o outro isolados da incidência solar, analisando as reais conseqüências deste parâmetro na remoção de CF, DBO 5 e SS. METODOLOGIA O levantamento dos dados foi realizado na Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários EXTRABES - situada na cidade de Campina Grande PB ( S; ). Foram realizados dois experimentos, cada um envolvendo dois RE, sendo um operado à céu aberto (RE 4 ) e o outro completamente coberto com telha de cimento-amianto (RE 5 ). Os reservatórios foram alimentados com esgoto bruto (EB) domestico da cidade de Campina Grande e operados em regime de batelada. Na Tabela 1, é apresentada a características físicas dos reatores, bem como as características operacionais dos experimentos. Ambos os reservatórios foram amostrados em vários níveis ao longo da profundidade, às 8:00 h, com freqüência semanal. No primeiro experimento, os níveis amostrados foram 5, 25, 50, 75, 100, 150, 200 e 300 cm, sendo CF, DBO 5, SS e clorofila a (Clo a) determinados apenas no 2 o, 4 o e 8 o destes níveis. No segundo experimento, foi coletada amostra dos níveis: 5, 25, 50, 75, 100 e 150 cm, com CF, DBO 5, SS e Clo a amostrados apenas no 2 o, 4 o e 6 o destes níveis. Além desses parâmetros, também foram determinados 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 848

4 temperatura, ph e OD. O EB foi monitorado durante a fase de enchimento dos reservatórios. As amostras foram coletadas com o auxílio de uma bomba peristáltica (WATSON MARLOW 604 S) e uma mangueira de polietileno provida de dois discos paralelos de 25 cm de diâmetro e separados de 5 cm um do outro, com o objetivo de coletar o líquido de profundidades específicas. Tabela 1 - Características físico-operacionais dos experimentos realizados. Exp. Reserv. Area sup. (m 2 ) Prof. (m) Vol. (m 3 ) Vaz. (m 3 /d) TE (d) TR (d) Exp. I RE RE Exp. II RE RE CF foram quantificados através da técnica da membrana filtrante, usando filtros de éster de celulose com poros de 0,45 µm, meio de cultura Lauryl Sulphate Broth, com incubação a 44,5 o C por 24 h (Ayres & Mara, 1996). A DBO 5 foi determinada pela técnica dos frascos padrões, segundo (APHA et al., 1992). A determinação dos SS seguiu o método gravimétrico (APHA et al., 1992) com filtros de fibra de vidro Whatman GF/C secos a o C. Clo a foi determinada através do método da extração a quente com metanol, de acordo com Jones (1979). A temperatura foi medida imediatamente após a coleta das amostras, com um termômetro de filamento de mercúrio. O ph foi determinado através de método potenciométrico, usando um medidor de ph JENWAY 3030 com um eletrodo combinado RUSSEL e uma sonda para compensação de temperatura JENWAY. O oxigênio dissolvido foi medido eletrometricamente usando um medidor de OD YSI 54 A, em conjunto com um eletrodo de membrana seletiva YSI 5730 A. RESULTADOS Caracterização do EB A Tabela 2 apresenta a caracterização do EB durante a fase de enchimento dos RE. Os números de CF encontrados no esgoto bruto são valores típicos para o EB da cidade de Campina Grande (Silva, 1982; de Oliveira, 1990). Os valores de DBO 5 e SS caracterizam o esgoto como fraco, segundo Metcalf & Eddy (1991). Tabela 2 - Caracterização do EB durante o período de enchimento dos reservatórios. Experimento I (n=6) Experimento II (n=2) CF (ufc/100 ml) 4.99 x x 10 8 DBO 5 (mg/l) SS (mg/l) *média geométrica para CF e aritmética para os demais parâmetros. 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 849

5 Com esses valores de DBO 5, a carga orgânica superficial aplicada aos reservatórios foi de 270 e 140 kg DBO 5 /ha.d, respectivamente nos experimentos I e II. Estes valores são bem superiores à faixa kg DBO 5 /ha.d recomendada por Juanico & Shelef (1994) para operação segura desses reatores em Israel, sem ter sido notada, entretanto, a exalação de maus odores. Isto se deve ao fato de uma temperatura bem mais elevada no nordeste brasileiro em relação àquele pais. A não exalação de maus odores também já havia ocorrido em estudos prévios realizados na EXTRABES com RE (Athayde Júnior et al., 1997), em que cargas orgânicas de até 376 kg DBO 5 /ha.d haviam sido aplicadas. É valido salientar que Mara et al. (1992) recomendam uma aplicação de kg DBO 5 /ha.d para operação segura de lagoas facultativas, onde a temperatura seja superior a 20 o C. Flutuações nos reservatórios Não foi observada estratificação nos reservatórios (amostra de 8:00 h) quanto aos parâmetros Clo a, CF, DBO 5 e SS, para os quais a média dos vários níveis amostrados foi utilizada. Para os parâmetros temperatura, ph e OD, os quais se encontravam levemente estratificados ao longo da coluna líquida, uma média aritmética ponderada foi utilizada, sendo a espessura da camada entre dois níveis consecutivos, o peso de cada camada. A temperatura dos reservatórios manteve-se dentro da faixa o C ao longo da profundidade e do período de estudo. A temperatura média da massa liquida foi de 26,4 e 26,1 o C no experimento I (n=100) para RE 4 e RE 5 respectivamente, enquanto que no experimento II (n = 38) esses valores foram iguais em ambos os reatores (26,4 o C). Os níveis mais superficiais (5 e 25 cm) foram os que mais contribuíram para a pequena diferenças de temperatura entre RE 4 e RE 5 no experimento I, sendo de 2,8 o C a maior diferença entre dois níveis correspondentes, de um mesmo dia, encontrada no nível 5 cm. O ph esteve na faixa 6,70 7,90 ao longo das varias profundidades durante o experimento I, tendo o RE 4 apresentado valor médio de 7,47 (n =100) e o RE 5 com ph médio de 7,32 (n=100). No experimento II o ph dos reservatórios variaram entre 6,80 e 8,50, apresentando o RE 4 ph médio de 7,69 (n=38) e o RE 5, de 7,63 (n=38). Em ambos os experimentos, o ph do RE 4 apresentou uma elevação gradativa, do inicio para o final do experimento. O valor mais elevado foi de 8,64, encontrado no RE 4, nível 5 cm, no final do experimento II. Analogamente à temperatura, os níveis superiores foram os que mais contribuíram para as diferenças entre o ph de RE 4 e RE 5. Isto se deve ao fato de a atividade fotossintética ocorrer apenas nas camadas superficiais do liquido, em virtude da atenuação da luz solar ao longo da profundidade. Mayo (1989) aponta que, dependendo das características do esgoto em tratamento, apenas 3 5 % da radiação ultravioleta incidente na superfície penetra abaixo de 20 cm e que apenas 1-2% penetra abaixo de 30 cm da superfície. Como o volume dos reservatórios diminuiu no experimento II, a porção fotossinteticamente ativa de RE 4 foi mais representativa em relação ao volume total no experimento II, ocasionando valores de ph mais elevados neste experimento. No entanto, o valor de ph igual a 9,0, acima do qual o efeito desse parâmetros sobre o decaimento de CF e mais acentuado, não foi detectado neste trabalho. 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 850

6 Os reservatórios se comportaram de forma anaeróbia (OD < 1,0 mg/l) pelo menos para as amostras coletadas as 8:00 h durante quase todo o decorrer dos experimentos, com exceção do 51 o dia no experimento II, quando foi detectado um valor de 4,5 mg/l no nível 5 cm do RE 4. As elevadas cargas orgânicas certamente ditaram tais concentrações. Juanico & Shelef (1994) comentam que, em Israel, reservatórios operados com cargas de kg.dbo 5 /ha.d comportaram se de forma aeróbia ou facultativa, enquanto que aqueles operados com cargas em torno de 150 kg.dbo 5 /ha.d encontraram se desprovidos de OD. É valido salientar que esses valores de temperatura, ph e OD determinados às 8:00 h possivelmente não são representativos do comportamento desses parâmetros ao longo do ciclo diário. Clo a se apresentou com acentuadas diferenças entre RE 4 e RE 5. O reator descoberto apresentou concentrações máximas de 1178 µg/l no experimento I e 892 µg/l no segundo experimento, enquanto que em RE 5, sua concentração não ultrapassou a 25 µg/l. Mesmo com tamanhas diferenças no teor de Clo a entre RE 4 e RE 5, o que indica a presença de algas no reator descoberto e assim a existência de atividade fotossintética no mesmo, estas diferenças não se refletiram com a mesma intensidade com relação a ph, OD. O decaimento de CF é bem menor (ou praticamente nulo) durante a fase de enchimento em comparação com a fase de repouso, fato este também observado por Athayde Júnior et al. (1998). Durante a fase de repouso, o número de CF caiu drasticamente, sendo sempre menor em RE 4, embora as diferenças tenham sido pequenas em relação as diferenças associadas ao tempo decorrido entre o inicio e o final dos experimentos. A DBO 5 apresentou uma tendência de queda a partir do término do enchimento, e novamente as diferenças associadas ao tempo superaram àquelas associadas aos parâmetros ambientais. A DBO 5 era maior ora em RE 4, ora em RE 5. SS apresentaram comportamento distinto entre os RE, com aumento em RE 4 e decréscimo em RE 5 ao longo do tempo. Este comportamento de SS está associado com o crescimento de algas em RE 4 (descoberto) e não em RE 5. O fator luminosidade foi mais importante que o fator tempo na remoção de SS. DISCUSSÃO Na Tabela 3, compara-se o desempenho dos reservatórios na remoção de CF. O tempo necessário, durante a fase de repouso, para que o número de CF atingisse 10 3 ufc/100 ml foi de 19,8 e 30,2 dias, no experimento I, para RE 4 e RE 5 respectivamente. No segundo experimento, esses valores foram de 12,3 e 23,0 dias, respectivamente para RE 4 e RE 5. Estes tempos foram calculados mediante interpolação exponencial entre a data em que, pela primeira vez, o numero de CF foi menor que 10 3 ufc/100 ml e aquela imediatamente anterior à mesma (pequena extrapolação no caso de RE 5 no experimento I). 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 851

7 Tabela 3 k b (CF) e tempos necessários para se atingir 10 3 ufc/100 ml. Exp. Reservatório k b (L/d) T1 (d) T2 (d) I RE 4 0,350 21,7 44,7 RE 5 0,305 27,2 50,2 II RE 4 0,443 15,1 40,1 RE 5 0,364 20,9 45,9 T1 = tempo, a partir do repouso, para CF atingir 10 3 ufc/100ml. T2 = tempo, a partir do enchimento, para CF atingir 10 3 ufc/100ml. Comparando-se apenas RE 4 nos dois experimentos, percebe-se também os efeitos da luz solar, já que quando o reservatório foi operado com 2,00 m de profundidade, k b foi 26,6% maior. Este fato pode ser explicado tendo em vista os efeitos mais representativos da camada fotossinteticamente ativa no segundo experimento. Porém, este aumento em k b não foi compensado pela perda de volume causada pela diminuição da profundidade, de forma que a área potencialmente irritável seria 18,3% a mais no caso de reservatórios com 3,40 m de profundidade, em relação a outro de 2,00 m de coluna d água, para uma mesma área superficial. Este fato esta de acordo com o encontrado na literatura (de Oliveira, 1990; Silva et al., 1997), onde o aumento na taxa especifica de decaimento devido a um a diminuição na profundidade não foi compensado pela perda de volume (tempo de detenção hidráulica nas lagoas), de forma que lagoas de estabilização profundas representaram uma economia em área de até 50%, mesmo essas ultimas apresentando menores taxas de decaimento para CF. A adoção de profundidades maiores em RE que as estudadas neste trabalho certamente implicara em mais área irritável por área superficial de reservatório. Dessa forma, o decaimento natural (no escuro) de CF é mais representativo que aquele devido aos efeitos diretos e indiretos (ph, DO, temperatura) da luz solar. Não obstante, este ultimo (incluindo seus efeitos indiretos) otimiza o manejo de reservatórios de estabilização na irrigação irrestrita. A concentração máxima de DBO 5 encontrada nos reservatórios foi de 120 mg/l, durante a fase de enchimento. De acordo com Shende et al. (1988) os valores de DBO 5 encontrados neste estudo não representam problemas às culturas agrícolas. De fato, os nutrientes presentes na mateira orgânica depositada junto com o efluente no solo, propiciará uma economia em fertilizantes químicos. As concentrações de SS em RE 4 estiveram sempre na faixa mg/l, que de acordo com Nakayama (1982) apud Ayers e Westcot (1985) afetara apenas moderadamente os equipamentos de irrigação (no caso de métodos de irrigação mais sofisticados). Tal potencial inconveniente pode ser evitado adotando-se um método mais simples de irrigação, como e o caso da irrigação por sulcos. CONCLUSÕES A incidência solar, incluindo seus efeitos diretos e indiretos, representa cerca de % do remoção de CF nos esgoto contido em RE; o restante, é devido ao decaimento natural de CF além de uma parcela removida devido à sedimentação de bactérias associadas a sólidos sedimentáveis. 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 852

8 Durante a fase de enchimento, o decaimento CF em RE e bastante lento, devendo portanto, tais reatores serem enchidos o mais rápido possível, limitando-se apenas a uma carga orgânica que não ocasione maus odores. Cargas orgânicas de até cerca de 400 kg DBO 5 /ha d já foram empregadas, sem ter sido notada a exalação de maus odores. Mesmo com taxas de decaimento bacteriano mais reduzidas, RE com profundidades mais elevadas propiciam uma área irritável maior, em relação a RE de profundidades menores. Assim, tais reatores devem ser projetados profundos. Os níveis de DBO 5 no esgoto de Campina Grande não representam danos á culturas agrícolas, podendo-se de fato, obter maiores produtividades e economias em fertilizantes. Entretanto, a remoção de SS em RE não é ideal ao reuso na irrigação, devido ao fato de suas concentrações serem adversa aos equipamentos. O usos de irrigação por sulcos contorna este inconveniente. Um tempo de cerca de 40 dias, ou até menos, com pouquíssimo ou nenhum gasto de energia elétrica, é suficiente para que esgoto bruto tratado em RE passa ser reutilizado na irrigação de qualquer cultura agrícola, sem representar riscos a saúde publica. As autoridades brasileiras deveriam ter isto em mente, especialmente no caso da região semiárida do nordeste brasileiro. AGRADECIMENTOS Os autores expressam seus agradecimentos às seguintes organizações que apoiam a EXTRABES: UFPB, CAGEPA, CNPq e ODA (UK). REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1. APHA, AWWA, WEF. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 18th edition. Public Health Association Inc., New York. (1992). 2. Arthur, J.P. Notes on the design and operation of waste stabilization ponds in warm climates of developing countries. Technical paper No 7. Washington, DC. World Bank. (1983). 3. Asano, A. & Tchobanoglous, G. The Role of Wastewater Reclamation and Reuse in the USA. Water Science and Technology. v.23, (Kyoto), (1991). 4. Athayde Júnior, G.B.; de Oliveira, R.; Silva, S.A.; Silva, S.T.A.; Araújo, A.L.C. & MARA, D.D. Remoção de Matéria Orgânica em Reservatórios de Estabilização. Anais do 19 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. I-085; pp Foz do Iguaçú-PR, 14 a 19 de setembro de (1997). 5. Athayde Júnior, G.B.; Silva, S.A. & de Oliveira, R.. Reservatórios de Estabilização Tratando Esgotos Domésticos para Reutilização na Agricultura. Anais do VIII Simpósio Luso-Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. João Pessoa, de abril de (1998). 6. Ayers, R.S. & Westcot, D. Water Quality for Agriculture. Food and Agriculture Organization of the United Nations, Rome, Irrigation and Drainage Paper Number 29. (1985). 7. Ayres, R.M. & Mara, D.D. Analysis of wastewater for use in agriculture - a laboratory manual of parasitological and bacteriologycal techniques. World Health Organization. Geneva. (1996) 8. Curtis, T.P., Mara, D.D. & Silva, S.A. The Effect of Sunlight on Faecal Coliforms in Ponds: Implications for Research and Design. Water Science and Technology. v.26, (7-8), (1992). 9. de Oliveira, R. (1990). The performance of deep waste stabilization ponds in northeast Brazil. PhD thesis. The University of Leeds, United Kimgdom. 10. Hirn, J, Viljamaa, H. & Raevuori, M. The Effect of Physicochemical, Phytoplankton and Seasonal Factors on Faecal Indicator Bacteria in Northern Brackish Water. Water Research. v.14, (1980). 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 853

9 11. Hanes, N.B.; Sarles, W.B. & Rohlich, G.A. Dissolved oxygen and survival of coliform organisms and enterococci. Journal of the American Waterworks Association, v.56, (1964). 12. Juanico, M. & Shelef, G. Design, Operation and Performance of Stabilization Reservoirs for Wastewater Irrigation in Israel. Water Research. v.28 (1), (1994). 13. Mara, D.D., Alabaster, G.P., Pearson, H.W. & Mills, S.W. Waste Stabilisation Ponds - A Design Manual for the Eastern Africa. Lagoon International Technology Ltd. (1992). 14. Mara, D.D. & Cairncross, S. Guidelines for the Safe Use of Wastewater and Excreta in Agriculture and Aquaculture. World Health Organization/ United Nations Environment Programme. (1989). 15. Marrecos do Monte, M.H.F. & Sousa, M.S. (1992). Effects on crop of Irrigation with Facultative Pond Effluent. Water Science and Technology. v.26 (7-8), Mayo, A.W. (1989). Effect of Pond Depth on Bacterial Mortality Rate. Journal of Environmental Engineering. v.115, Metcalf & Eddy. Wastewater Engineering - Treatment, Disposal, Reuse. 3rd Edition. McGraw-Hill. (1991). 18. Mota, S.; Bezerra, F.C. and Tomé, L.M. Avaliação do desempenho de culturas irrigadas com esgoto tratado. Anais do 19 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. I-003, p 20-25, Foz do Iguaçú-PR, Brasil,14-19 de setembro. (1997). 19. Parhard, N.M. & Rao, N.V. Effect of ph on survival of Escherichia coli. Journal of the Water Pollution Control Federation. v.46 (5), (1974). 20. Pearson, H.W., Mara, D.D., Mills, S.W. & Smallman, D.J. Physico-Chemical Parameters Influencing Faecal Bacterial Survival in Waste Stabilization Ponds. Water Science and Technology. v.19 (12), (1987). 21. Pescod, M.B. & Arar, A. Treatment and Use of Sewage Effluents for Irrigation. Proceedings of the FAO Regional Seminar on the treatment and Use of Sewage Effluents for Irrigation, Nicosia, 7-9 October Butterworths, London, UK. (1988). 22. Shelef, G. The Role of Wastewater Reuse in Water Resources Management in Israel. Water Science and Technology. v.23 (Kyoto), (1991). 23. Shende, G.B.; Chakrabarti, C.; Rai, R.P.; Nashikkar, V.J.; Kshirsagar,D.J.; Deshbhratar, P.B. & Juwarkar, A.S. Status of Wastewater Treatment and Agricultural Reuse with Special Reference to Indian Experience and Research and Develop Needs. In: Treatment and Use of Sewage Effluents for Irrigation. Proceedings of the FAO Regional Seminar on the treatment and Use of Sewage Effluents for Irrigation. (ed. M.B. Pescod and A. Arar). Nicosia, 7-9 October Butterworths, London, UK. (1988). 24. Shuval, H.I., Adin, A., Fattal, B., Rawitz, E. & Yekutiel, P. Wastewater Irrigation in Developing Countries: Health Effects and Technological Solutions. World Bank Technical Paper Number 51. The World Bank, Washington, DC. (1986). 25. Shuval, H.I.; Lampert, Y. & Fattal, B. Development of a risk assessment aproach for evaluating wastewater reuse standards for agriculture. Water Science and Technology. v.35 (11-12), (1997). 26. Silva, S.A. On the treatment of domestic sewage in waste stabilization ponds in northeast Brazil. PhD thesis. University of Dundee, Scotland. (1982). 27. Silva, S.A.; Athayde Júnior, G.B.; de Oliveira, R.; Araújo, A.L.C.; Silva, S.T.A.; Pearson, H.W. Efeito de Características Físicas e Operacionais na Cinética de Remoção de Coliformes Fecais em Lagoas Facultativas Secundárias e de Maturação. Anais do 19 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. I-076; pp , Foz do Iguaçú-PR, Brazil de setembro de (1997). 28. Strauss, M. & Blumenthal, U.J. Human Wastes Use in Agriculture and Aquaculture - Utilization Practises and Health Perspectives. IRCWR Report No 189. (1989). 29. Vazquez-Montiel, O; Horan, N.J. and Mara, D.D. Managment of domestic wastwater for reuse in irrigation. Water Science and Technology. v. 33 (10-11), (1996). 30. WHO. Health Guidelines for the Use of Wastewater in Agriculture and Aquaculture. World Health Organization Technical Report Series, No 778. World Health Organization, Geneva. (1989). 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 854