MODELAGEM MATEMÁTICA DA REMOÇÃO BACTERIANA E DE OVOS DE HELMINTOS EM UM SISTEMA REATOR UASB / LAGOA FACULTATIVA, EM ESCALA REAL

Transcrição

1 MODELAGEM MATEMÁTICA DA REMOÇÃO BACTERIANA E DE OVOS DE HELMINTOS EM UM SISTEMA REATOR UASB / LAGOA FACULTATIVA, EM ESCALA REAL Neuza Evangelista Especialista em Matemática. Mestranda em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos na Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG) - Brasil Marcos von Sperling* Professor Adjunto do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG - Brasil Carlos Augusto de Lemos Chernicharo Professor Adjunto do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG - Brasil (*) Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental UFMG; Av. Contorno 84 7o andar; Fone: (31) ; Fax: (31) ; CEP Belo Horizonte; Minas Gerais; Brasil. marcos@desa.ufmg.br RESUMO O presente trabalho analisa a remoção bacteriana e de ovos de helmintos de um sistema constituído de reator anaeróbio de manta de lodo (UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket) seguido por lagoa de polimento facultativa em escala real. O sistema apresentou desempenho satisfatório, com eficiência de remoção de coliformes fecais de 4, unidades logarítmicas e, para ovos de helmintos, 99,5%. No projeto das lagoas, além dos critérios preponderantes de taxa de aplicação superficial e tempo de detenção hidráulica, é também de relevância a avaliação da taxa de remoção bacteriana, a consideração do regime hidráulico a se adotar e o coeficiente de decaimento bacteriano, K b, para se estimar a concentração efluente e conseqüente eficiência de remoção. A remoção bacteriana pode ser modelada segundo os regimes hidráulicos de mistura completa (para lagoas pouco retangulares), fluxo em pistão (para lagoas bastante alongadas ou com várias chicanas) ou fluxo disperso (independente das relações geométricas da lagoa). A princípio, o coeficiente de decaimento bacteriano não deve variar com o modelo, representando-o de acordo com a cinética de reação. Porém isto não acontece, o que pode servir para indicar muitas vezes a inadequação dos modelos hidráulicos idealizados à realidade. Neste trabalho obtiveram-se os seguintes valores para K b : Mistura completa, K bmist = 9,07 d -1 ; Fluxo disperso, K bdisp = 0,4 d -1. Quando se considera a modelagem matemática do decaimento bacteriano, ela pode ser efetuada para duas condições distintas: o estado estacionário, em que não há acúmulo de compostos no sistema, e o estado dinâmico, no qual as condições externas e internas são variáveis. Fez-se a modelagem dinâmica para as concentrações de coliformes, obtendo-se ajuste visual razoável. Com relação à remoção de ovos helmintos, fez-se modelagem a partir de Ayres et al.(199), obtendo-se, segundo o modelo, uma eficiência de 99,995%, superior à encontrada (99,5%). Palavras-Chave: reator UASB, lagoa facultativa, modelagem matemática, remoção bacteriana, remoção de ovos de helmintos. INTRODUÇÃO Considerando-se os aspectos positivos da digestão anaeróbia (baixo custo, compacidade, razoável eficiência na remoção de matéria orgânica e sólidos suspensos, simplicidade operacional e baixa geração de lodo), a conjugação das lagoas de estabilização, como pós-tratamento dos efluentes, apresenta-se como uma alternativa viável e atraente para polimento do efluente na remoção de nutrientes e organismos patogênicos. O presente trabalho propõe discussão acerca da remoção bacteriana e de ovos de helmintos de um sistema constituído por um reator UASB seguido por lagoa de polimento facultativa. No projeto das lagoas, além dos critérios preponderantes de taxa de aplicação superficial e tempo de detenção hidráulica, é também de relevância a avaliação da taxa de remoção bacteriana, a consideração do regime hidráulico a se adotar e do coeficiente de decaimento bacteriano, K b, para se estimar a concentração efluente e a conseqüente eficiência de remoção. A remoção bacteriana pode ser modelada segundo os regimes hidráulicos de mistura completa (para lagoas pouco retangulares), fluxo em pistão (para lagoas bastante alongadas ou com várias chicanas)

2 ou fluxo disperso (independente das relações geométricas da lagoa). É importante a avaliação dos valores do coeficiente de remoção bacteriana, K b, para os distintos modelos, aplicáveis à geometria da lagoa, principalmente para análise futura de critérios com fins de otimização de novos projetos. A princípio, o coeficiente de decaimento bacteriano não deve variar com o modelo, representando-o de acordo com a cinética de reação. Porém isto não acontece, o que pode servir para indicar a inadequação dos modelos hidráulicos idealizados à realidade. O regime de mistura completa (MC) apresenta ampla faixa de variação de K b, denotando incapacidade do modelo de representar bem lagoas com relação comprimento/largura (L/B) mais elevada. Neste caso, o K b fica superestimado de forma a acomodar a menor eficiência inerente ao reator MC. Já o regime de fluxo disperso (FD) apresenta faixa bem mais estreita, indicando maior adequação do regime hidráulico (von Sperling, 000). A tendência atual é de adoção do modelo de fluxo disperso (Mendonça, 000). Quando se considera a modelagem matemática do decaimento bacteriano, ela pode ser obtida considerando-se duas condições distintas : o estado estacionário, em que não há acúmulo de compostos no sistema, e o estado dinâmico, no qual as condições externas e internas são variáveis. As condições dinâmicas são realmente as prevalecentes numa ETE, posto que vazão e concentração são variáveis, além de poder existir algum outro estímulo ao sistema. Os modelos dinâmicos podem ser utilizados para projeto, principalmente para se avaliar o impacto da variação das cargas afluentes no desempenho da estação (von Sperling, 1996). A complexidade em sua consideração pode ser superada pela utilização de planilhas eletrônicas e rotinas de integração numéricas. Com relação à remoção de ovos de helmintos, será feita análise a partir de Ayres et al.(199), que estabeleceram para a estimativa da remoção em lagoas de estabilização a seguinte equação empírica : ( 1 0,14. e 0,38. t ) em que R= eficiência de remoção de ovos de helmintos (%) t = tempo de detenção hidráulica na lagoa (d) R = 100 (1) METODOLOGIA As análises se referem à estação de tratamento de esgotos localizada na cidade de Itabira, MG, Brasil, ETE Nova Vista, que atende a uma população de habitantes. A estação é composta por um reator UASB com póstratamento por uma lagoa facultativa, conforme mostrado na Figura 1. O monitoramento, de freqüência semanal, com duração de 6 meses, realizou-se de julho a dezembro de 001. Figura 1: Unidades da ETE Nova Vista. Reator UASB à esquerda, lagoa facultativa à direita. Vazão Afluente Média (L/s) 11 L/s (980 m 3 /d) Características Reator UASB Volume(m 3 ) = 477 Área Seção inferior (m ) = 73,1 Área Seção Superior (m ) = 138,9 TDH médio (h) = 1 h Lagoa Facultativa Comprimento (m) = 00 Largura (m) = 50 Profundidade(m) =,0 TDH médio (d) = 1 Para as análises de coliformes, utilizou-se amostragem simples, observando-se a preservação das amostras em gelo para transporte até o laboratório de Microbiologia do DESA-UFMG, respeitados os devidos tempos preconizados pelo Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (AWWA/APHA/WEF,1998). Para quantificação de Escherichia coli, utilizou-se a técnica do Substrato Definido / Quantitray 000-Colilert (AWWA/ APHA/ WEF, 1998). Para as análises de ovos de helmintos, utilizou-se o método de sedimentação, desenvolvido por Bailenger (1979) e modificado por Ayres & Mara (OMS,1996). Os parâmetros analisados no presente trabalho dizem respeito a amostragens semanais, no período de 04/07 a 19/1/001. A REMOÇÃO DE ORGANISMOS PATOGÊNICOS NO SISTEMA O Quadro 1 apresenta as estatísticas descritivas das concentrações e eficiências de remoção de Escherichia coli e ovos de helmintos ao longo do sistema, no período considerado. Com relação à eficiência média de remoção de E.

3 coli, constatam-se um valor típico para o reator UASB (~ 87%) e um valor elevado para a lagoa facultativa única (99,4%). A eficiência global do sistema foi de ~ 99,99%, o que representa a remoção de cerca de 4, unidades logarítmicas (1,4 para o reator UASB e,8 para a lagoa facultativa). Estas faixas estão próximas àquelas citadas por Mara (000) e Oragui et al. (1987). A eficiência obtida para o reator UASB é superior aos registros feitos por Van Haandel e Lettinga (1994) (80%, em monitoramento realizado por 30 semanas em reatores semelhantes) e próxima à registrada por Dixo et al (1995), de 89,6%. Considerando-se o tempo de permanência (~1h) no reator, a taxa de remoção de E. coli pode ser considerada alta. Pearson et al (1987) afirmam que, para altos valores de ph, o decaimento bacteriano nas lagoas de estabilização é acelerado, e estabelecem que, embora seja este parâmetro, mediado pela atividade fotossintética algal, um dos parâmetros causadores da morte de coliformes nas lagoas, outros parâmetros como luz, temperatura e suscetibilidade a substâncias tóxicas podem atuar sinergicamente com o ph. Curtis et al (199) ratificam em parte esta idéia, quando sugerem ser a remoção de coliformes fecais em lagoas de estabilização de águas residuárias multi-fatorial, dependente da interação sinérgica entre ph, OD e substâncias húmicas. Yanez (1993) acrescenta a estes fatores o antagonismo com outros organismos, especialmente as algas, e a sedimentação. Na remoção de ovos de helmintos, considera-se a eficiência do UASB como resultado de filtração e agregação dos grânulos biológicos na manta de lodo (Metcalf & Eddy, 1991; Van Haandel & Lettinga, 1994). Nas lagoas de estabilização, atribui-se essa remoção ao mecanismo de sedimentação (Ayres,199; Yanez,1993). Quadro 1 - Estatísticas básicas dos parâmetros E.coli e ovos de helmintos Bruto Efl. UASB Efl. Lagoa UASB Lagoa Sistema Estatísticas Escherichia Coli Unid. log removidas Concentrações (NMP/100ml) Eficiência de remoção (%) UASB Lagoa Sistema Nº dados Mínimo 3,00E+07 1,0E+05 1,00E+03 31,633 90,833 99,954 0,165 1,038 3,335 Méd. Geom. 3,6E+08 1,77E+07 1,98E+04 87,68 99,373 99,987 1,360,833 4,193 Máximo 1,50E+09 9,90E+07 1,10E+05 99,933 99, ,000 3,176 4,431 5,839 Ovos de helmintos Concentrações(ovos/L) Eficiência de remoção (%) Nº dados Início do monitoramento em Mínimo 10 0,00 43,8 50,0 95,1 06/08/ dados Méd. Arit ,18 83,3 96,0 99,5 Máximo ,33 97,7 100,0 100,0 Desv.Pad ,43 14,6 1,0 1,4 Mediana ,0 100,0 100,0 A Figura mostra os diagramas box plot (valores mínimos e máximos e percentis 5%, 50% e 75%) das concentrações de E. coli e ovos de helmintos no esgoto bruto, no efluente do reator UASB e no efluente final. Verifica-se maior dispersão nos dados de concentração de E. coli e ovos de helmintos para o esgoto bruto e quase nula a variabilidade no efluente final do sistema. Tem-se a visualização da alta eficiência do sistema na remoção bacteriana, embora não possibilite um efluente enquadrado nos padrões de irrigação irrestrita da OMS para coliformes (1000 CF/100mL). Para ovos de helmintos, o efluente com concentração de 0,18 ovos/l se enquadra nos padrões de irrigação restrita, cujo valor preconizado é de uma média aritmética menor que 1 ovo/l (WHO, 1989). A Figura 3 mostra a série temporal da eficiência de remoção de E. coli em termos de unidades logarítmicas removidas. Concentração (NMP/100mL) 1e10 1e9 1e8 1e7 1e6 1e Concentrações de E.coli Esgoto Bruto Efl. UASB Efl. Lagoa Min-Max 5%-75% Median value Concentração (ovos/l) Ovos de helmintos Esgoto Bruto Efl. UASB Efl. Lagoa Min-Max 5%-75% Median value

4 Figura Concentrações de E.coli e ovos de helmintos ao longo do sistema MODELAGEM MATEMÁTICA DA REMOÇÃO BACTERIANA EM LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO Para projetos de sistemas de tratamento de águas residuárias, deve-se conhecer a extensão das modificações na composição e concentração de materiais em um reator e a sua taxa de reação. Essas modificações se devem essencialmente a reações entre materiais, à atividade biológica, ao decaimento com o tempo e ao transporte de massa (Arceivala,1981). A representação simples de um balanço de massa indica esse comportamento: Entrada ± Trocas no sistema = Saída As trocas no sistema se dão a partir de várias reações químicas e biológicas. A equação geral relatando a taxa de mudanças de concentrações com o tempo em função da concentração da substância reagente é: dca n = ± KC dt A (1) em que C A = concentração da substância reagente; K = constante da taxa de reação, por unidade de tempo; n = ordem da reação. Arceivala (1981) apresenta também como os principais fatores que afetam os valores de K a temperatura, a presença de um agente catalisador, a presença de substâncias tóxicas, a disponibilidade de nutrientes e fatores de crescimento e outras condições ambientais. Conhecidas as taxas das reações de interesse no tratamento de esgotos, avalia-se quantitativamente a sua influência dentro do balanço de massa geral do composto em análise no sistema (von Sperling, 1996b). Considerando-se que, no tratamento de esgotos, tanto a assimilação de substrato, quanto a mortalidade de coliformes fecais, se ajustam melhor a uma reação de 1ª ordem (Chiang & Gloyna, 1970) e avaliando-se o correspondente balanço de massa, tem-se as equações de representação dos modelos hidráulicos conforme apresentado a seguir, para as concentrações N de coliformes fecais (E.coli) e coeficiente de reação K b. Fluxo em pistão ideal: cada elemento de fluxo deixa o reator na mesma ordem em que adentrou no sistema e assim é exposto ao tratamento pelo mesmo intervalo de tempo, nominalmente o tempo de detenção hidráulica. Na prática nenhum reator segue o fluxo em pistão ideal, pois uma intermistura sempre ocorre. Através de todo o reator K é constante. A concentração decresce gradualmente com o fluxo progressivo através do reator (Arceivala,1981). As equações correspondentes são: C Kt LnC0 ln C = e K = () C0 t Mistura completa ideal: todos os elementos são instantaneamente misturados e completamente dispersos no reator. Os conteúdos são perfeitamente homogêneos em todos os pontos, logo a concentração é a mesma em todo o reator. Para condições estacionárias (estado fixo), tem-se o modelo: C0 C 1 0 C = K = C (3) 1 + Kt t Fluxo disperso: cada elemento do fluxo de chegada reside no reator por um diferente período de tempo. O fluxo é arbitrário ou de intermistura e repousa entre os dois casos anteriores. Portanto, o fluxo disperso é um regime não ideal e pode ser usado para descrever as condições de fluxos em mais reatores. Segundo Arceivala (1981), o modelo matemático inicial neste caso incluiria a segunda lei de Fick de difusão térmica, a partir da qual, trocando-se o coeficiente de difusão térmica pelo coeficiente de dispersão axial, obtém-se: C C = D. (4) Considerando-se o balanço de massa no estado fixo, Levenspiel propõe a equação geral para um reagente qualquer seguindo a cinética de ordem n segundo a Equação (5) a seguir.

5 C C n D. U. K.C = 0 (5) em que D = coeficiente de dispersão axial (m/s ) X = distância na direção principal (m) U = velocidade do fluxo (m/s) (demais parâmetros já definidos anteriormente). A solução da Equação (5), aplicável neste caso, foi proposta por Wehner & Wilhelm, sendo dada por: C C 1 d 4.a.e = (6) a a 0 ( ) d 1 + a.e (1 a).e d em que a = K.t. d D D. t d = número de dispersão adimensional, dado por d = = U. L L L = comprimento de percurso de uma partícula típica. t = tempo de detenção hidráulica. O coeficiente de reação K, nesta modelagem, é obtido por tentativa e erro a partir da resolução da Equação (6) ou por ábacos. A estimação do número de dispersão é feita pela utilização de teste com traçadores ou pelo uso de métodos empíricos. Arceivala (1981) enumera como fatores que o afetam: a escala do fenômeno de mistura; a geometria da unidade; tipo e dispositivo de entrada e saída; velocidade de entrada e suas flutuações; diferenças de temperatura e densidade entre fluxo de entrada e conteúdos do reator; número de Reynolds. Segundo Polprasert (1983), os valores de d incorporam características físicas do fluxo como: a forma da lagoa, a presença de zonas inertes, a velocidade de fluxo e as condições de mistura (correntes de vento, estratificação térmica e turbulência). Segundo Reed (1990), a seleção de um valor para d pode afetar sensivelmente o tempo de detenção hidráulica requerido para se produzir um efluente de qualidade alta, e a seleção do valor de K. Adotou-se no presente estudo a formulação empírica de Yanez (1993) para estimativa do número de dispersão d, cuja equação é dada por: ( L / B ) d = (7) 0, , 54( L / B ) , ( L / B ) A variação de K com a temperatura é dada pela equação de van t Hoff Arrehnius : T 0 KT = K o. θ (8) 0 em que K T coeficiente de temperatura do líquido a uma temperatura qualquer (d -1 ) K 0º coeficiente de remoção para T L = 0º C (d -1 ) θ coeficiente de temperatura adimensional. No estudo adotou-se θ = 1,07. Pearson et al (1995) e Oragui et al (1995), na avaliação da remoção de coliformes em um conjunto de dados obtidos para uma série de lagoas de estabilização no nordeste do Brasil, concluem pela reduzida influência das relações geométricas da lagoa. Von Sperling (1996b), a partir de análise dos mesmos dados avaliados por Pearson e Oragui, obtém conclusões opostas e apresenta uma análise no sentido de que reatores de mistura completa ideal têm sido utilizados freqüentemente para representar o regime hidráulico de lagoas de maturação. Essa premissa, no entanto, é parcialmente cumprida em reatores com relação L/B 1. Em lagoas facultativas, esta relação situa-se entre e 4 (EPA, 1983). Em lagoas de maturação usam-se chicanas ou série de lagoas. Então afirma aplicar-se mais adequadamente nesses casos, para dimensionamento, o modelo de fluxo disperso. Ainda elucida que, para uma dada eficiência de remoção, o cálculo do coeficiente de decaimento bacteriano K b, segundo o modelo de mistura

6 completa, forçosamente leva a uma superestimação de seu valor comparado àquele obtido através do modelo de fluxo disperso. Isto acontece porque o regime de mistura completa está implicitamente associado a menores eficiências de remoção, forçando a elevação de K b para se compensar a subestimação de eficiência obtida pela fórmula. VALORES DE K b OBTIDOS, MODELAGEM DINÂMICA DA REMOÇÃO DE E. coli E MODELAGEM DA REMOÇÃO DE HELMINTOS Efetuando-se a modelagem do decaimento bacteriano para os regimes de mistura completa e fluxo disperso, no estado fixo (condições estacionárias), obtiveram-se para o coeficiente de decaimento bacteriano, K b, os seguintes valores médios em função dos respectivos regimes hidráulicos: (a) mistura completa, Kb 0º = 9.1 d -1 ; (b) fluxo disperso, Kb 0º = 0,4 d -1. De imediato pode-se observar o quão distantes se apresentam os valores obtidos para K b. O valor de K b para mistura completa é bastante elevado. Para fluxo disperso, a partir de estudo de 66 dados obtidos para 33 lagoas brasileiras, von Sperling (000) propõe uma equação que conduz aos seguintes valores para a lagoa analisada, a partir de temperatura T, profundidade H e relação comprimento/largura L/B: T = 0ºC, H=,0 m K bdisp = 0,18 d -1 Silva et al (1996) registram, para experimentos em lagoas facultativas, em escala piloto, no nordeste do Brasil, com tempos de detenção hidráulica entre 9,5 a 18 dias, relações L/B de 3,4 a 3,6, profundidade 1,5m, valores de K b nas faixas de 8,96 a 14,8 d -1, assumindo o regime de mistura completa, e de 3,77 a 9,77 d -1, assumindo fluxo disperso. Da mesma forma, os valores de K b deste trabalho mostram-se superiores à faixa citada para mistura completa e inferiores para fluxo disperso. A Figura 4 mostra a modelagem dinâmica segundo o regime de mistura completa. O método de Euler de integração numérica, no qual os valores da derivada são utilizados para aproximar os valores verdadeiros das funções, isto é, as concentrações, pode ser usado para modelagem dinâmica (condições variáveis) e as concentrações são obtidas a partir do passo de integração adotado. Adotou-se passo de integração de 1 hora e as concentrações a cada intervalo de tempo são dadas por: Cafl Ct C t+ 1 = Ct + KbCt (9) t t A Figura 4 permite a avaliação do ajuste do modelo dinâmico aos dados experimentais de E.coli, segundo o regime de mistura completa com o K b médio obtido. O modelo dinâmico teve como unidade temporal uma semana (168 horas). O ajuste visual foi razoável. No entanto, o coeficiente R foi igual 0.8, insatisfatório. Este baixo valor retrata a dificuldade na modelagem dinâmica de uma variável dependente de tantos fatores como os coliformes. Com relação à remoção de ovos de helmintos, segundo a equação (1), a eficiência de remoção estimada é da ordem de 99,995%. A média observada é pouco mais baixa (99,5%). Cabe ressaltar, todavia, que a avaliação da eficiência da remoção calculada a partir da média aritmética (0,18 ovos/l) é discutível, considerando o baixo número de amostras contendo ovos (apenas 3 amostras em 18). Tomando-se a mediana (0 ovos/l) como medida de tendência central de referência, a eficiência de remoção poderia ser calculada como 100%. Eficiência de Remoção de E. coli Concentrações de E. coli Unidades Log. Removidas jul 18-jul 1-ago 15-ago 9-ago 1-set 6-set 10-out 4-out 7-nov 1-nov 5-dez Ano 001 UASB Lagoa Sistema 19-dez 1,00E+09 1,00E+08 1,00E+07 1,00E+06 1,00E+05 1,00E+04 1,00E+03 1,00E Semanas N afl N efl obs Nefl est Figura 3 Série temporal da eficiência de remoção de E.coli Figura 4 Modelagem dinâmica. Valores observados e estimados da concentração de E.coli

7 CONCLUSÕES O sistema UASB lagoa facultativa apresentou uma ótima eficiência de remoção de E. coli (4 unidades log), principalmente considerando-se o fato de a lagoa facultativa ser única, e sem chicanas. Em termos de concentração efluente, a média foi de 1.98 x 10 4 NMP/100mL, inadequado para irrigação irrestrita. A eficiência do sistema na remoção de ovos de helmintos foi de 99,5%, conduzindo a um efluente com média de 0,18 ovo/l, adequado para irrigação restrita. Há grande dispersão de dados de concentração de E.coli e ovos de helmintos para o esgoto bruto, porém mínima variabilidade no efluente final dos sistema. Os valores médios obtidos para os coeficientes de decaimento bacteriano (K b =9.1 d -1 para mistura completa e 0,4 d -1 para fluxo disperso) são superiores aos reportados na literatura. O modelo dinâmico empregado para a estimativa da remoção de E. coli foi suficiente apenas para a representação dos valores médios. A equação de Ayres et al para a remoção de ovos de helmintos conduziu a uma eficiência (99,995%) superior à observada (99,5%), com base de cálculo na média aritmética. Se a eficiência for tomada em termos de das medianas, a eficiência observada é de 100%. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS AWWA/APHA/WEF. Standard methods for the examination of water and wastewater. 19 th edition, 1995, Washington, AYRES, R. M. On the removal of nematode eggs in waste stabilization ponds and consequent potencial health risks from effluent reuse. Ph.D. Thesis. University of Leeds. U.K.199. AYRES, R.M., ALABASTER, G.P.,MARA, D.D. AND LEE, D.L. A design equation for human intestinal nematode egg removal in waste stabilization ponds. Water Research, 6 (6), , 199. AYRES, R & MARA, D.D. Analysis of wastewater for use in agriculture. A laboratory manual of parasitological and bacteriological techniques. Geneva. WHO BAILENGER, J. Mechanisms of parasital concentration in coprology and their practical consequences. Journal of American Medical Technology, 41, pp CHIANG, W.W. & GLOYNA, E.F. Biodegradation in Waste Stabilization Ponds. Center for Research in Water Resources. Technical Reports CRWR-74. Austin: University of Texas CURTIS, T.P.; MARA, D.D.; SILVA, S.A. Influence of ph, oxygen and humic substances on the ability of sunlight to damage faecal coliforms in waste stabilization pon water. Appl. Environ. Microb., v.58, nº 4, pp , 199. DIXO, N. G. H.; GAMBRILL, M. P.; CATUNDA, P.F.C.; VAN HAANDEL, A. C. Removal of pathogenic organisms from the effluent of an upflow anaerobiuc digester using waste stabilization ponds. Water Science and Technology, v.31, nº 1, p , EPA. Design Manual. Municipal wastewater stabilization ponds. United States Environmental Protection Agency MARA, D.D. Design Manual for waste stabilization ponds in India. Lagoon Technology International Ltd., Leeds, METCALF & EDDY, INC. Wastewater Engineering, Treatment, Disposal and Reuse.USA: Mc Graw - Hill, Inc MENDONÇA, S.L. Sistemas de lagunas de estabilizacion. Mc.Graw Hill Interamericana, Santa Fe de Bogotá, 000. ORAGUI, CURTIS,T.P., SILVA, S.A. and MARA, D.D.The removal of excreted bacteria and viruses in deep waste stabilization ponds in northeast Brazil. Water Science and Technology,19, , PEARSON, H. W. ; MARA.D.D.; MILLS, S.W.; SMALLMAN, D.J. Phisico-chemical parameters influencing faecal bacterial survival in waste stabilization ponds. Water Science and Technology, v.19, nº1, p , REED, S.C. Natural Systems for Wastewater Treatment. Manual of Practice. Alexandria: Water Environment Federation VAN HAANDEL, A & LETTINGA, G. Tratamento anaeróbico de esgotos. Um manual para regiões de clima quente. Universidade Federal da Paraíba, Campina Grande, VON SPERLING, M. (1996). Princípios do Tratamento de Águas Residuárias.Vol. Princípios básicos do tratamento de esgotos. DESA-UFMG, Belo Horizonte, VON SPERLING, M. (1996b). Remoção de coliformes em lagoas de estabilização. Comparação de diversos modelos e proposição de aboradagens simplificadas. In: Anais XXV Congresso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental, v.1, p 48-55, AIDIS, México DF, 03-07/11/1996. VON SPERLING, M. (000). Proposição de modelos para estimativa da remoção de coliformes em lagoas de estabilização, com base em dados de 33 lagoas brasileiras. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental,Vols.5 e 6, nºs 3 e 4, 000. WORLD HEALTH ORGANIZATION. Health guidelines for use of wastewater in agriculture and acquaculture. Technical Report Series WHO, 1989, Geneva. YANEZ, F. Lagunes de estabilizacion. Ed.CEPIS, Lima, Peru,1993.