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UNIVERSIDADE TECNOLÓGICA FEDERAL DO PARANÁPR

UNIVERSIDADE TECNOLÓGICA FEDERAL DO PARANÁ

CAMPUS DE CURITIBA

DEPARTAMENTO DE PESQUISA E PÓS-GRADUAÇÃO

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA MECÂNICA

E DE MATERIAIS - PPGEM

LEANDRO ANDRADE PEGORARO

DESENVOLVIMENTO DE FATORES DE CARACTERIZAÇÃO PARA TOXICIDADE HUMANA EM AVALIAÇÃO DO IMPACTO DO CICLO DE VIDA

NO BRASIL

CURITIBA

FEVEREIRO – 2008



NO BRASIL

Dissertação apresentada como requisito parcial à obtenção do título de Mestre em Engenharia, do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mecânica e de Materiais, Área de Concentração em Engenharia de Manufatura, do Departamento de Pesquisa e Pós-Graduação, do Campus de Curitiba, da UTFPR.

Orientador: Profª. Cássia Maria Lie Ugaya, Drª.

CURITIBA

FEVEREIRO – 2008

TERMO DE APROVAÇÃO



NO BRASIL

Esta Dissertação foi julgada para a obtenção do título de mestre em engenharia, área de concentração em engenharia de manufatura, e aprovada em sua forma final pelo Programa de Pós-graduação em Engenharia Mecânica e de Materiais.

_________________________________ Prof. Neri Volpato, Ph.D. Coordenador de Curso

Banca Examinadora

______________________________ ______________________________ Prof. Cássia Maria Lie Ugaya, Drª. Prof. Sebastião Roberto Soares, Dr. (UTFPR) (UFSC)

______________________________ ______________________________ Prof. Júlio César R. Azevedo, Dr. Prof. Milton Borsato, Dr. Eng. (UTFPR) (UTFPR)

Curitiba, 21 de Fevereiro de 2008

iii

Dedico todo o esforço aqui depositado

aos meus pais queridos que eu tanto amo

Angelo e Dirce.

iv

AGRADECIMENTOS

A Deus pela sua presença intensa na minha vida.

A minha orientadora Professora Cássia Maria Lie Ugaya por toda paciência,

dedicação, exemplo e pela confiança no meu trabalho.

Aos amigos e companheiros de mestrado Rafael e André pela amizade e

convivência durante esse período no mestrado, bem como aos professores,

colaboradores e demais colegas do PPGEM e a Instituição UTFPR.

Aos amigos Natalício Ferreira Leite do TECPAR e Professora Lívia Mari Assis

da UTFPR por toda ajuda prestada.

As amigas Raffaella e Ana Lang pelo incentivo, sincera amizade e ajuda.

Aos amigos Liliane, Ivandro, Cid, Rúbia, Salgado, Carla, Yara e Roso do

Laboratório de Metrologia e Qualidade da UTFPR pelos ótimos momentos de

convivência.

A todo pessoal do Grupo de ACV da UTFPR.

A todos os amigos do TECPAR, em especial ao Alexandre, Éder, Lorena e

Amanda pelo apoio, preocupação e amizade.

A toda Família Pegoraro em especial aos meus pais: Angelo e Dirce, meus

irmãos: Gustavo, Adriana, Ana Paula e Thiago, aos pequenos: Gabriel, Paola e

Tales, à Tia Aleni, Tio Vitto, Tia Keka, às primas: Fabíola, Flávia, Fernanda e

Fabiana, pela ótima estrutura familiar, preocupação, torcida e apoio incondicional

que sempre me deram.

A todos os meus demais amigos e amigas, os quais eu não listarei para não

correr o risco de esquecer de ninguém.

Ao pesquisador da Embrapa Meio Ambiente Lourival Costa Paraíba pelo

fornecimento de material de pesquisa.

v

Todo pedido é atendido por Deus por que ele é graça em

pessoa, toda graça, sempre graça, mais isso para nada serve se

a gente ficar de braços cruzados, porque Deus atende em forma

de Aliança e não de quebra-galho.

(Frei Ovídio Zanini)

vi

PEGORARO, Leandro Andrade. Desenvolvimento de Fatores de Caracterização para Toxicidade Humana em Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida No Brasil, 2008, Dissertação (Mestrado em Engenharia) - Programa de Pós-graduação em

Engenharia Mecânica e de Materiais, Universidade Tecnológica Federal do Paraná,

Curitiba, 103p. RESUMO

A Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) é uma metodologia empregada para avaliar o

desempenho ambiental de um dado produto, processo e ou atividade econômica,

pois considera uma grande quantidade de aspectos ambientais desde a extração

dos recursos naturais até o retorno dos mesmos ao meio ambiente. A fase de

Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV) na ACV é uma das mais importantes

para a interpretação dos resultados da ACV. É realizada mediante o uso de métodos

de avaliação (ou caracterização), os quais consideram os impactos ambientais

globais e ou relativos a regiões específicas, a exemplo da Europa, EUA e Japão. Por

isso, estes modelos não refletem necessariamente a situação do Brasil. Neste

contexto, o objetivo deste trabalho foi desenvolver um método para o cálculo de

fatores de caracterização a serem utilizados na AICV realizada no Brasil. Este

modelo proposto contemplou a categoria de impacto Toxicidade Humana que está

ligada a potencialidade cancerígena e não cancerígena das substâncias químicas

relacionadas a todo o ciclo de vida de um determinado produto, processo e ou

atividade. O modelo desenvolvido contou com a determinação de fatores de

caracterização, calculados com base no modelo Suíço IMPACT 2002, o qual foi

adotado como referencial metodológico. No cálculo dos fatores de caracterização

foram descritas: a maneira de calcular o destino ambiental dos poluentes nos

compartimentos ambientais solo, ar, água e vegetação; as rotas de exposição (ar,

água e alimentos) as frações de ingresso e dose de efeito (testes toxicológicos).

Para verificar a viabilidade do modelo, foram obtidos os fatores de caracterização

para uma substância cancerígena (hexaclorobenzeno) e outra não cancerígena

(naftaleno) em uma situação fictícia, contudo, utilizando dados mais próximos

possíveis à realidade brasileira. O modelo mostrou a viabilidade do desenvolvimento

de fatores de caracterização para outras substâncias químicas para o Brasil.

Palavras-chave: Avaliação do Impacto, Ciclo de Vida, Toxicidade Humana.

vii

PEGORARO, Leandro Andrade. Desenvolvimento de Fatores de Caracterização para Toxicidade Humana em Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida No Brasil, 2008, Dissertação (Mestrado em Engenharia) - Programa de Pós-graduação em

Engenharia Mecânica e de Materiais, Universidade Tecnológica Federal do Paraná,

Curitiba, 103p.

ABSTRACT

The Life Cycle Assessment (LCA) is a tool used to evaluate the environmental

performance of a given product, process or economic activity, since it considers

various environmental aspects from the extraction of natural resources to return the

same to the environment. The stage for the Life Cycle Impact Assessment (LCIA) in

the LCA is one of the most important for the interpretation of the results of the LCA. It

is done through the use of evaluation methods (or characterization), which consider

environmental impacts and global or relating to specific regions, like in Europe, USA

and Japan. Therefore, these models do not necessarily reflect the situation in Brazil.

In this context, the objective of this study was to develop a method for the calculation

of factors to be used in characterization LCIA held in Brazil. This proposed model

included the category of Human Toxicity impact, which takes into account the

potential carcinogenic and non-carcinogenic chemicals related to the entire life cycle

of a product, process, or activity. The model developed included the determination of

characterization factors, calculated based on the Swiss model IMPACT 2002, which

was adopted as methodological reference in this work. In the calculation of the

characterization factors were described: a way to calculate the environmental fate of

pollutants in environmental compartments soil, air, water and vegetation; the intake

fractions; the exposure route (production and consumption of food) and dose-effect.

To check the validity of the model were obtained from the characterization factors for

carcinogenic and non-carcinogenic for a situation in a fictitious, however, using data

closer to reality Brazilian possible. This model showed the feasibility of developing

the characterization factors for other substances to Brazil, however, demanding a

large amount of data to be collected.

Keywords: Impact Assessment, Life Cycle, Human Toxicity

viii

SUMÁRIO

RESUMO.......................................................................................................................... vi

ABSTRACT...................................................................................................................... vii

LISTA DE FIGURAS........................................................................................................ x

LISTA DE TABELAS........................................................................................................ xi

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS........................................................................... xiii

1 INTRODUÇÃO.............................................................................................................. 1

1.1 Justificativa......................................................................................................... 5

1.2 Objetivo Geral..................................................................................................... 11

Objetivos específicos.......................................................................................... 11

1.3 Estrutura da Dissertação.................................................................................... 11

2 MÉTODOS DE CARACTERIZAÇÃO PARA A FASE DE AVALIAÇÃO DO IMPACTO

DO CICLO DE VIDA (AICV)..................................................................................... 13

2.1 Categorias de Impacto........................................................................................ 20

2.2 Características de Alguns Métodos de AICV...................................................... 22

2.3 Toxicidade Humana............................................................................................ 24

2.4 Destino Ambiental dos Poluentes entre os Compartimentos Ambientais........... 29

2.5 Ingresso e Exposição a substâncias químicas................................................... 30

Coeficiente de partição octanol-água Kow........................................................... 33

2.6 Efeito................................................................................................................... 34

3 METODOLOGIA............................................................................................................ 35

3.1 Pesquisa da produção agrícola e de criação, abate de animais, consumo e

comercialização de alimentos e no Brasil........................................................... 37

3.2 Modelagem do destino ambiental no contexto Brasileiro................................... 37

ix

3.3 Definição da natureza dos compartimentos ambientais no contexto Brasileiro

para aplicação nos cálculos de fugacidade......................................................... 44

3.4 Estrutura da Metodologia para Exposição Humana........................................... 45

Taxas de ingresso direto.................................................................................... 48

Taxas de ingresso indireto................................................................................. 49

Bioacumulação na cadeia alimentar humana..................................................... 52

3.5 Cálculo da Fração de Ingresso para os poluentes Hexaclorobenzeno e

Naftaleno.......................................................................................................... 55

3.6 Determinação dos Fatores de caracterização de acordo com a proposta do

método IMPact Assessment of Chemical Toxics (IMPACT 2002)...................... 55

Toxicidade humana (cancerígenos e não cancerígenos)................................... 55

4 RESULTADOS E DISCUSSÕES................................................................................ 59

4.1 Resultado da pesquisa da produção agrícola, criação e abate de animais,

consumo e comercialização de alimentos no Brasil............................................ 59

4.2 Modelagem do destino ambiental utilizando o conceito de fugacidade nível I... 64

4.3 Exposição Humana............................................................................................. 68

4.4 Cálculo dos Fatores de Caracterização.............................................................. 73

5. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES...................................................................... 77

REFERÊNCIAS................................................................................................................ 79

x

LISTA DE FIGURAS

Figura 1.1 – Fases de uma ACV................................................................................. 2

Figura 1.2 – Regiões Hidrográficas do Brasil.............................................................. 8

Figura 1.3 – Biomas Brasileiros.................................................................................. 9

Figura 1.4 – Mapa Geopolítico Brasileiro.................................................................... 10

Figura 2.1 – Estruturação de trabalho da AICV integrando as categorias de ponto

médio e ponto final (dano)......................................................................... 17

Figura 2.2 - Ilustração das rotas de exposição humana............................................. 32

Figura 3.1 - Etapas da metodologia para o cálculo dos fatores de caracterização

com base no método IMPACT 2002..........................................................

36

xi

LISTA DE TABELAS

Tabela 2.1 – Classificação de acordo com os pontos fortes e fracos dos métodos de

avaliação de impacto conforme 9 critérios escolhidos de forma geral e

ordenados de modo que o modelo sugerido mostre as inter-relações

entre os critérios avaliados........................................................................... 18

Tabela 2.2 - Exemplos de categorias de impacto em alguns métodos de AICV........... 21

Tabela 2.3 - Características de alguns métodos para a AICV....................................... 22

Tabela 2.4 - Caminhos ou rotas de exposição a poluentes que os seres humanos

estão sujeitos................................................................................................

31

Tabela 3.1 - Propriedades físicas e químicas do Hexaclorobenzeno e Naftaleno......... 43

Tabela 3.2 - Parâmetros físicos...................................................................................... 43

Tabela 3.3 - Dimensões do cenário ambiental adotado para o cálculo da fugacidade

das substâncias químicas avaliadas num contexto Brasileiro

45

Tabela 3.4 - Valores médios de ingestão de alimento, água, solo, inalação de ar e

conteúdo de gordura na carne por espécie animal......................................

50

Tabela 3.5 - Parâmetros de exposição para o Brasil para aplicação nas Equações de

cálculo do ingresso humano.........................................................................

52

Tabela 4.1 - Produção, importação, exportação, e uso interno, segundo os principais

produtos das lavouras temporárias, permanentes e leguminosas

(Produção Exposta) - Brasil 2005................................................................ 60

Tabela 4.2 - Produção, importação, exportação, e uso interno, segundo os principais

produtos das lavouras temporárias, permanentes e produção de cereais,

leguminosas e oleaginosas (Produção Não Exposta) - Brasil

2005.............................................................................................................. 61

Tabela 4.3 - Dados de produção, importação, exportação e disponibilidade interna e

per capita de carnes, ovos, leite e peixe de água doce no Brasil em

2005.............................................................................................................. 62

Tabela 4.4 - Produção, importação, exportação, e uso interno de carnes, ovos, peixe

xii

de água doce e leite e derivados - Brasil 2005............................................ 63

Tabela 4.5 - Quantidade identificada de animais de criação no Brasil em 2005........... 64

Tabela 4.6 - Cálculo da capacidade de fugacidade (Z) em cada compartimento

ambiental......................................................................................................

65

Tabela 4.7 - Resultados dos cálculos de fugacidade nível I, concentração e

quantidade de cada poluente em cada compartimento ambiental...............

66

Tabela 4.8 - Distribuição percentual (%) do hexaclorobenzeno e naftaleno nos

compartimentos ambientais aplicando-se o conceito de fugacidade nível

I..................................................................................................................... 67

Tabela 4.9 - Fatores de Biotransferência dos contaminantes hexaclorobenzeno e

naftaleno para os substratos ou rotas de exposição (e).............................. 68

Tabela 4.10 - Fatores de Bioacumulação (BAFn,e) do compartimento (n) para o

substrato ou rota de exposição (e), para os contaminantes

hexaclorobenzeno e naftaleno..................................................................... 69

Tabela 4.11 - Resultados dos cálculos das taxas de ingresso diretos dos meios ou

compartimentos ambientais (n)....................................................................

70

Tabela 4.12 - Resultados dos cálculos das taxas de ingresso indiretos dos meios ou

compartimentos ambientais (n) a partir das rotas ou substratos de

exposição (e)................................................................................................ 71

Tabela 4.13 - Concentração dos contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno em

kg m-3 nos compartimentos ambientais considerados.................................

72

Tabela 4.14 - Resultados dos cálculos do Ingresso Humano Cumulativo dos

contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno pela inalação e ingestão

direta e indireta dos compartimentos ambientais ar, água, solo, produção

exposta, e produção não exposta (vegetação)............................................ 72

Tabela 4.15 - Resultados dos cálculos das Frações de Ingresso (iF) para os

contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno, para serem utilizados no

cálculo dos fatores de caracterização.......................................................... 73

Tabela 4.16 - Fatores de caracterização calculados e parâmetros utilizados................. 74

xiii

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

ρcaule - Densidade do caule (em kg m-3)

ρfolha - Densidade da folha (em kg m-3)

ρraiz - Densidade da raiz (em kg m-3)

ρsolo - Densidade do solo (kg m-3)

ρn - Densidade do meio (n) (kg mn -3)

ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas

ACV - Avaliação de Ciclo de Vida ADI - Acceptable Daily Intakes (Ingresso Diário Aceitável).

AICV - Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida

BAFne - Fator de Bioacumulação (ou Bioconcentração) do compartimento (n)

para o substrato (e) (kgn kge-1)

BTF - Fator de Biotransferência

Ce - Concentração no substrato de exposição (kg kgn-1)

Cn - Concentração ambiental no meio ou compartimento (n) (kg m-3)

DALY - Disability-Adjusted Life Years (Anos de Vida Perdidos Ajustados por

Incapacidade)

DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio

DQO - Demanda Química de Oxigênio

e - Substrato ou rota de exposição

ED10h - Dose de Efeito 10%

EPS - Environmental Priority Strategies in product design

f - Fugacidade do poluente no compartimento (Pa).

F - Fração de ingestão do meio, que pode ser eventualmente ingerido.

(adimensional)

GWP - Global Warming Potential (Potencial de Aquecimento Global)

xiv

H - Constante de Henry (Pa m3 mol-1)

HDF - Human Damage Factor (Fator de Dano Humano)

HTP - Human Toxicity Potential (Potencial de Toxicidade Humana)

I - Ingresso Humano Cumulativo

Ia,inalação - Ingresso Humano Cumulaitvo através da inalação

Itotal - Ingresso Humano Cumulativo Total para cada substância

Iw,s,prod.exp.,prod.ñ-

exp.

- Ingresso Humano Cumulaitvo através da ingestão

IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

IBICT - Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia

ICV - Análise de Inventário do Ciclo de Vida

iF - Fração de ingresso

IMPACT 2002 - IMPact Assessment of Chemical Toxics

IRe - Taxa de produção do substrato de exposição (kge ano-1)

IRn - Taxa de ingresso humano equivalente

IRn,direto - Taxa de ingresso direto do meio em mn3 ano-1

IRn,indireto - Taxa de ingresso indireto, via um substrato, ou rota de exposição (e)

IRn’ - Taxa de ingresso ou inalação individual da espécie animal

IRw,direto - Taxa de ingestão direta de água da população

Kow - Partition coefficient octanol-water (coeficiente de partição octanol-água)

LC50 - Lethal Concentration (Concentração Letal)

LIME - Life-cycle Impact assessment Method based on Endpoint Modeling

LOAEL - Low Observed Adverse Effect Levels (Baixo nível de efeito adverso

observado)

LUCAS - LCIA method Used for a Canadian-Specific Context

MCTs - Maximum Tolerable Concentrations (Concentração máxima tolerável)

NOAEL - No Observed Adverse Effect Levels (Nível de efeito adverso não

observado)

NOECs - No Observed Effect Concentration (Nenhuma concentração de efeito

xv

observada)

OECD - Organization for Economic Co-operation and Development

OMNIITOX - Operational Models aNd Information tools for Industrial applications of

eco/TOXicological impact assessments (Modelos operacionais e

ferramentas de Informação para aplicações Industriais de avaliações de

impactos eco/toxicológicos)

PDF - Potentially Disappeared Fraction of Species (Fração de Espécie

Potencialmente Desaparecida)

PNECs - Predicted No-Effect Concentrations (Nenhum efeito de concentração

prognosticado)

PRn - Quantidade do meio (n) tirada do ambiente (kgn ano-1)

Q - Quantidade (mol)

R - Constante dos gases (8,314 Pa m3 mol-1 K-1)

Semissão, - Taxa de emissão do poluente no ano (kgemitido)

SETAC - Sociedade de Química Ambiental e Toxicológica

T - Temperatura ambiente (°C)

TD50 - Dose Tóxica 50%

TRACI - Tool for the Reduction and Assessment of chemical and Other

Environmental Impacts

TRI - Toxic Release Inventory (Inventário de Emissões Tóxicas dos Estados

Unidos)

UNEP - United Nations Environment Programme

V - Volume (m3)

voc - Conteúdo volumétrico de carbono orgânico do solo

YLL - Years of Life Lost (Anos de vida perdidos devido a morte prematura)

Z - Capacidade de fugacidade (mol m-3 Pa-1)

ZC - Capacidade de fugacidade do caule (mol m-3 Pa-1)

ZF - Capacidade de fugacidade da folha (mol m-3 Pa-1)

ZR - Capacidade de fugacidade da raiz (mol m-3 Pa-1)

Capítulo 1 Introdução 1

1 INTRODUÇÃO

No Projeto para o Meio Ambiente1, assim como no desenvolvimento de rótulos

e declarações ambientais devem ser considerados todos os aspectos relevantes do

ciclo de vida do produto (ABNT, 2002), fato que demonstra a importância da

metodologia de Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) para as indústrias brasileiras de

manufatura e serviços.

A ACV é uma metodologia empregada para avaliar o desempenho ambiental de

produtos e serviços, pois considera os aspectos ambientais relacionados à extração

da matéria-prima, aos processos de manufatura, uso e descarte dos bens (LO et al.,

2005). Segundo TUKKER (2000) e LO et al. (2005) a ACV tende a ser holística,

sistemática, e multidisciplinar. Isso quer dizer que a ACV considera um sistema

completo, de forma ordenada e aborda diversas áreas do conhecimento.

Conforme JINCHENG et al. (2001), a ACV é o método mais eficiente de

avaliação para impactos ambientais causados por produtos.

Na metodologia de ACV o desempenho ambiental (aspectos ambientais e

impactos potenciais) associada a um produto, processo e ou serviço é avaliada

mediante quatro fases, como mostrado na Figura 1.1 (ABNT, 2001) bem como na

descrição a seguir:

• Definição de Objetivo e Escopo, os quais são detalhados na norma ISO 14041

(ABNT, 2004a);

• Uma compilação de um inventário de entradas e saídas pertinentes a um sistema

de produto2 (Análise de Inventário - ISO 14041) (ABNT, 2004a);

• Uma avaliação dos impactos ambientais potenciais associados a essas entradas e

saídas (Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida – AICV) ISO 14042 (ABNT, 2004b);

e,

1 Projeto para o Meio Ambiente ou Design for Environment (DfE) é uma ferramenta da Ecologia Industrial e deve examinar todo o ciclo de vida do produto para propor alterações no projeto de forma a minimizar o impacto ambiental do produto desde sua fabricação até seu descarte (FRANCISCO Jr., GIANNETI & ALMEIDA, 2006). 2 Sistema de produto é definido como o conjunto de unidades de processo, conectadas material e energeticamente, que realiza uma ou mais funções definidas (ABNT, 2001).


• Uma interpretação dos resultados das fases de análise de inventário e de

avaliação de impactos em relação ao objetivo e nível de detalhes do estudo

(Interpretação do Ciclo de Vida) ISO 14043 (ISO, 2000).

Estrutura da avaliação do ciclo de vida

Definição de Objetivo e Escopo

Análise de Inventário

(ICV)

Avaliação do Impacto (AICV)

Interpretação

Aplicações diretas: - Desenvolvimento e melhoria

do produto - Planejamento estratégico - Elaboração de políticas

públicas - Marketing - Outras

Figura 1.1 – Fases de uma ACV (ABNT, 2001)

Conforme apresentado na Figura 1.1 (ABNT, 2001) a ACV pode ajudar na

identificação de oportunidades para melhorar os aspectos ambientais dos produtos

em vários pontos de seu ciclo de vida; Na tomada de decisões na indústria,

organizações governamentais ou não-governamentais (por exemplo, planejamento

estratégico, definição de objetivo de prioridades, projeto ou re-projeto de produtos e

processos).

A ACV pode ajudar também na seleção de indicadores pertinentes de

desempenho ambiental, incluindo técnicas de medição; e, no marketing (por

exemplo, uma declaração ambiental, um programa de rotulagem ecológica ou uma

declaração ambiental do produto) (ABNT, 2001).


De acordo com SUPPEN & ABITIA (2005), a fase de Avaliação do Impacto do

Ciclo de Vida (AICV) num estudo de ACV, é uma das etapas mais importantes para

a interpretação dos resultados obtidos nesse estudo. Nesta fase é necessário avaliar

a importância relativa dos diferentes aspectos ambientais (por exemplo: emissões,

consumo de recursos, geração de resíduos), e mesmo que com dependência de

características próprias das regiões geográficas onde eles ocorrem, podem ter

maiores ou menores efeitos sobre a saúde humana e sobre os ecossistemas

(SUPPEN & ABITIA, 2005).

A importância relativa de cada aspecto ambiental que foi identificado na fase

Análise de Inventário do Ciclo de Vida (ICV), ou seja, a avaliação do impacto

ambiental relacionado ao ciclo de vida de um determinado processo, produto ou

serviço, é realizada mediante o uso de métodos de avaliação. Estes métodos foram

criados com base em modelos de caracterização que utilizam fatores de

caracterização pré-definidos para cada categoria de impacto (exemplos de

categorias de impacto são: mudança climática, toxicidade humana, ecotoxicidade,

consumo de recursos, diminuição da camada de ozônio, acidificação, entre outras)

(SUPPEN & ABITIA, 2005).

Um fator de caracterização é um fator derivado de um modelo de

caracterização, e é aplicado para converter os resultados da análise de inventário

(ICV) a uma unidade comum do indicador de categoria de impacto (ABNT, 2004b), e

pode ser relacionado a uma substância de referência.

As ACVs no mundo todo, inclusive no Brasil, têm sido realizadas utilizando se

uma infinidade de métodos para a avaliação dos impactos do ciclo de vida de

produtos.

KONING et al. (2002) com base no critério “reconhecimento internacional” (que

também é uma recomendação da ABNT (2004b)), apresentaram um ranking com

dez métodos amplamente utilizados na fase de avaliação de impactos relacionados

a emissões tóxicas em ACV. Com relação a esta classificação dos métodos de

caracterização em ACV, os autores apresentaram os seguintes métodos e suas

respectivas colocações: IMPACT 2002 (1a.), USES-LCA (2a.), Eco-indicator 99 (3a.),

Globox (4a.), EDIP-characterisation (5a.), CalTOX (6a.), Ecosense (7a.), Fh-IUCT$

(8a.), EPS (9a.) e Ecopoints (10a.).


O critério “reconhecimento internacional” significa neste caso que os modelos

de caracterização utilizados por esses métodos, foram baseados sobre um acordo

internacional, ou aprovados por um corpo de competência internacional (UNEP,

WHO, OECD, EU, EPA)3 (KONING et al., 2002). Isso sinaliza que alguns critérios

devem ser checados antes da escolha de um determinado método de avaliação de

impacto.

Em virtude disso, nos estudos brasileiros de ACV seria mais coerente o uso de

fatores nacionais, e não os encontrados nos métodos acima listados, pois muitos

desses fatores foram calculados utilizando-se dados regionais de origem européia e

ou norte americana.

Para tornar as ACVs realizadas no Brasil mais próximas à realidade, este

trabalho propõe o desenvolvimento de fatores de caracterização que contemplem a

realidade brasileira. Contudo, é importante notar que no Brasil muito pouco se tem

feito em relação ao desenvolvimento de metodologias de avaliação de impacto em

ACV. Sendo assim, este trabalho deseja contribuir com o avanço da AICV no Brasil,

tomando por base as premissas iniciais adotadas em países precursores em

metodologias de avaliação de impacto, tal como na Europa.

Esses fatores serão calculados com base nos modelos de caracterização de

alguns métodos já existentes, e que foram previamente estudados.

Conforme citado em HUIJBREGTS et al. (2005) os métodos desenvolvidos na

Europa, Japão e EUA, onde a ACV já está de certa forma estabelecida e os métodos

já passaram por várias atualizações, os fatores de caracterização para toxicidade

humana, levam em conta: a persistência ambiental (destino), a acumulação na

cadeia alimentar (exposição), e a toxicidade (efeito) de uma substância química.

Destino, exposição e efeito são estimados com base em modelagem. Os resultados

desta modelagem são os então chamados modelos multimeios ou

multicompartimentos e são utilizados para avaliar possíveis danos inerentes à

toxicidade humana e ecotoxicidade em avaliação de risco e similarmente em AICV.

Por outro lado, na linha de avaliação de impacto de lançamento de substâncias

tóxicas no ambiente, KONING et al. (2002) relataram que as substâncias são

3 United Nations Environment Programme (UNEP), World Health Organization (WHO), Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), European Union (EU), Environmental Protection Agency – United States (EPA)


caracterizadas pela sua massa emitida dividida pelo critério de efeito. Os critérios de

efeito são tipicamente resultados diretos ou derivados de testes de toxicidade para

ecotoxicidade ou toxicidade humana a exemplo de (LC50) – Lethal Concentration

(Concentração Letal) na qual morre 50% da população de organismo alvo, (ADI) –

Acceptable Daily Intakes (Ingresso Diário Aceitável).

Esses métodos são então baseados em volumes críticos, portanto mais

simplificados, pois não levam em conta o destino ambiental e a exposição, e

assumem que esses são equivalentes para todas as substâncias tóxicas.

Diante das duas propostas de métodos de avaliação de impacto, ou seja,

considerar ou não o destino ambiental e a exposição, o método desenvolvido e

proposto neste trabalho, contemplou então o destino ambiental e a exposição, bem

como o efeito na saúde humana das substâncias químicas avaliadas.

A decisão em contemplar o destino ambiental e a exposição, bem como o efeito

das substâncias tóxicas na saúde humana no desenvolvimento de fatores de

caracterização nacionais para o Brasil, também foi fundamentada sob o aspecto da

sofisticação em AICV, uma vez que, os métodos baseados em volumes críticos,

neste contexto, tendem a obsolescência devido a sua relativa simplicidade.

1.1 Justificativa

O Brasil é o maior país da América do Sul e ocupa quase metade da superfície

do continente. É o quinto maior país do mundo. Sua superfície total é de

8.514.876,599 km2 (IBGE, 2006) e uma população de 187.569.084 habitantes (IBGE

2007a). A maior parte da população vive junto ao litoral, em grandes metrópoles,

como São Paulo, Rio de Janeiro, Recife e Salvador.

A localização de 92 % das terras do País entre os dois trópicos, aliadas às

relativas baixas altitudes do relevo, explica a predominância de climas quentes, com

temperaturas médias anuais acima dos 20º C. Ocorrem no País os seguintes tipos

de clima: equatorial, tropical, tropical de altitude, tropical atlântico, semi-árido e sub-

tropical (IBGE, 2006).

O Brasil tem uma economia diversificada e possui uma matriz energética

distinta dos países desenvolvidos, suas plantas industriais são compostas de

diversas origens tecnológicas. Por isso se faz presente à necessidade da construção


de um banco de dados para a realização da Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) que

contemple as especificidades brasileiras (MAGALHÃES, 2005).

De acordo com SILVA & KULAY (2005) a construção de um banco de dados

brasileiro de inventário para ACV está em andamento num projeto do Instituto

Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia (IBICT), o qual operará este banco

de dados.

Neste contexto, SILVA & KULAY (2006) ressaltaram que os bancos de dados

devem ter um caráter regional, uma vez que seus elementos podem diferir

significativamente de região para região.

Similarmente, essa diferenciação de condições regionais também deve ser

considerada para a fase de avaliação de impacto, uma vez que, na maioria dos

métodos de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV), os problemas

ambientais, bem como os bancos de dados são focados em dados regionais da

Europa (GOEDKOOP, 2005a). Por isso não é aconselhável o uso indiscriminado

destes métodos de AICV para estudos de ACV feitos no Brasil (SILVA & KULAY,

2006).

GOEDKOOP (2005a) citou que em países da América Latina, é razoável

esperar que talvez haja outras categorias de impacto mais importantes relacionadas

aos sistemas de produto.

O mesmo autor sugeriu uma lista com algumas categorias importantes (não

obrigatórias) para a América Latina como um todo. GOEDKOOP (2005a) citou

também que as categorias de impacto seguintes precisarão ser melhor estudadas e

se possível e pertinente, outras precisarão ser acrescentadas à lista:

- Mudanças no uso do solo devido a sistemas de produção, especialmente

relativa à gestão de floresta e, por exemplo, plantações;

- Efeitos de salinização devido à irrigação e a drenagem de minérios;

- Erosão;

- Extração de água de rios e solos;

- Diminuição da qualidade de solos devido à falta de fertilização; na realidade

este é o inverso do problema da Eutrofização na Europa;

- Os impactos de substâncias orgânicas de degradação rápida em água (alta

DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio ou DQO - Demanda Química de

Oxigênio). Tradicionalmente não são levados em conta DBO e DQO em ACVs


européias, pois a presença de substâncias químicas nos efluentes são bem

controladas.

Neste contexto ambiental, SOUZA, SOARES & SOUSA (2007), citaram que de

acordo com as condições ambientais brasileiras, pelo menos onze categorias de

impacto poderiam ser propostas para o Brasil. São elas: Mudança climática;

Diminuição da camada de ozônio; Diminuição de recursos abióticos; Acidificação;

Eutrofização; Formação de oxidantes fotoquímicos; Ecotoxicidade; Toxicidade

humana; Consumo de água; Uso do solo; e Disposição de resíduos.

Contudo, e devido à importância do tema de Toxicologia, a categoria de

impacto Toxicidade Humana foi escolhida para ser estudada neste trabalho. Esta

escolha foi fundamentada e baseada no fato da existência de vários efeitos

causados por exposição ás substâncias químicas, tal como o câncer. Neste sentido,

percebeu-se a necessidade do desenvolvimento de uma ferramenta que auxilie os

projetistas ou engenheiros de produto, na tomada de decisões durante as etapas de

projeto e desenvolvimento de seus produtos. Essas decisões podem ser quanto à

substituição, inclusão ou exclusão de materiais que apresentem algum potencial

tóxico, durante alguma etapa do ciclo de vida de um determinado produto. O

potencial tóxico de um determinado material pode estar ligado à presença de uma

determinada substância química, que, por exemplo, pode ser classificada como

capaz de gerar potenciais efeitos cancerígenos. Ou então durante a disposição final

deste produto, tal como numa incineração deste material na qual possa ocorrer a

formação de novos poluentes ainda mais tóxicos.

No que tange o desenvolvimento de métodos para a AICV, GOEDKOOP

(2005b) citou que o desenvolvimento de um método para o mundo inteiro é mais fácil

de usar. Porém, dividindo-se as regiões em partes menores têm-se resultados mais

precisos. A divisão pode ser:

- De acordo com o estado de desenvolvimento: Países Europeus da

Organization for Economic Co-operation and Development (OECD), Outros

países da OECD; e Países não OECD;

- De acordo com as características do ecossistema: Biomas e Zonas

temperadas, e;

- De acordo com a disponibilidade de estudos da região: colaboração com

projetos em outros países.


GOEDKOOP (2005b) ressaltou ainda algumas diferenças regionais importantes

para a avaliação dos impactos. O destino ambiental é determinado pelo clima,

propriedades do solo, proximidade do mar, etc. A exposição é determinada pela

dieta (alimento), condições sanitárias (água tratada), densidade populacional e

proximidades das fontes. As diferenças entre países da União Européia e países

não OECD podem ser muito significativas para algumas categorias de impactos.

Com base no exposto acima, analisando-se as alternativas de como considerar

um método para o Brasil, quatro possibilidades foram então levantadas:

- Dividir o Brasil em Regiões Hidrográficas (Figura 1.2);

- Dividir o Brasil em Biomas (Figura 1.3);

- Dividir o Brasil em Regiões (divisão geográfica política) (Figura 1.4), ou;

- Considerá-lo de forma única (Extensão territorial total do Brasil).

Esta última possibilidade foi então adotada, isso, devido à constatação após

uma pesquisa inicial que evidenciou a indisponibilidade de diversos dados, tais

como: emissões de poluentes, produção e comercialização de alimentos, população

local, e água servida a população, entre outros, necessários ao cálculo dos fatores

de caracterização para cada uma das áreas divididas.

Inicialmente, percebeu-se a falta de um inventário nacional de emissões de

substâncias químicas no meio ambiente, ou seja, uma estimativa das quantidades

de poluentes presentes nos meios ou compartimentos ambientais brasileiros, a

exemplo do solo, ar, água, entre outros.

Figura 1.2 – Regiões Hidrográficas do Brasil Fonte: (REDE DAS ÁGUAS, 2004).


Além do acima exposto, referente à escolha pela divisão em regiões

hidrográficas e biomas, a maior dificuldade seria a disponibilidade de dados da

quantidade de alimentos produzidos e consumidos nestas regiões, bem como o

aspecto da alocação de habitantes por bioma ou região hidrográfica.

Figura 1.3 – Biomas Brasileiros

Fonte: (IBGE, 2004)

Entretanto, a opção pela divisão geopolítica, de acordo com SOUZA &

SOARES (2006), pode ser usada como uma resolução de escala espacial,

principalmente pelo fato de que há muita informação disponível para os estados que

pertencem a essas macro regiões.

Por outro lado, ainda há poucos valores disponíveis referentes a emissões,

sendo que alguns dados são disponíveis somente para algumas grandes áreas

metropolitanas, a exemplo de São Paulo, Rio de Janeiro e Curitiba (SOUZA &

SOARES, 2006). Ainda de acordo com os mesmos autores, algumas regiões como a

Norte e Nordeste não têm dados disponíveis de emissões de poluentes, necessários

à caracterização dos impactos ambientais.


Figura 1.4 – Mapa Geopolítico Brasileiro

Fonte: (IBGE, 2004)

Considerando os aspectos citados acima, o presente trabalho tem um caráter

nacional, uma vez que poderá contribuir metodologicamente para o desenvolvimento

de novos produtos que considerem as questões de impactos ambientais em todo o

ciclo de vida de produtos, processos e serviços.

Segundo DONAIRE (1999) o posicionamento das empresas brasileiras perante

as questões ambientas ainda não está claro, pois em algumas empresas prevalece a

idéia de que providências referentes aos aspectos ambientais trazem consigo

aumento de despesas, enquanto que outras transformam restrições e ameaças

ambientais em oportunidade de negócio.

Com base no exposto acima, o encorajamento para que as empresas apliquem

a AICV no desenvolvimento de novos produtos, ou na comparação de produtos já

existentes poderá advir de fatores externos ou internos. Os fatores externos podem

ser os relacionados à concorrência entre diferentes marcas e a legislação. Já os

fatores internos podem estar relacionados à melhoria da qualidade dos produtos, a

redução de custos e o senso de responsabilidade social e ambiental.

Contudo, para que as empresas brasileiras possam realizar estudos de

avaliação de impacto em ACV, se faz necessária a existência de um banco de dados

brasileiro de inventário, e conseqüentemente, métodos de avaliação de impacto que

contemplem as especificidades do Brasil.


Assim, para a concretização deste trabalho, são apontados os objetivos a

seguir.

1.2 Objetivo Geral

Verificar a viabilidade de adequação de uma metodologia de obtenção de

fatores de caracterização para toxicidade humana para o Brasil.

Objetivos específicos

• Estudar os métodos utilizados em avaliação do impacto do ciclo de vida

existentes e os mais comumente usados;

• Diferenciar os métodos estudados de acordo com o tipo de abordagem dos

impactos para a categoria toxicidade humana;

• Coletar os dados necessários para os cálculos dos fatores de

caracterização para as substâncias químicas selecionadas;

• Desenvolver fatores de caracterização nacionais para toxicidade humana

para duas substâncias orgânicas, uma cancerígena e outra não cancerígena.

1.3 Estrutura da Dissertação

Quanto à estrutura da dissertação, no Capítulo 1 foi apresentada uma parte

introdutória sobre a metodologia da Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), bem como a

maneira pela qual ela é dividida. Um foco principal foi dado à fase de Avaliação do

Impacto do Ciclo de Vida (AICV), relatando a problemática do uso de métodos de

avaliação que foram idealizados com bases regionais, tal como da Europa, Estados

Unidos e Japão. E por fim a justificativa do desenvolvimento do trabalho e seus

objetivos.

O Capítulo 2 apresenta uma revisão da literatura sobre os métodos utilizados

em AICV, suas diferentes abordagens, as categorias de impacto consideradas, suas

características principais, com foco na categoria Toxicidade Humana.


O Capítulo 3 descreve a metodologia utilizada no desenvolvimento da

pesquisa, as equações, os formatos, e dados regionais necessários para o cálculo

dos fatores de caracterização brasileiros.

O Capítulo 4 apresenta os resultados dos dados coletados, das aplicações das

equações e os valores finais dos fatores de caracterização, calculados para duas

substâncias orgânicas classificadas como cancerígena e não cancerígena.

As conclusões e recomendações para trabalhos futuros encontram-se no

Capítulo 5.

Capítulo 2 Métodos de Caracterização para a Fase de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV) 13

2 MÉTODOS DE CARACTERIZAÇÃO PARA A FASE DE AVALIAÇÃO DO IMPACTO DO CICLO DE VIDA (AICV)

O propósito da Avaliação de Impacto na ACV (AICV) é o de averiguar os

impactos ambientais decorrentes da atividade humana no ciclo de vida do produto,

processo ou atividade. Segundo a SETAC (1993), essa etapa consiste em um

processo técnico, quantitativo e/ou qualitativo para identificar, caracterizar e avaliar

os efeitos ambientais dos aspectos selecionados na análise do inventário.

De acordo com CURRAN (1996), em 1969, num dos primeiros estudos de

Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) realizado, foi percebido que uma avaliação de

impacto seria bastante desejável, em virtude da grande quantidade de dados gerada

durante a etapa anterior. Nesse primeiro trabalho, um conjunto de fatores subjetivos

foi desenvolvido e aplicado, porém, devido à subjetividade da análise, a mesma não

foi aceita pela comunidade científica. A avaliação de impacto foi então

descontinuada após alguns anos, porque não havia dados suficientes para

desenvolver um conjunto de fatores cientificamente fundamentados.

Desde a retomada do uso da ACV na década de 90, têm ocorrido discussões

sobre o aumento da confiabilidade da metodologia de Avaliação do Impacto do Ciclo

de Vida (AICV) (EPA, 2002). Particularmente em novembro de 1998, em Bruxelas,

houve o seminário ‘Life Cycle Impact Assessment Sophistication’, em que foi

apontada a necessidade do aumento de sofisticação em AICV, mesmo ainda

reconhecendo o conflito que isto poderia ter em termos de compreensão e caráter

holístico da AICV, bem como o aumento da necessidade de dados na fase de

Inventário do Ciclo de Vida (ICV) (BARE et al., 2000).

Foi nesta época que a Sociedade de Química Ambiental e Toxicológica

(SETAC) formou os grupos de trabalho que determinam o estado da arte da AICV

(UDO DE HAES et al., 1999).

Em 2000, a ISO lançou a norma internacional ISO 14042 sobre a Avaliação do

Impacto do Ciclo de Vida, que foi traduzida para o português pela Associação

Brasileira de Normas Técnicas em 2004 (ABNT, 2004b). Com a padronização dos

conceitos nela existente, a AICV passou a ser mais uniformizada nos estudos de

ACV.


Os métodos de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV) visam conectar,

até onde possível, e desejado, cada resultado da Análise de Inventário do Ciclo de

Vida (ICV) ao seu potencial dano ambiental, utilizando para isso, os caminhos

ambientais (JOLLIET et al., 2003a). Esses caminhos ambientais consistem de

processos ambientais ligados, e eles expressam a cadeia casual de efeitos

subseqüentes originados de uma emissão ou extração (JOLLIET et al., 2004).

JOLLIET et al. (2003a, 2003b e 2004) citaram que, seguindo o formato da ISO

14042 (ABNT, 2004a), os resultados do ICV são classificados dentro das categorias

de impacto, cada uma com seu indicador de categoria, o qual representa a

quantidade do impacto potencial, e pode estar localizado em qualquer ponto entre os

resultados do ICV e o ponto final da categoria (onde o efeito ambiental acontece) na

cadeia de causa efeito. Neste contexto, dois principais tipos de métodos têm sido

desenvolvidos para a fase de AICV:

a) Métodos clássicos de Avaliação de Impacto (por exemplo: O Handbook

Holandês: GUINÉE et al., 2001, EDIP: HAUSCHILD & WENZEL, 1998 e adaptações

adicionais, TRACI: BARE et al., 2003) que limitam-se à modelagem quantitativa,

antes do fim do caminho do impacto e ligam os resultados do ICV às então definidas

categorias de impacto de ponto médio (midpoint). São exemplos destas categorias a

diminuição da camada de ozônio e acidificação, entre outras. Porém, a diminuição

da camada de ozônio, como expressada por um indicador de categoria de ponto

médio (potencial de diminuição de ozônio), é uma preocupação ambiental de si

mesma, mas, por outro lado, a grande preocupação final, são normalmente os danos

subseqüentes aos humanos, plantas e animais.

As categorias de ponto médio representam as preocupações ambientais que os

vários fluxos identificados nos resultados do ICV contribuem, envolvendo processos

comuns ou similares (a exemplo da acidificação e radiação ionizante). Essas

categorias são chamadas de “ponto médio” porque a categoria selecionada ou os

dados tabulados não são usados para fazer a ligação ao dano (JOLLIET et al.,

2003a).

Para JOLLIET et al. (2003a), na prática, o desenvolvimento histórico das

categorias de ponto médio é o resultado da interação entre descobertas científicas e

processos sociais.


Este fato é explicado por JOLLIET et al. (2003a), citando o exemplo do tema de

acidificação, o qual foi desenvolvido em 1960, quando o aumento da combustão de

gases induziu substancialmente a mudanças na acidez de corpos d’ água e solo.

Nessa mesma linha de raciocínio, os mesmos autores citaram também o exemplo

das questões relacionadas à diminuição da camada de ozônio estratosférico, as

quais foram desenvolvidas em 1970 quando essa diminuição foi detectada e

explicada. Diante destes dois fatos, logo em seguida, ocorreram diversos debates

públicos do problema (JOLLIET et al., 2003a). Nesse contexto, de acordo com

JOLLIET et al. (2003a), as categorias de ponto médio podem parecer menos

significantes se o problema correspondente é solucionado ou se há uma mudança

no interesse público.

A categoria de ponto médio possui seu indicador de ponto médio

correspondente, que é a representação quantificada desta categoria. O indicador

pode representar o estado da qualidade de um objeto ou um importante processo na

natureza, mas isso pode também ser limitado a um índice que é útil para a

determinação sucessiva de um estado de qualidade. Os indicadores de ponto médio

atualmente utilizados são de dois diferentes tipos (JOLLIET et al., 2003a):

Tipo1: São baseados em processos comuns de impacto e empacotam os fluxos

de substâncias ou mudanças físicas dos resultados do ICV até um certo ponto

intermediário, donde a ligação às varias categorias de danos é em princípio possível

(exemplos deste tipo são os indicadores de ponto médio para a diminuição da

camada de ozônio e para a mudança climática).

Tipo 2: Agregam os fluxos de substâncias ou mudanças físicas a partir dos

resultados do ICV com processos de impactos não-similares, mas os quais

endereçam explicitamente uma categoria de dano (um exemplo para o Tipo 2 é o

indicador para toxicidade humana, o qual agrega diferentes fluxos de substâncias

que são conhecidas como causadoras de doenças e mortes prematuras de

humanos: o destino, exposição e efeito destes fluxos de substâncias podem ser

tratados similarmente, mas os processos ambientais e tipos de doenças geralmente

diferem de uma substância química para outra). Ou seja, dentre as várias

substâncias identificadas, apenas algumas podem apresentar capacidade de gerar

câncer e as demais podem ser responsáveis por outros tipos de doenças.


b) Métodos de Danos Orientados (por exemplo: Eco-indicator 99:

GOEDKOOP & SPRIENSMA 2001, EPS: STEEN 1999a e 1999b) os quais apontam

para resultados de ACV que são mais facilmente interpretados para ponderação

posterior, através da modelagem da cadeia de causa-efeito até os danos ambientais

à saúde humana, ao meio ambiente natural e aos recursos naturais. Estes podem

ser expressos, por exemplo, em prejuízos à saúde humana ou ameaça de extinção

de espécies, permitindo uma redução no número de pontos finais considerados se

comparados aos diferentes pontos médios. Eles podem, porém, conduzir a altas

incertezas (JOLLIET et al., 2004).

Como exemplo, no Eco-indicator 99, o indicador (unidade de dano) que

expressa os prejuízos a saúde humana é o (DALY) Disability-Adjusted Life Years -

Anos de Vida Perdidos Ajustados por Incapacidade. O indicador que expressa os

danos à qualidade do ecossistema é o (PDF) Potentially Disappeared Fraction of

Species - Fração de Espécie Potencialmente Desaparecida, (PDF.m2.ano) e

finalmente, para os prejuízos aos recursos, a energia excedente (MJ - Mega Joule)

por quilograma (kg) de material extraído é o indicador (GOEDKOOP & SPRIENSMA

2001).

Embora os usuários possam escolher para trabalhar com uma ou outra

abordagem (nível de ponto médio ou de dano), uma tendência recente em diferentes

iniciativas no desenvolvimento de métodos de AICV abriu novas possibilidades para

reconciliar estas duas abordagens (JOLLIET et al., 2003a e 2004).

A conciliação é realizada em acordo com a estrutura da ISO e leva em conta as

vantagens de ambas as abordagens, pelo agrupamento das categorias similares de

ponto final num conjunto estruturado de categorias de dano. Ao mesmo tempo, este

mantém o conceito de categorias de ponto médio, cada categoria de ponto médio

relativa a uma ou várias categorias de dano (JOLLIET et al., 2003a).

Como citado por JOLLIET et al. (2004) alguns métodos deste tipo já estão

disponíveis, a exemplo dos métodos: IMPACT 2002+ (JOLLIET et al., 2003b) e do

método japonês LIME (ITSUBO & INABA 2003), ou logo serão finalizados, como o

método proposto por HEIJUNGS et al. (2003).

As categorias de ponto médio, apresentadas na Figura 2.1, dão uma visão

inicial dos impactos mais significantes, porém não são obrigatórias. Ambas podem

ser simplificadas ou complementadas (JOLLIET et al., 2003a). Possivelmente,


algumas categorias de ponto médio causam efeitos desprezíveis ao nível da

categoria de dano selecionada, isso devido a um impacto em longo prazo. Existe

também a possibilidade da combinação de certas categorias de impacto de ponto

médio (JOLLIET et al., 2003a).

Atualmente as informações disponíveis entre os níveis de ponto médio e dano,

indicadas pelas flechas pontilhadas (na Figura 2.1), são particularmente incertas de

acordo com as análises preliminares (JOLLIET et al., 2003a).

Figura 2.1 – Estruturação de trabalho da AICV integrando as categorias de

ponto médio e ponto final (dano) (JOLLIET et al., 2003a)

Estudando os métodos de avaliação de impacto, KONING et al. (2002),

elaboraram uma classificação de alguns métodos que avaliam os lançamentos

tóxicos em ACV. A Tabela 2.1 é uma síntese das posições de classificação de cada


método estudado, de acordo com os critérios avaliados. A inclusão dos critérios foi

definida com base nos dados disponíveis nas literaturas pesquisadas, bem como

critérios que os autores julgaram de importância e coerentes com o estudo.

Tabela 2.1 – Classificação de acordo com os pontos fortes e fracos dos métodos de avaliação de impacto

conforme 9 critérios escolhidos de forma geral e ordenados de modo que o modelo sugerido mostre as inter-

relações entre os critérios avaliados

Métodos Avaliados

Eco

poin

ts

ED

IP-

char

acte

risat

ion

Fh-IU

CT

US

ES

-LC

A

Cal

TOX

GLO

BO

X

Eco

-Indi

cato

r 99

Eco

sens

e

IMP

AC

T 20

02

Critério

EP

S

Esforço de dados: significa o esforço necessário para reunir todos os dados para prosseguir com o modelo (demanda e disponibilidade dos dados).

1 2 3 4 5 6 7 9 8 10

Compreensividade ou amplitude: significa o número de substâncias (aspectos ambientais) que podem ser simuladas.

1 2 3 7 6 5 10 9 8 4

Escolha de valores: significa que a escolha de um indicador de categoria de impacto pode determinar o resultado do modelo de caracterização.

2 1 3 6 5 4 9 8 7 10

Parâmetros de incerteza: é a incerteza do dado de saída do modelo de caracterização associado com o dado de entrada.

1 2 3 6 5 7 10 8 9 4

Amigável ao Usuário: significa a quantia de dinheiro que tem que ser gasta para usar o modelo, o tempo necessário para entender o funcionamento do modelo e o tempo para abastecer o modelo com os dados necessários.

1 2 3 5 4 9 8 6 10 7

Modelo de Incerteza: reflete a precisão do modelo como determinado em estudos de avaliação.

10 8 9 7 6 5 4 3 2 1

Relevância ambiental: é de acordo com a ISO 14042, o grau de ligação entre o indicador de categoria de impacto e o ponto final da categoria de impacto.

10 9 8 6 7 5 4 3 2 1

Reconhecimento: significa que o modelo de caracterização é baseado sobre um acordo internacional ou aprovado por um corpo internacional.

10 5 8 2 6 4 3 7 1 9

Transparência: significa que o usuário pode facilmente inspecionar ou verificar a operação dos algoritmos, o código de implementação, a entrada dos dados brutos, resultados intermediários, etc.

3 4 6 2 1 10 7 5 9 8

NOTA: 1 é a melhor colocação. O resultado obtido nessa classificação é exclusivamente para lançamentos tóxicos em ACV, FONTE: Adaptado de KONING et al. (2002).


Os resultados apresentados na Tabela 2.1 mostram que em geral um alto

escore ligado aos critérios de “esforço de dados”, “compreensividade”, “escolha de

valores”, “parâmetros de incerteza”, “amigável ao usuário” é acompanhado de um

baixo escore ligado a “modelo de incerteza” e “relevância ambiental”. O inverso

também é verdadeiro (como indicado pela flecha dupla na tabela). Os autores

citaram que isto não foi uma surpresa porque estas regras foram definidas por eles

mesmos, em linha com a literatura sobre estes assuntos. O parâmetro comum atrás

da contagem sobre estes critérios é a profundidade da análise do modelo.

Segundo os mesmos autores, os outros dois critérios “reconhecimento” e

“transparência” demonstram não ter conexão com outros parâmetros. Isso já era

esperado, pois a “profundidade da análise”, “reconhecimento” e “transparência” são

definidos como características primárias dos modelos.

A profundidade da análise não foi definida como um critério, porque de certo

modo, ela determina a relevância ambiental e influencia o esforço de dados,

parâmetros de incertezas, modelos de incerteza, compreensividade de sua análise,

e incorporação de escolha de valores no seu resultado (KONING et al., 2002).

Conforme citado por KONING et al. (2002), o método EPS-system não se

ajustou completamente ao esquema de classificação proposto, uma vez que a sua

abordagem, que é baseada no princípio da “disponibilidade para pagar”, é muito

diferente das dos demais métodos. O que tornou muito difícil à classificação de

acordo com os nove critérios definidos.

Os participantes do grupo que elaborou a classificação dos métodos de

avaliação de impacto (Tabela 2.1) identificaram como os mais importantes critérios

para a aceitação do método para uso pelo projeto OMNIITOX – Operational Models

aNd Information tools for Industrial applications of eco/TOXicological impact

assessments (Modelos operacionais e ferramentas de Informação para aplicações

Industriais de avaliações de impactos eco/toxicológicos) a transparência e o

reconhecimento do método.

Neste contexto, ao analisar a Tabela 2.1, também é possível identificar que

para o critério transparência, os métodos que obtiveram os três piores escores

foram: GLOBOX (10a colocação), IMPACT 2002 (9a colocação) e o EPS (em 8º).

Como não há transparência nestes modelos, é muito difícil trabalhar com eles.

Porém, de acordo com KONING et al. (2002), a disponibilidade de documentação


pública dos métodos GLOBOX e IMPACT 2002 seria logo disponibilizada. E,

portanto é válido notar que esses métodos obtiveram baixas colocações sobre o

critério transparência, devido a atual ausência dessas documentações na época do

estudo. Essa deficiência poderá ser suprida para análises futuras, o que não

desqualifica os métodos para o uso em ACV.

Em específico para o método IMPACT 2002, após a avaliação de KONING et

al. (2002), diversos documentos referentes a este modelo já foram disponibilizados,

a exemplo de: JOLLIET et al. (2003a); HUMBERT, et al.(2003); MARGNI (2003);

HUMBERT et al. (2005a); (HUMBERT, et al., 2005b); (PENNINGTON, et al., 2005);

(HUMBERT et al. (2006); e algumas planilhas em Excel® contendo os fatores de

caracterização. O que atualmente, resultaria numa melhor colocação para o método

IMPACT 2002.

Assim, somente o método EPS é excluído devido à falta de transparência,

mesmo porque o método IMPACT 2002 obteve a melhor colocação sob o outro

critério mais importante para a análise, o reconhecimento.

Nesse critério, os métodos que obtiveram as três piores colocações foram:

Ecopoints, EPS e Fh-IUCT, 10a, 9a e 8a, respectivamente.

2.1 Categorias de Impacto

Na Tabela 2.2 são apresentadas as categorias de impacto consideradas em

alguns métodos de avaliação de impacto ambiental. É importante notar que algumas

categorias de impacto são igualmente consideradas na maioria dos métodos

avaliados, como a mudança climática, a acidificação e a eutrofização, enquanto

outras são limitadas a alguns métodos, como incômodos, desertificação e uso de

água.


Tabela 2.2 - Exemplos de categorias de impacto em alguns métodos de AICV

Área de proteção Categoria de Impacto

EP

S (2

000)

Eco

indi

cato

r 99

(200

1)

TRA

CI (

2002

)

IMP

AC

T 20

02+

LIM

E (2

003)

CM

L 20

01

(Han

dboo

k-LC

A)

LUC

AS

ED

IP 9

7

Incômodo severo, Incomôdo (doença ligeira) Toxicidade humana (5) Cancerígenos Não-cancerígenos Contaminação atmosférica urbana Efeitos respiratórios Material particulado Mudança climática Destruição da camada de ozônio Oxidação fotoquímica (Nox e VOCs) Radiação ionizante Ruído

Saú

de h

uman

a

Odor (malcheirosos) água; ar Ecotoxicidade: aquática de água doce; de sedimento de água doce; aquática de água do mar; de sedimento marinho; e, terrestre

(1) (2)

Acidificação Eutrofização (4) Uso e ocupação do solo (3)

Qua

lidad

e do

eco

ssis

tem

a

Dessecação (grupo de problemas ambientais relacionados a falta de água devido a extração de água subterrânea e a provisão de água potável)

Diminuição de recursos (abióticos) e (bióticos)

Extração de minerais Extração ou uso de combustíveis fósseis ou não renováveis U

so d

e R

ecur

sos

Uso da água Resíduos Resíduos

Calor Liberação de calor Cultura Mudanças em valores de recreação cultural

Acidentes Acidentes NOTA: NOx – Óxidos de nitrogênio e VOCs – Compostos orgânicos voláteis. (1) No Eco-indicator 99 consideram-se efeitos causados por emissões ecotóxicas no ar, água e solos industrial e agrícola. (2) No IMPACT 2002+ a categoria de impacto ecotoxicidade é somente dividida em aquática e terrestre. (3) No LIME os impactos do uso do solo são divididos em competição do uso; perda de função de suporte a vida; e, perda de biodiversidade. (4) No método LUCAS (TOFFOLETTO et al., 2007) são consideradas duas categorias de impacto relacionadas à eutrofização (Terrestre e Aquática). (5) O EDIP 97 diferencia entre toxicidade humana decorrente de pluentes atmosféricos, na água e no solo. Fonte: Comlpementado de PEGORARO et al., (2007).


2.2 Características de Alguns Métodos de AICV

A Tabela 2.3 foi elaborada resumindo-se algumas características de métodos

diferentes utilizados para a avaliação de impactos ambientas em estudos de ACV.

Tabela 2.3 - Características de alguns métodos para a AICV

MÉTODOS PARA A FASE DA AICV 1 2 3 4 5 6

Car

acte

rístic

as

EPS – (Environmental

Priority Strategies in product design) -

Versão 2000

Eco-indicator 99 CML 2001 (Handbook on Life Cycle Assessment)

TRACI - Tool for the Reduction and

Assessment of chemical and Other Environmental

Impacts

LUCAS – A new LCIA method Used

for a Canadian-Specific Context

LIME – Life-cycle Impact assessment Method based on

Endpoint Modeling

Ref

. EPS - Versão 2000 (STEEN, 1999a e

1999b)

(GOEDKOOP e SPRIENSMA,

2001).

(GUINÉE et al., 2001) EPA (2002) (versão 1.0 – de junho de 2002)

(TOFFOLETTO, et al., 2007)

(ITSUBO & INABA, 2003)

Estu

do(s

)

A systematic approach to environmental priority strategies in product development (EPS). Version 2000 – General system characteristics (STEEN, 1999a) e Models and data of the default method (STEEN, 1999b).

The Eco-indicator 99 A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment.

Handbook on Life Cycle Assessment – Operational Guide to the ISO Standards.

Tool for the Reduction and Assessment of chemical and Other Environmental Impacts (TRACI): User´s Guide and System Documentation.

LUCAS – A new LCIA method Used for a Canadian-Specific. The International Journal of Life Cycle Assessment. v. 12, n. 2, p. 93-102, (2007).

A New LCIA Method: LIME has been Completed.

Aut

or(e

s) /

Empr

esa(

s) Bengt Steen / Centre

for Environmental Assessment of Products and Material Systems (CPM) e Chalmers University of Technology, Technical Environmental Planning.

Mark Goedkoop e Renilde Spriensma / Pré Consultants B. V. Amersfoort, Holanda (Países Baixos)

Jeroen B. Guinée (editor final) / Centre of Environmental Science (CML) da Universidade de Leiden, Holanda, em cooperação com inúmeros institutos na área de avaliação do ciclo de vida.

Jane Bare, Teresa Hoagland, Patrick Hofstetter e David Pennington, (EPA) Environmental Protection Agency (Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos).

Laurence Toffoletto, Cécile Bulle, Julie Godin, Catherine Reid, e Louise Deschênes./CIRAIG Interuniversity Reference Center for the Life Cycle Assessment. École Polytechnique de Montreal, Canadá.

Norihiro Itsubo e Atsushi Inaba/ National Institute of Advanced Industrial Sciense and Technology (AIST) Onagawa Tsukuba Ibaraki, Japan.

Prin

cípi

o

Este método foi desenvolvido para encontrar os requerimentos do cotidiano de um processo de desenvolvimento de produto, no qual o interesse ambiental é considerado entre outros vários aspectos. É baseado na idéia de “Willingness To Pay” (WTP) (“Disponibilidade para pagar”) por economia ambiental, sendo uma versão precoce da “abordagem de dano”.

Visa atender principalmente as questões relacionadas à fase de “ponderação” (ou atribuição de peso) da ACV. Sua principal característica é ser um método voltado aos danos causados por produtos ou processos, e não às diversas categorias de impacto.

Tem como princípio geral, prover um “livro de receitas” com diretrizes para conduzir passo a passo um estudo de ACV, como justificado pelos padrões da ISO para ACV.

É uma ferramenta que pode ser usada para facilitar a comparação ambiental de produtos e processos alternativos com o propósito de tomada de decisão ambiental interna. Foi planejado para auxiliar as companhias, estabelecimentos federais, industriais e grupos de interesse público, em executar uma vasta base de avaliação de impacto de produtos na saúde humana e dos impactos ambientais.

Os modelos de caracterização de ponto médio foram baseados em 3 métodos recentes aplicáveis a AICV - Avaliação do Impacto do ciclo de Vida (EDIP2003; IMPACT 2002+ e TRACI).

É um método japonês de avaliação do impacto do ciclo de vida, idealizado para quantificar os impactos ambientais induzidos pela ocorrência da carga ambiental no Japão. Utiliza a abordagem de ponto final.

Continua.


Tabela 2.3 - Características de alguns métodos para a AICV (continuação)

MÉTODOS PARA A FASE DA AICV 1 2 3 4 5 6

Car

acte

rístic

as

EPS – (Environmental

Priority Strategies in product design) -

Versão 2000

Eco-indicator 99 CML 2001 (Handbook on Life Cycle Assessment

TRACI - Tool for the Reduction and

Assessment of chemical and Other Environmental

Impacts

LUCAS – A new LCIA method Used

for a Canadian-Specific Context

LIME – Life-cycle Impact assessment Method based on

Endpoint Modeling

Vant

agen

s

De acordo com o estudo de (KONING et al., 2002), o EPS tem um bom modelo de incerteza porque faz uso de muitos dados empíricos sobre os impactos ambientais de emissões de substâncias.

Devido ao grande número de categorias de impacto, o que ocasiona uma grande quantidade de variáveis abstratas para executar a etapa de ponderação, o método propõe não se ponderar categorias de impacto, e sim os diferentes tipos de danos causados por estas categorias.

Dá diretriz para dois níveis de sofisticação em ACV: um nível simplificado e outro detalhado. O nível simplificado pode ser utilizado para fazer um estudo de ACV rápido e barato, se comparado com o nível detalhado. O nível detalhado concorda completamente com os padrões da ISO.

O guia do usuário apresenta informações úteis para auxílio no uso, e alerta sobre as Limitações associadas com as informações relativas à metodologia do TRACI. Apesar da não disponibilidade da análise de incerteza e variabilidade nesta versão do TRACI, os usuários são direcionados para a literatura específica para conduzirem as análises de incerteza e variabilidade.

É fortemente baseado nos resultados preliminares a partir das recomendações da SETAC. A metodologia apresenta um atrativo e útil conjunto de fatores de caracterização dependentes localmente para 15 ecozonas terrestres canadenses. Tem aplicação específica para o Canadá.

É um método declaradamente com muita exatidão e com alto grau de transparência.

Lim

itaçõ

es

No método EPS, ecossistema ou saúde ecológica, não são um objeto de proteção (área de proteção), de tal forma que produção do ecossistema e biodiversidade são os pontos finais das categorias de impacto. Apresentando deste modo uma visão antropocêntrica do método (KONING et al., 2002).

A falta de categorias de impacto em relação à qualidade do ecossistema, assim como mudança climática, eutrofização/ acidificação aquática e aumento da radiação ultravioleta (UV) necessita ser desenvolvida. A falta de dados confiáveis para normalização é o maior problema para algumas categorias de impacto.

Quando utilizado o nível simplificado para o estudo de ACV, as diretrizes consideradas nesse nível, não concordam completamente com os padrões da ISO.

EPA (2002) apontou várias limitações tais como: - As categorias de impacto não são amplas, mas têm sido selecionadas para representar muitos dos assuntos ambientais reconhecidos da atualidade. São doze as categorias de impacto que são atualmente modeladas. - Não fornece estimativas de risco atual. É simplesmente uma ferramenta de separação para permitir consideração e quantificação do potencial para impactos. - Não foi planejado para estudos de situações acidentais (por exemplo: derramamento de óleo). É focado em operações industriais normais. - Nesta versão do TRACI não estão disponíveis análises de incerteza e variabilidade.

Necessita estender a especificidade de alguns fatores usados na modelagem da eutrofização.

O relatório que explica o novo método em detalhes foi escrito somente no idioma japonês, porém há um plano para a tradução para o inglês.

Fonte: Elaborado pelo autor.

Na primeira coluna da Tabela 2.3 o método apresentado é o Environmental

Priority Strategies in product design (EPS) - Versão 2000. Por ser um método antigo,


este é considerado como o precursor dos métodos que utilizam a abordagem de

dano para a avaliação dos impactos do ciclo de vida.

Na segunda coluna da Tabela 2.3 são apresentadas algumas características

do método Eco-indicator 99, o qual é classificado como um método de dano

orientado (categoria de ponto final).

Na terceira coluna da Tabela 2.3 o método descrito é o Handbook on Life Cycle

Assessment, o qual possui uma abordagem clássica de avaliação de impacto, a

abordagem de ponto médio (midpoint). Na quarta coluna da Tabela 2.3 são apresentadas às características do método

Tool for the Reduction and Assessment of chemical and Other Environmental

Impacts (TRACI) da EPA (USA). É um método que utiliza algumas características de

outros métodos mais antigos, e tem como aspecto positivo à facilidade de obtenção

das informações, bem como a clareza na definição das limitações.

Na coluna 5 da Tabela 2.1 são apresentadas algumas informações sobre o

recente método para AICV, o LUCAS – A new LCIA method Used for a Canadian-

Specific Context, que similarmente ao TRACI, também foi baseado em outros

métodos, porém mais recentes.

O método descrito na coluna 6 da Tabela 2.3 é o LIME – Life-cycle Impact

assessment Method based on Endpoint Modeling, um método do Japão e com

material divulgado em japonês, fato esse que é uma limitação para o seu estudo

aprofundado devido ao desconhecimento do idioma.

2.3 Toxicidade Humana

De acordo com GUINÉE et al. (2001) a categoria de impacto toxicidade

humana cobre os impactos sobre a saúde humana (área de proteção), ocasionados

por substâncias tóxicas presentes no meio ambiente.

No relatório “Evaluation of environmental impacts in Life Cycle Assessment“,

que se originou das discussões ocorridas nos seminários de Bruxelas (de 29 a 30 de

novembro de 1998) e Brighton (de 25 a 26 de maio de 2000), a UNEP (2003) cita

que as categorias de impacto: Toxicidade Humana e Ecotoxicidade podem ser

consideradas como tendo uma dimensão regional. E, dependendo das

características do poluente e do meio onde este é emitido (compartimentos ou meios


ambientais: solo; água ou ar), o destino da substância pode ser considerado

continental ou local.

Como citado no Capítulo 1, KONING et al. (2002) relataram que as substâncias

químicas são caracterizadas pela sua massa emitida dividida pelo critério de efeito,

os quais são tipicamente resultados diretos ou derivados de testes de toxicidade

humana a exemplo do Acceptable Daily Intakes (ADI - Ingresso Diário Aceitável).

Os métodos nos quais as substâncias a serem avaliadas são caracterizadas

pela suas massas emitidas, subdivididas pelos critérios de efeito (resultados diretos

ou derivados de testes de toxicidade humana), são chamados Métodos Baseados

em Volumes Críticos. Estes métodos não levam em conta o destino ambiental dos

poluentes no meio ambiente, ou seja, sua distribuição ambiental, nem a exposição

humana a esses poluentes através dos hábitos alimentares. Sendo assim, os

Métodos Baseados em Volumes Críticos assumem que o destino e exposição para

todas as substâncias tóxicas são equivalentes.

Segundo KONING et al. (2002) o método descrito por HEIJUNGS et al. (1992)

é um bom exemplo desta abordagem para a caracterização de substâncias tóxicas.

Referente ao método descrito por HEIJUNGS et al. (1992) em 1992, o Centro

de Ciência Ambiental da Universidade de Leiden na Holanda (CML), em colaboração

com a Organização Holandesa Aplicada a Pesquisa Científica (TNO) e a Agência de

Combustíveis e Matérias-Primas (Bureau B&G), representados por HEIJUNGS et al.

(1992) juntaram-se para produzir um guia e documento base sobre metodologia de

avaliação de impacto ambiental do ciclo de vida de produtos, o “Environmental life

cycle assessment of products. Guide and backgrounds” (GUINÉE, 2001).

HEIJUNGS et al. (1992) definiram então fatores de caracterização separados

para emissão de substâncias tóxicas para os compartimentos ambientais ar, água e

solo, como apresentado nas Equações 2.1, 2.2 e 2.3, respectivamente:

ADIVWVIHC

ar

arAr ×

×=

Eq. 2.1

ADIVWVIHC

água

águaÁgua ×

×=

Eq. 2.2


CvalorV

NWMHCsolo

Solo ×

××=

Eq. 2.3

Com: HCAr, Água ,Solo Fator de caracterização para impactos toxicológicos humanos resultando a

partir de emissões para o ar, água e solo, respectivamente (kg massa do

corpo.kg-1 substância).

Inalação diária de ar por pessoa (20 m3 ar.dia-1.pessoa-1). VIar,

Volume de ar no mundo (3.1018 m3 ar). Var

Ingestão diária de água por pessoa (2 L água.dia-1.pessoa-1). VIágua

Volume de água no mundo (3,5.1018 L água). Vágua

Volume de solo no mundo (2,7.1016 kg solo seco). Vsolo

População mundial da época (5.109 pessoas). W

M kg massa do corpo.população

É um molde padrão holandês para solo (kg substância.kg-1 solo). Cvalor

N Fator de incerteza para o ADI.

Ingresso Diário Aceitável da substância (kg substância.dia-1.kg-1massa do

corpo). ADI

ADI é o Ingresso Diário Aceitável: para substâncias com um valor limiar (isto é,

uma concentração ambiental ou valor de ingresso abaixo do qual efeitos nocivos não

são observados em humanos, plantas ou animais) o ADI é o ingresso diário que

pode ser mantido a longo prazo sem efeitos adversos (VROM, 1989 citado por

GUINÉE et al. 2001).

Para substâncias sem tal limiar, ele é o ingresso diário resultante em um risco

de 1 caso extra de câncer por 1000 exposições de longo prazo (VROM, 1989 citado

por GUINÉE et al. 2001).

Os indicadores de resultado para estes meios podem ser somados sem

atribuição de peso para prover um único indicador de resultado médio-independente

para toxicidade humana, conforme a Equação 2.4.


( ) ( ) ( )( )mHCmHCmHChumanaToxicidadeisoloiSoloiáguaiÁguaiariAr

ixxx ,,,,,, ++=∑ Eq. 2.4

Com:

HCAr,i Fator de caracterização para impactos toxicológicos humanos resultando a partir

de emissões da substância (i) para o ar (kg massa do corpo.kg-1 substância).

HCÁgua,i Fator de caracterização para impactos toxicológicos humanos resultando a partir

de emissões da substância (i) para a água (kg massa do corpo.kg-1 substância).

HCSolo, i Fator de caracterização para impactos toxicológicos humanos resultando a partir

de emissões da substância (i) para o solo (kg massa do corpo. kg-1 substância).

mx,i São as emissões da substância (i) para o ar, água e solo.

GUINÉE et al. (2001) adotaram o conceito de compartimento, meio ou mídia

ambiental, usando três subdivisões básicas: ar, água e solo. Há ainda os chamados

(sub) compartimentos, que nada mais são que as divisões do ar, água e solo, que

estão em equilíbrio com o compartimento de qual eles são uma parte. Exemplos de

(sub) compartimentos são: aerossóis, matéria suspensa e a água presente nos

poros do solo.

Compartimentos ou (sub) compartimentos através dos quais os humanos são

expostos a substâncias tóxicas são referenciados como rotas de exposição GUINÉE

et al. (2001).

GUINÉE et al. (2001) relataram que uma variedade de métodos de

caracterização tem sido desenvolvido para a categoria de impacto toxicidade

humana, criando os fatores de caracterização que são geralmente chamados de

‘Potenciais de Toxicidade Humana’ (HTPs – Human Toxicity Potentials).

Conforme descrito por HEIJUNGS & WEGENER SLEESWIJK (2001) a fórmula

geral para calcular o HTP engloba três dimensões: destino, exposição/ingresso e

efeito. Contudo, GUINÉE et al. (2001) incluíram também uma quarta dimensão, eles

levaram em conta a transferência (Equação 2.5).

EITFHTP rirrfcompifcompecompirfcomp

ecompi ,,,,,, ×××= ∑∑ Eq. 2.5

Com: HTP ecompi,

Potencial de Toxicidade Humana, o fator de caracterização para

toxicidade humana da substância (i) emitida ao compartimento de


emissão (ecomp). Em alguns métodos as contribuições via rotas de

exposição (r) não são somados, dando vários HTPs.

F fcompecompi ,, Fator de destino representa o transporte intermeios da substância (i) a

partir do compartimento de emissão (ecomp) ao (sub)compartimento final

(fcomp), e degradação dentro do compartimento (ecomp); em alguns

métodos o transporte intermeios é indicado separadamente por fi, ecomp, fcomp

e (bio)degradação por (BIOi);

T rfcompi ,, Fator de transferência, a fração da substância (i) transferida do (fcomp) à

rota de exposição (r), isto é, ar, água para beber, peixe, plantas, carne,

leite, etc.;

I r Fator de ingresso representa o ingresso humano via rota de exposição (r),

assim, uma função de ingresso diário de ar, água para beber, peixe, etc.;

E ri , Fator de efeito representa o efeito tóxico do ingresso de uma substância

(i) via uma rota de exposição (r).

O HTP é freqüentemente definido relativo a uma substância de referência (refi).

Como na Equação 2.6:

EITFEITF

HTPrrefirrfcomprefifcompecomprefi

rfcomp

rirrfcompifcompecompirfcomp

ecompi,,,,,

,,,,,

, ×××

×××=

∑∑∑∑

Eq. 2.6

Os símbolos são similares ao da primeira equação. O HTP usando uma

substância de referência é adimensional ou tem a unidade kg da substância de

referência . kg-1 da substância (i). A escolha da substância de referência é arbitrária.

GUINÉE et al. (2001) utilizam o 1,4 – diclorobenzeno (DCB) como referência (kg 1,4

– DCB eq./kg).

A descrição geral da fórmula de cálculo do HTP e as terminologias associadas

neste trabalho podem diferir das adotadas em trabalhos de outros autores.


2.4 Destino Ambiental dos Poluentes entre os Compartimentos Ambientais

Com relação ao destino ambiental dos poluentes entre os compartimentos

ambientais, a modelagem ambiental multimeios proposta por MACKAY (1991) pode

ser aplicada, a mesma utiliza uma abordagem chamada fugacidade.

Segundo PARAÍBA & SAITO (2005) os modelos matemáticos podem contribuir

para prever o destino e a preferência ambiental de poluentes e podem sugerir quais

poluentes, e em quais compartimentos, devem ser sistematicamente observados em

programas de monitoramento do meio ambiente, tal como o de práticas agrícolas

que almejem ser economicamente e ambientalmente sustentáveis.

De acordo com MACKAY (1991) o conceito de fugacidade foi introduzido por G.

N. LEWIS em 1901. A fugacidade, representada por (f) (MACKAY, 1991) é medida

em unidades de pressão, e descreve a tendência de escape de um composto

químico orgânico em um compartimento, meio ou fase (MACKAY, 1991 citado por

PARAÍBA & SAITO, 2005).

Os mesmos autores citaram que os modelos de fugacidade permitem o cálculo

da distribuição total da massa de um poluente entre compartimentos e são

representados por um sistema linear de equações algébricas ou por um sistema

linear de equações diferenciais ordinárias.

O modelo de fugacidade apresenta os níveis (I, II, III e IV) (MACKAY et al.,

1992), e os mesmos são classificados em função da complexidade dos cálculos e

das hipóteses envolvidas na formulação de cada nível (PARAÍBA & SAITO, 2005).

O modelo de fugacidade nível I parte do princípio, no qual os valores da

fugacidade dos compartimentos são iguais e constantes para a avaliação das

concentrações. No modelo de fugacidade nível I os processos de transferências e

degradações são idealmente inexistentes (MACKAY et al., 1992).

No modelo nível II há a adição dos processos de reação (degradação),

advecção em cada um dos compartimentos (MACKAY, 1991; MACKAY et al., 1992;

PARAÍBA & SAITO, 2005 ).

O nível III admite que as fugacidades estão em equilíbrio estacionário e que

cada compartimento pode ter diferentes valores de fugacidades, as quais são

determinadas por um sistema linear de equações algébricas que descrevem as


degradações, advecções, emissões e transferências (MACKAY, 1991; PARAÍBA &

SAITO, 2005 ).

O modelo de fugacidade nível IV descreve o comportamento não-estacionário

da distribuição de um poluente entre compartimentos e permite a observação de um

poluente cujas emissões e fugacidades variam com o tempo. Este tipo de modelo é

descrito por um sistema de equações diferenciais ordinárias ou por um sistema

dinâmico de controle (MACKAY, 1991; PARAÍBA et al., 1999; PARAÍBA & SAITO,

2005).

2.5 Ingresso e Exposição a substâncias químicas

De acordo com BENNETT et al. (2002b), os efeitos adversos potenciais a

humanos ocasionados por um poluente lançado no meio ambiente, dependem do

ingresso desse poluente em todos os indivíduos expostos.

O ingresso de poluentes no organismo humano depende do destino e

transporte da substância química no meio ambiente (incluindo ar, solo, vegetação,

água superficial, e sedimento) e da exposição humana. A exposição humana

acontece por meio de um amplo conjunto de caminhos ou rotas de exposição

(incluindo principalmente a inalação, ingestão, e a penetração dérmica).

Uma medida ideal destes múltiplos caminhos de fonte-para-ingresso foi

proposta por BENNETT et al. (2002a), essa terminologia ficou conhecida como

“fração de ingresso”. É uma medida que, ao mesmo tempo em que é concisa,

incorpora os conceitos de destino e transporte, bem como medidas de exposição

humana, dentro de uma métrica única.

De acordo com BENNETT et al. (2002b), a fração de ingresso (iF) é definida

como o aumento integrado do ingresso de um poluente, somados para todos os

indivíduos expostos, e ocorrendo em qualquer tempo, lançado por uma fonte

específica ou classe de fonte, por unidade de poluente emitido. Podem ser

considerados todos os Ingressos, através de inalação, ingestão, ou pela pele

(dérmico).

BENNETT et al. (2002b) calcularam as frações de ingresso (iF) para emissões

ao ar e lançamentos para a água superficial para um conjunto de 308 poluentes que

são atualmente usados e relacionados no Toxic Release Inventory (TRI – Inventário


de Emissões Tóxicas dos Estados Unidos) (EPA, 2000) e para qual eles tinham os

dados de propriedades químicas, que compreendem os fatores de partição e taxas

de degradação. Esse conjunto de valores de iF calculado, fornece um recurso para

fazer escolhas ou comparações entre poluentes (BENNETT et al., 2002b).

Para o cálculo das iF, BENNETT et al. (2002b), usaram o modelo multimeios

CalTOX (CalTOX, 2001), que é um modelo baseado em fugacidade multimeios, o

qual inclui ar, três camadas de solo, vegetação, água superficial e sedimento. Os

mesmos autores citaram que alguns parâmetros chaves neste modelo são o uso de

uma fonte de volume uniforme no meio ou compartimento de lançamento, um único

compartimento atmosférico, parâmetros de paisagem uniforme, e densidade

uniforme da população.

No contexto da definição da (iF), tem-se também o que se chama de fração de

ingresso individual (iFi) que é definida como aquele componente de fração de

ingresso associado com o ingresso por um indivíduo específico. Assim, a fração de

ingresso pode ser representada como as frações de ingresso individuais somadas

em cima de todos os membros de uma população potencialmente exposta, incluindo

atuais e futuras gerações (BENNETT et al., 2002b).

Quando são usados modelos multimeios, deve-se considerar o ingresso

através de todas as rotas ou caminhos de exposição, especificando estas rotas, bem

como o meio ou compartimento ambiental para qual o poluente é lançado

(BENNETT et al., 2002b).

Na Tabela 2.4 são apresentados as principais rotas de exposição a que o ser

humano esta sujeito no meio ambiente.

Na Figura 2.2 as rotas de exposição podem ser melhor compreendidas.

Tabela 2.4 - Caminhos ou rotas de exposição a poluentes que os seres humanos estão sujeitos

Caminho ou rota de exposição

Inalação Inclui contato com o ar interno ou externo

Ingestão Consumo de água, ingestão acidental de solo, ingestão de frutas, vegetais, grãos, e

produtos animais, tais como carne (bovina, suína, de aves), ovos, leite e peixe.

Exposição

dérmica

Inclui o contato com água contaminada durante o banho e recreação, bem como o

contato com pó e solo residencial.

Fonte: Adaptado de BENNETT et al. (2002b).


Figura 2.2 - Ilustração das rotas de exposição humana

As concentrações nas rotas de exposição (ou no caso de alimentos, tais como

carnes, leite, ovos e peixes podem ser chamados de substratos) podem diferir da

concentração nos compartimentos ambientais. Contudo, podem ser calculadas a

partir da concentração nestes compartimentos (ex. a concentração na vegetação

pode ser afetada pela água de irrigação) (BENNETT et al., 2002b).

O ingresso potencial é calculado da taxa de contato com o meio de exposição e

a concentração do poluente neste meio de exposição (ex. água da torneira, ar em

recinto fechado, etc.).

De acordo com EPA (1989, citado por BENNETT et al., 2002b) deve considerar

se a concentração no compartimento ambiental, a relação entre a concentração no

meio de exposição e a concentração neste compartimento ambiental, a taxa de


ingresso, o peso do corpo, padrão de atividade, e duração da exposição (USEPA,

1989, citado por BENNETT et al., 2002).

Modelar as exposições (ingressos) via ingestão, por exemplo, de alimentos ou

substratos de exposição (ingresso indireto do contaminante presente no alimento),

requer muito mais dados do que para a inalação (ingresso direto do contaminante

presente no ar). Adicionalmente, a localização atual aonde as exposições ocorrem,

podem não ser as mesmas de onde o meio de exposição sofreu tal contaminação,

ou pode ser longo o tempo entre a contaminação do meio (por exemplo, comida,

água e solo) e o período em que a exposição ocorreu (MARGNI, 2003).

Conforme citou MARGNI (2003) em modelos de exposição atuais a

concentração do contaminante no alimento é estimado pela biotransferência do

contaminante a partir dos compartimentos ambientais para uma bioacumulação

química na cadeia alimentar.

De acordo com MARGNI (2003) quase todos os modelos de exposição via

alimentar referem-se à pesquisa de TRAVIS & ARMS (1988). Essa pesquisa foi

baseada em correlacionar o coeficiente de partição octanol-água (Kow, partition

coefficient octanol-water), para estimar a concentração de contaminantes em leite e

carne, combinado o uso de dados medidos quando disponíveis.

Coeficiente de partição octanol-água Kow

Conforme (MACKAY, 1991) o coeficiente de partição octanol-água (Kow) é um

parâmetro muito importante e freqüentemente usado na descrição do

comportamento de uma substância no ambiente. O octanol foi selecionado por

representar adequadamente o lipídio contido na biota. Por causa da mesma

proporção entre carbono e oxigênio, o octanol representa satisfatoriamente o

material orgânico contido em solos e sedimentos. Está prontamente disponível na

forma pura e é modestamente solúvel em água (0,58 g L-1). Já a água é bastante

solúvel em octanol (41 g L-1). Kow é definido em termos das concentrações de um

soluto em água e em octanol, é adimensional. Kow é a medida da hidrofobicidade,

isto é a tendência da substância “odiar” a água e pode ser visto como uma relação

de solubilidade em octanol e água.


2.6 Efeito

Há uma ampla variação nos efeitos apresentados pelas substâncias químicas:

dioxinas, por exemplo, são mais tóxicas que nitratos (GUINÉE et al., 2001).

O efeito medido é freqüentemente fundamentado em bases toxicológicas,

assim como EC50, definido como a concentração na qual 50% dos organismos alvos

mostram um efeito. Fatores de extrapolação ou segurança podem ser aplicados para

converter os resultados a partir do laboratório para o campo, a partir de ratos para o

homem, e a partir de espécies únicas para o ecossistema. Produzindo, NOECs – No

Observed Effect Concentration (Nenhuma concentração de efeito observada), ADIs

– (Acceptable Daily Intakes (Ingresso diário aceitável), PNECs – Predicted No-Effect

Concentrations (Nenhum efeito de concentração prognosticado), MCTs – Maximum

Tolerable Concentrations (Concentração máxima tolerável), NOAELs – No Observed

Adverse Effect Levels (Nível de efeito adverso não observado). Os termos

“aceitável”, “tolerável” e “adverso” implicam que estas medidas são principalmente

baseadas em considerações de toxicologia (e não em considerações políticas ou

econômicas).

Capítulo 3 Metodologia 35

3 METODOLOGIA

O método adotado como referencial metodológico seguido nesta pesquisa foi o

método Suíço IMPact Assessment of Chemical Toxics (IMPACT 2002+) denominado

apenas IMPACT 2002, pois, neste caso, denota a exposição multicameios e destino

multimeios ou multicompartimentos ambientais somente para o caso da categoria de

impacto toxicidade humana, a qual é de interesse neste trabalho, e para a qual foi

calculado os fatores de caracterização para uma substância cancerígena (no caso o

hexaclorobenzeno) e uma substância não cancerígeno, representada pelo naftaleno.

O método IMPACT 2002 propõe uma possível implementação de uma

abordagem de ponto médio e ponto final, ligando os resultados da Análise do

Inventário do Ciclo de Vida (ICV) às 14 categorias de impacto, que por sua vez se

ligam às 4 áreas de proteção (saúde humana – para a toxicidade, qualidade dos

ecossistemas, mudança climática e recursos) (JOLLIET et al, 2003b).

Visando a adoção do método IMPACT 2002 como referencial para o

desenvolvimento dos fatores de caracterização para o contexto brasileiro, a

metodologia deste trabalho foi então estruturada em seis etapas, para que as fases

de desenvolvimento fossem melhor compreendidas. A Figura 3.1 exemplifica estas

fases.

O IMPACT 2002 considera que para os múltiplos caminhos de exposição, há

uma ligação entre a concentração de uma substância química na atmosfera, no solo,

na água superficial, ou na vegetação, com a inalação ou ingestão. Os caminhos de

ingestão incluem o consumo de água para beber, ingestão acidental de solo, e

ingresso de contaminantes a partir de produtos agrícolas (frutas, vegetais, grãos,

etc.), como também produtos animais, tais como: carne de boi, carne de porco,

carne de aves, ovos, peixes e leite (JOLLIET et al., 2003b).

Segundo os mesmos autores, em comparação as abordagens convencionais, a

transferência de contaminantes do alimento humano, não é baseada em pesquisas

de consumo, mas sim considerando os níveis de produção agrícola e de carne, que

são eventualmente ingeridos por humanos, independentemente do local que eles

vivem.


Pesquisa da Produção, Consumo e Comercialização Agrícola,

de Carnes, Ovos, Leite e Peixes

Produção exposta a deposição atmosférica

Produção não exposta a deposição atmosférica

MODELAGEM DO DESTINO AMBIENTAL DOS POLUENTES

Fugacidade nível 1

Ano Base 2005

CÁLCULO DA EXPOSIÇÃO HUMANA

CÁLCULO DA FRAÇÃO DE INGRESSO (iF)

FATORES DE CARACTERIZAÇÃO

HDF (dano)

(DALY kgemitido-1)

HTP (ponto médio)

(kgeq.hexaclorobenzeno kgi-1)

Figura 3.1 - Etapas da metodologia para o cálculo dos fatores de caracterização com base no

método IMPACT 2002


Neste contexto, adotando-se o ano de 2005 como base de referência, a

primeira etapa a ser realizada foi a pesquisa da produção agrícola e de animais com

a finalidade de fornecimento de carnes e demais produtos de consumo. Atenção

deve então ser dada à seguinte informação: a produção agrícola foi dividida de

acordo com as recomendações de MARGNI (2003), em produção exposta a

deposição atmosférica e não exposta a deposição atmosférica. Contudo, nas

próximas seções isto será retomado e melhor explicado.

A segunda etapa foi então a modelagem ambiental por meio do conceito de

fugacidade, que teve por objetivo estimar o destino ambiental dos poluentes entre os

compartimentos ambientais e as rotas de exposição.

A etapa seguinte consistiu na definição do cenário ambiental para as

especificidades brasileiras, pois este também foi necessário à finalização da etapa

anterior.

A quarta etapa contou com a estruturação da metodologia para a modelagem

da exposição humana aos compartimentos e através de alimentos contaminados.

Na quinta etapa foi o cálculo da fração de ingresso para os poluentes

selecionados.

Finalmente a sexta e última etapa foi a estruturação para a determinação dos

fatores de caracterização propriamente ditos.

3.1 Pesquisa da produção agrícola e de criação, abate de animais, consumo e comercialização de alimentos no Brasil

Fez-se uma exaustiva pesquisa, coleta e tabulação dos dados disponíveis

referentes à produção, consumo e comercialização dos principais alimentos

provenientes da produção agrícola e pecuária no Brasil. Os resultados desta etapa

encontram-se no início do Capítulo 4.

3.2 Modelagem do destino ambiental no contexto Brasileiro

Para a modelagem do destino ambiental dos poluentes hexaclorobenzeno e

naftaleno no Brasil, conforme citado no Capítulo 2, foi utilizado o modelo de

fugacidade nível I.


O modelo de fugacidade nível I foi utilizado para simular a distribuição dos

poluentes hexaclorobenzeno e naftaleno entre os compartimentos de um sistema

ambiental hipotético, construído para o Brasil, constituído de ar, água, solo e plantas.

De acordo com PARAÍBA & SAITO (2005), o modelo de fugacidade nível I foi

recomendado pela Organization for Economic Cooperation and Development

(OECD, 1999) aos países membros como uma das estratégias de análise da

exposição ambiental às substâncias químicas.

A fugacidade de um poluente está relacionada com a concentração C (mol m-3)

por meio da capacidade de fugacidade Z (mol m-3 Pa-1) do compartimento para o

poluente. A concentração é dada pela Equação 3.1.

fZC ⋅= Eq. 3.1

Onde f (Pa) é a fugacidade do poluente no compartimento.

Em estado de equilíbrio de fugacidades (nível I), os compartimentos com altas

capacidades de fugacidade terão altas concentrações do poluente (MACKAY, 1991).

A capacidade de fugacidade do ar é definida pela Equação 3.2.

)273(1 TRZ A +⋅= Eq. 3.2

Onde R é a constante dos gases (8,314 Pa m3 mol-1 K-1), T é a temperatura

ambiente (°C) (MACKAY, 1991).

A capacidade de fugacidade da água é calculada pela Equação 3.3.

HZW 1= Eq. 3.3

Onde, H (Pa m3 mol-1) é a constante de Henry (MACKAY, 1991).

A capacidade de fugacidade do solo foi estimada pela Equação 3.4.


HKv

HTRocsolooc

SZ...5,03,0

)273(2,0 ρ

+++

= Eq. 3.4

Onde, voc é o conteúdo volumétrico de carbono orgânico do solo e ρsolo (kg m-3)

é a densidade do solo (MACKAY et al., 1992). Os valores 0,2, 0,3 e 0,5 na

expressão de Zs correspondem, respectivamente, ao conteúdo volumétrico de ar,

água e matéria sólida de um solo hipotético (PARAÍBA & SAITO, 2005).

De acordo com CalTOX (1993), as plantas geralmente têm contato com dois

compartimentos ambientais principais, ar e solo. A interação das plantas com esses

compartimentos ainda não é muito bem entendida para que se defina um método

preciso para estimar a captação de poluentes pelas plantas (CalTOX, 1993). A

transitoriedade das substâncias a partir do solo parece ser relativamente o menor

caminho para a acumulação destes compostos nas plantas (FIEDLER et al., 1991

citado por CalTOX, 1993). BACCI & GAGGI (1986) aplicaram a abordagem de

fugacidade na modelagem de destino ambiental de poluentes nas plantas e

encontraram que as concentrações dos poluentes na folhagem das plantas não são

diretamente dependentes da concentração destes compostos no solo, mais sim no

ar (CalTOX, 1993).

Baseado no exposto acima, e seguindo as recomendações de MARGNI (2003)

para realizar a modelagem do destino ambiental na vegetação, foi admitido que o

compartimento planta ou vegetação compreende a produção agrícola brasileira

(principais produtos agrícolas no País), e desta forma as florestas e matas não foram

consideradas no presente estudo.

Na modelagem de destino ambiental de poluentes na vegetação em Avaliação

do Impacto do Ciclo de Vida (AICV), conforme o método IMPACT 2002, a produção

agrícola brasileira foi dividida em dois tipos: exposta e não exposta, conforme prática

adotada em MARGNI (2003).

De acordo com McKONE (1993a) em citação de MARGNI (2003), a produção

exposta compreende a vegetação exposta à deposição atmosférica, similar à

folhagem e frutos no modelo de destino.


Conseqüentemente, o segundo tipo, não exposta, compreende as partes da

vegetação protegidas do contato direto com a atmosfera, como os caules e raízes

comestíveis.

Haja vista a complexidade e a subjetividade da modelagem ambiental na

vegetação, contudo, seguindo-se as recomendações descritas acima, a capacidade

de fugacidade do compartimento planta foi estimada admitindo-se que as plantas

são constituídas por: 10% de folhas (também frutos neste caso), que compreende

então a produção exposta à deposição atmosférica; 40% de raízes e 50% de caules,

que juntos compreendem a produção não exposta (PARAÍBA & SAITO, 2005).

Conseqüentemente, a capacidade de fugacidade na vegetação é dada pela

Equação 3.5.

( )( ) ( )( )ExpostaNãoodcauleraízExpostaodfolha ZZZZ P −= ++ .Pr.Pr .5,0.4,0.1,0 Eq. 3.5

Estas capacidades de fugacidade são dadas pelas Equações 3.6 a 3.8.

água

folhaowF H

KHTRZ ρ

ρ⋅⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛ ⋅

+++

=02,078,0

)273(2,0 Eq. 3.6

água

raizSowR H

ZKHZ ρ

ρ⋅⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ ⋅⋅

+=02,082,0 Eq. 3.7

água

cauleWowC H

ZKHZ ρ

ρ⋅⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ ⋅⋅

+=014,082,0 Eq. 3.8

Onde, ZF é a capacidade de fugacidade da folha, ZR é a capacidade de

fugacidade da raiz, ZC é a capacidade de fugacidade do caule e ρfolha, ρraiz, ρcaule (em

kg m-3) são a densidade da folha, da raiz e do caule, respectivamente (TRAPP &

McFARLANE, 1995; COUSINS & MACKAY, 2001, citados por PARAÍBA & SAITO,

2005). Os valores 0,78, 0,82 e 0,82 correspondem, respectivamente, ao conteúdo

volumétrico de água na folha, na raiz e no caule de uma planta hipotética. Os

valores 0,02, 0,02 e 0,014 correspondem, respectivamente, ao conteúdo volumétrico


de lipídio de folha, raiz e caule de uma planta hipotética. O valor 0,2 na expressão

de ZF corresponde ao conteúdo volumétrico de ar na folha de uma planta hipotética

(PARAÍBA & SAITO, 2005).

No modelo de fugacidade nível I, supõe-se que as fugacidades são iguais e

constantes em todos os compartimentos, ou seja, (fi = fj = f).

Com as relações entre as propriedades físicas e químicas e os valores de

capacidade de fugacidade (Z) estabelecidos, é possível então demonstrar como

estes valores podem ser usados para calcular a distribuição ambiental das

substâncias químicas avaliadas (MACKAY & PATERSON, 1981).

Se cada compartimento tem um volume definido Vi (m3) e capacidade de

fugacidade Zi (mol Pa-1 m-3), então a concentração Ci (mol m-3) em cada

compartimento é fZi, onde f é a fugacidade predominante de equilíbrio.

A quantidade Q (mol) de cada substância química em cada compartimento é

dada pela Equação 3.9.

VZfVCQ iiiii⋅⋅=⋅=

Eq. 3.9

A quantidade total é dada pela Equação 3.10.

VZfQ iiT⋅⋅= ∑

Eq. 3.10

Desde que a quantidade seja conhecida, a fugacidade pode ser então

calculada como na Equação 3.11.

VZQf iiT⋅= ∑

Eq. 3.11

Conseqüentemente, os valores individuais de Ci e Qi podem ser estimados

pelas Equações 3.12 e 3.13, respectivamente.

ZfC ii ⋅= Eq. 3.12


VCQ iii⋅=

Eq. 3.13

O percentual de distribuição da massa total do composto no compartimento i, Pi

é calculado pela Equação 3.14.

%100

1

⋅⋅

⋅=

∑=

n

iii

iii

VZVZP

Eq. 3.14

Onde n é o número de compartimentos. Desta forma, os valores de Pi fornecem

informações a respeito de qual compartimento ambiental se encontra a maior

porcentagem da substância química ou onde o compartimento tem uma maior

solubilidade para o poluente (SILVA, PLESE & FOLONI, 2006).

Referente à quantidade de cada substância emitida no meio ambiente

modelado para o Brasil, constatou-se que aqui não há um inventário de emissão de

poluentes disponível. Ou pelo menos, um inventário das principais substâncias

químicas lançadas no meio ambiente em função do tempo (como a exemplo do

Toxics Release Inventory -1998 (EPA, 2002) nos Estados Unidos). Contudo, há

alguns documentos isolados, originados de programas financiados por grandes

instituições internacionais, tal como a UNEP Chemicals – United Nations

Environment Programme (UNEP, 2002).

Diante da dificuldade de se localizar os dados necessários, optou-se em adotar

para a substância hexaclorobenzeno, uma emissão potencial de 834 toneladas

(2.928.576,45 mols) (UNEP, 2002). Essa quantidade foi adotada, devido ao fato que,

de acordo com a UNEP (2002), o Brasil importou essa quantidade em 1965, e até

então, não há nenhum monitoramento efetivo deste poluente para a região.

Para fins de cálculo, adotou-se para a substância química naftaleno, a mesma

quantidade admitida para o hexaclorobenzeno, ou seja, 834 toneladas (6.506.475,27

mols).

A partir da Equação 3.11, e de acordo com as quantidades de cada um dos

poluentes emitidos no meio ambiente, calculou-se então a fugacidade, f.


Em seguida, foram calculadas as concentrações, bem como as quantidades e a

distribuição ambiental percentual de cada um dos poluentes em cada um dos

compartimentos ambientais considerados.

A Tabela 3.1 apresenta a compilação dos dados físico-químicos dos poluentes

utilizados neste trabalho.

Tabela 3.1- Propriedades físicas e químicas do Hexaclorobenzeno e Naftaleno

Substância química Parâmetros Unidade

Hexaclorobenzeno Naftaleno

CAS [-] 118-74-1 91-20-3

Massa molecular (g mol-1) 284,78 128,18

Solubilidade em água (g m-3) 0,0062 31,00

Log (Kow) [-] 5,7300 3,3000

Kow (coeficiente de partição octanol-água) [-] 537031,7900 1995,2600

Koc (coeficiente de partição carbono orgânico-água) (m3 kg-1) 221,0 0,82

Constante de Henry (H) (Pa m3 mol-1) 172,0 44,60

Fonte: Adaptado de PARAÍBA & SAITO (2005).

Na Tabela 3.2 são apresentados os dados utilizados nas equações para o

cálculo da capacidade de fugacidade dos compartimentos ambientais.

Tabela 3.2 - Propriedades físico-químicas usuais Propriedade Unidade Valor Referência

(Pa m3 mol-1 K-1) Constante dos gases – R 8,314 (PARAÍBA & SAITO, 2005) Temperatura K 273,0 (PARAÍBA & SAITO, 2005) Temperatura °C 25,0 Fração de carbono orgânico no solo 0,02 (MACKAY, 1991) Densidade do solo - psolo (kg m-3) 1500,0 (MACKAY, 1991) Densidade da água - págua (kg m-3) 1000,0 (MACKAY, 1991) Densidade da folha (exposta) - pfolha (kg m-3) 820,0 (PARAÍBA & SAITO, 2005) Densidade do caule (não exposta) - pcaule (kg m-3) 850,0 (PARAÍBA & SAITO, 2005) Densidade da raíz (não exposta) - praiz (kg m-3) 820,0 (PARAÍBA & SAITO, 2005)

Os cálculos foram realizados usando-se uma planilha Excel contendo as

características físicas e químicas de cada poluente e as equações descritas

anteriormente.


3.3 Definição da natureza dos compartimentos ambientais no contexto Brasileiro para aplicação nos cálculos de fugacidade

Com a proposta principal de se considerar da melhor maneira possível as

condições brasileira para o estudo aqui proposto, o cenário ambiental adotado foi

definido tomando se por base os principais compartimentos ambientais, tais como:

• Ar;

• Solo;

• Água doce, e;

• Vegetação, a qual compreende alguns principais produtos agrícolas produzidos

no Brasil, e foi dividida em exposta e não-exposta, conforme descrito

anteriormente.

Para cada compartimento ambiental foram definidos os parâmetros pertinentes

para a realização do estudo, levando-se em consideração as características

coerentes para o território brasileiro.

O volume dos compartimentos ar, água, solo e planta do sistema ambiental

adotado neste trabalho são os apresentados na Tabela 3.3.


Tabela 3.3 - Dimensões do cenário ambiental adotado para o cálculo da fugacidade das substâncias químicas avaliadas num contexto Brasileiro

Meio ambiental Valor Unidade Referência

Área territorial do Brasil 8,51488E+12 m2 (IBGE, 2006)

Ar Altura da camada de mistura na atmosfera 800 m (PENNINGTON

et al., 2005)

Volume de ar sobre o Brasil 6,8119E+15 m3

Área de água ocupada por rios no Brasil 55457000000 m2 (BORGHETTI et

al., 2004)

Água Doce (Rios) Profundidade média dos rios 2 m (PARAÍBA &

SAITO, 2005)

Volume de água superficial considerado 5,5457E+11 m3

Área de solo no Brasil (descontado a área de água)

8,45942E+12 m2

Solo Profundidade do solo considerada (arável) 0,15 m (MACKAY,

1991)

Volume de solo considerado 1,26891E+12 m3

Vegetação

Exposta Densidade vegetação exposta 820 Kg m-3 (PARAÍBA & SAITO, 2005)

Massa produzida 40275613000 kg

Volume vegetação exposta (VF_Exp.) 49.116.601,22 m3

Não- Exposta

Densidade média vegetação não-exposta 835 Kg m-3 (PARAÍBA &

SAITO, 2005)

Massa produzida 1,44936E+11 kg

Volume vegetação não-exposta (VRC_N-Exp.)

173.576.097,01 m3

3.4 Estrutura da Metodologia para Exposição Humana

A estruturação da metodologia para a etapa de cálculo da exposição humana

foi realizada conforme MARGNI (2003), e é descrita em detalhes a seguir.


A partir das concentrações em cada compartimento ambiental, isto é, no ar,

água, solo e vegetação, o modelo de exposição aqui apresentado estimou o

ingresso humano cumulativo (I), o qual, por sua vez, esta associado com a

concentração em cada compartimento (n) pela multiplicação da concentração pela

taxa de ingresso equivalente do meio e pela população humana total.

O ingresso direto é provável para ocorrer pela inalação ou ingestão direta do

meio ou compartimento ambiental contaminado, e foi assim considerado. Por outro

lado, o ingresso indireto é determinado pela bioacumulação (ou bioconcentração) do

contaminante em substratos de exposição (alimentos) multiplicada pela produção do

alimento e finalmente pelas taxas de consumo. Por exemplo, o homem é exposto a

poluentes presentes na água via ingestão direta por água tratada ou indiretamente

de água contaminada transferida para peixes e então para os homens. Isto é

expresso matematicamente pela Equação 3.15:

nnn

IRCI ⋅= ∑ onde, indiretondiretonn IRIRIR ,, += Eq. 3.15

Onde Cn (kg m-3) é a massa baseada na concentração ambiental no meio (n),

IRn é a taxa de ingresso humano equivalente, calculada para caminhos diretos e

indiretos. IRn,direto é a taxa de ingresso direto do meio em mn3 ano-1.

Como exemplo, se um compartimento (n) é água, então IRw,direto é usualmente a

taxa de ingestão de água da população.

O segundo termo IRn,indireto é a taxa de ingresso indireto, via um substrato, ou

rota de exposição (e), que está relacionado à concentração no compartimento (n).

Isto expressa a quantidade equivalente do meio (n) que seria necessária para

contaminar o substrato de exposição até certo nível. A taxa de ingresso indireto é

representada na Equação 3.16 (MARGNI, 2003).

en

ne

ene

n

e

neindireton IR

BAFIR

CC

IR ⋅=⋅⋅= ∑∑ ρρ1

, Eq. 3.16


Onde BAFne (kgn kge-1) é o fator de bioacumulação (ou bioconcentração),

análogo às medidas em avaliação ecotoxicológica aquática. Quantifica o poluente

associado com uma concentração ambiental (Cn) em um determinado meio, à

concentração no substrato de exposição (Ce) (kg kgn-1). ρn (kgn mn

-3) é a densidade

do meio (n) e IRe (kge ano-1) expressa a taxa de produção do substrato de

exposição.

Os fatores de bioacumulação (BAFs) para todos os meios ambientais

contribuem para a bioacumulação em substratos de exposição e desse modo para o

ingresso humano global, o qual considera todos os caminhos de exposição

possíveis. Inalação de ar, pasto, água e ingestão de solo contribuem para a

concentração de poluentes nas carnes (MARGNI, 2003).

O fator de biotransferência (BTF) provê uma medida da bioacumulação. Os

BAFs podem também ser medidos ou, estimados multiplicando-se os fatores de

biotransferência (BTF) pela taxa de ingresso do animal de criação, como na

Equação 3.17 (MARGNI, 2003).

'nne IRBTFBAF ⋅= Eq. 3.17

Onde, IRn’ denota a taxa de ingresso ou inalação individual da espécie animal,

como a massa diária de vegetação, água, solo ou ar consumido por uma vaca

leiteira.

A partir das Equações 3.15 e 3.16, e partido das concentrações de destino Cn,

calculadas conforme a abordagem da fugacidade nível I, a exposição foi

determinada baseando-se em três parâmetros chaves: taxas de ingresso direto do

meio, taxas de produção de substrato de exposição indireta e fator de

bioconcentração.

A seguir é descrito em detalhes como foram estimadas as taxas de ingresso

direta e indireta, incluindo as taxas de ingresso individual por espécie animal.


Taxas de ingresso direto

O ingresso direto IRn,direto do meio (n) é contabilizado pela quantidade de meio

(n) que ingressa numa população. A Equação 3.18 foi utilizada para o cálculo da

taxa de ingresso direto do meio ou compartimento ambiental (ar, água e vegetação)

(MARGNI, 2003).

FPRIR nn

direton ⋅⋅=ρ1

, Eq. 3.18

Onde PRn (kgn ano-1) é a quantidade do meio (n) tirada do ambiente, ρn (kg

mn-3) é a densidade do meio (n) e F (adimensional) é a fração de ingestão daquele

meio, que pode ser eventualmente ingerido.

Seguindo-se as recomendações de MARGNI (2003) o ingresso de poluente via

inalação do ar IRa,direto, foi estimado a partir de um taxa de inalação fixa de 13,3

m3/pessoa-dia, e F foi considerada como sendo 1. A taxa de ingestão de água

tratada, IRw,direto foi calculada com base em uma taxa de ingestão fixa por pessoa de

2 litros, considerando que a população foi suprida por água superficial somente.

Assumindo que a fração da substância química absorvida no material particulado é

inteiramente eliminada no processo de filtração no tratamento da água, F é

dependente da substância química e representa a fração da substância química

dissolvida nesta água que será ingerido. Deste modo IRw,direta se torna também

dependente da substância química pra os caminhos de ingestão de água (MARGNI,

2003). Contudo, adotou-se também para a água um valor de F = 1, idêntico ao do ar.

De acordo com MARGNI (2003) ao se calcular a fração de ingresso, adotando-

se como aqui, uma abordagem baseada na produção, não é necessário saber onde

a vegetação é consumida, porém é essencial conhecer o quanto foi produzido na

região do estudo, e qual foi a fração que foi finalmente consumida. Os dados de

produção de vegetação foram também utilizados nos cálculos do destino ambiental

para que se conhecesse a concentração dos poluentes na vegetação que seria

ingerida por humanos e animais. Assim, foi utilizado o termo taxa de produção anual


usável do meio ou compartimento ambiental, representado por PRn, utilizando-se

como ano de referência para o Brasil, o ano de 2005.

Os valores de F (Equação 3.18) para a vegetação (produção exposta e não

exposta à deposição atmosférica, conforme descrito anteriormente) levaram em

conta a fração consumida por humanos, incluindo as quantidades exportadas que

foram consumidas fora do Brasil. Para o valor de F no caso de ovos, leite, peixes e

carnes, também foram consideradas as frações consumidas por humanos, bem

como as exportações. Contudo, para as quantidades de carnes de frango, bovina e

suína, foi adotado um valor de F = 0,70, pois considerou-se que as carcaças desses

animais possuem 30% de ossos, os quais não são usados como alimento humano.

Taxas de ingresso indireto

Conforme citou MARGNI (2003) o ingresso indireto de poluentes no homem

ocorre através do processo de bioacumulação a partir de um meio ou compartimento

ambiental (n) para um substrato de exposição (e), isto é, carne, leite, ovo e peixe.

Animais terrestres são potencialmente expostos ao ar, água, solo e pasto

contaminados. Os organismos aquáticos (peixe) são expostos à água ou a alimentos

contaminados. E, animais de criação são geralmente alimentados com rações

industriais (concentrados) e fibras.

O ingresso indireto equivalente associado com o meio (n), IRn,indireto, é

determinado pela exposição animal através de cada meio ambiental, conforme a

Equação 3.19:

enen

indireton IRBAFIR ⋅⋅=ρ1

, , onde FPRIR ee ⋅= Eq. 3.19

Onde ρn (kg mn-3) é a densidade do meio (n), BAFne (kgn kge

-1) é o fator de

bioconcentração do compartimento (n) para o substrato (e) leite, carne, ovos e peixe,

e PRe (kge ano) suas respectivas taxas de produção. F (adimensional) como

apresentado anteriormente, considera o consumo humano incluindo as exportações,


e quando pertinente, levam em consideração a quantidade de ossos na carne

produzida.

A Tabela 3.4 apresenta as taxas de ingresso individual de alimentos, água, solo

e inalação de ar para cada espécie de animal de criação, que é utilizada na

alimentação humana, bem como o conteúdo de gorduras em suas carnes.

Tabela 3.4 - Valores médios de ingestão de alimento, água, solo, inalação de ar e conteúdo de gordura na carne por espécie animal

Taxa de ingresso individual do animal (IRn') Alimento industrial

Fibras Origem de

plantas Origem não

vegetal Água Solo Ar

Con

teúd

o de

go

rdur

a na

ca

rne

(ge)

Espécie de animal de criação

kgMF/dia kgMF/dia kgMF/dia L/dia kg/dia m3/dia Suínos 0,23 7,70 1,15 0,11 7,00 0,04 60,00Bovinos de corte 0,25 26,00 0,83 0,05 30,00 0,30 80,00Aves de corte (galinhas e frangos) 0,06 0,35 0,02 0,003 0,10 0,001 2,20Aves de postura (galinhas) n.a. 0,12 0,14 0,01 0,10 0,002 2,20Outros animais (cabras e ovelhas) 0,14 4,60 0,17 0,008 7,00 0,10 60,00Vaca leiteira n.a. 56,00 3,21 0,21 60,00 0,80 122,00MF - Fibras em massa fresca; n.a. – não aplicável; ge – adimensional; Densidade do ar = 1,2 kg m-3

.Fonte: MARGNI (2003).

Na Tabela 3.4 o alimento industrial foi distinguido por dois grupos principais:

materiais de origem vegetal e, apesar das recentes modificações legislativas,

materiais não vegetais, isto é de origem animal e inorgânica, como óleo e farinha de

peixe, gordura animal, carne e ossos, sub-produtos de leite, minerais, aditivos, e

vitaminas (MARGNI, 2003). Seguindo as recomendações do mesmo autor, o qual

citou que conhecendo-se a concentração de contaminantes nos materiais de origem

não vegetal, estes podem ser considerados como um caminho de exposição

adicional que podem ser relevantes para a bioacumulação de substâncias químicas.

Contudo, adicionais estudos sobre a sensibilidade são requeridos para estabelecer a

relevância desses materiais de origem animal sobre uma perspectiva de

transferência de contaminante. Neste contexto, os materiais de origem não vegetal

não foram considerados no cálculo do ingresso de alimentação dos animais. Pois do


contrário, não seria possível o cálculo dos fatores de bioacumulação, uma vez que

não se conseguiria estimar a concentração dos poluentes nos materiais de origem

não vegetal.

Seguindo as recomendações de MARGNI (2003) foi assumido que para todo o

alimento industrial de origem vegetal, a concentração utilizada foi a estimada para a

produção não exposta, haja vista que a ração é obtida principalmente a partir de

cereais e seus sub-produtos.

Com base em MARGNI (2003) foi assumido que para a alimentação animal

baseada em fibras, a concentração utilizada foi a estimada para a produção exposta,

pois foi associada à concentração nas folhas.

A Tabela 3.5 resume os parâmetros baseados no sistema de produção agrícola

e de animais de criação e demais tipos de substratos ou rotas de exposição

desenvolvidos para o Brasil, para serem utilizados no cálculo do ingresso na

modelagem de exposição humana.

As tabelas com o levantamento completo dos dados referentes à pesquisa que

foi realizada sobre a produção agrícola e agropecuária no Brasil serão apresentadas

no Capítulo 4, conforme já descrito anteriormente.


Tabela 3.5 - Parâmetros de exposição para o Brasil para aplicação nas Equações de cálculo do ingresso humano.

Fração* consumida

por humanos +

exportações

Taxa de Produção anual por pessoa

Quantidade consumida por

humanos no BrasilTaxa de

Produção Quantidade Exportada

Taxa de ingresso direto

do meio

PRn [kgn ano-1] [kgn ano-1] % [kgn ano-1] % F [-] PRn [kgn

ano-1 pessoa-1]

Ar 1,09E+12 na na na na 1,00 5825,40Água superficial 1,37E+11 na na na na 1,00 730,00Produção exposta 4,03E+10 3,76E+10 93,32 2,69E+09 6,68E+00 1,00 214,72Produção não exposta 1,45E+11 7,66E+10 52,83 2,50E+10 1,72E+01 0,70 772,71

Taxa de Produção

Quantidade consumida por

humanos no BrasilQuantidade Exportada

Fração* consumida

por humanos +

exportações

Taxa de Produção anual por pessoa

Exposição indireta via ingresso de substrato

PRe [kgn ano-1] [kgn ano-1] % [kgn ano-1] % F [-] PRe [kgn

ano-1 pessoa-1]

Peixe de água doce 3,73E+08 3,73E+08 100,0 0,00E+00 0,00 1,00 1,99Carne de frango 9,35E+09 6,50E+09 69,56 2,85E+09 30,44 0,70** 49,84Carne bovina 9,46E+09 7,53E+09 79,66 1,92E+09 20,34 0,70** 50,41Carne suína 2,71E+09 2,09E+09 77,04 6,22E+08 22,96 0,70** 14,44Carne de cabras e ovelhas 1,91E+08 4,66E+07 24,35 1,45E+08 75,65 1,00 1,02Ovos de galinhas 1,63E+09 1,60E+09 98,24 2,88E+07 1,76 1,00 8,69Leite de vacas 2,14E+10 2,14E+10 99,63 7,84E+07 0,37 1,00 114,27População Brasileira 187.569.084 habitantes (IBGE, 2007a) Taxa de ingestão média de água potável adotada para o Brasil, 2 L dia-1pessoa-1. Taxa de inalação diária média adotada para o Brasil, 13,3 m3 dia-1pessoa-1. Densidade do ar =1,2 kg m-3

. *Fração consumida por humanos incluindo as quantidades exportadas que serão consumidas fora do Brasil, haja vista a abordagem baseada em produção, a qual considera a taxa de ingresso da produção e não onde essa produção é consumida (MARGNI, 2003).** o valor de 0,70 foi utilizado, uma vez que foi considerado que as carcaças destes animais possuem 30% de ossos, os quais não são base da alimentação humana.

Bioacumulação na cadeia alimentar humana

De acordo com (MARGNI, 2003), os animais podem ser expostos a

contaminantes químicos através de ingestão de alimentos contaminados, solo, e

água, e inalação de ar contaminado. Os fatores de bioacumulação (ou


bioconcentração) do compartimento (n) para o substrato (e) (BAFne) são estimados

pela multiplicação das taxas de ingresso individual de um dado animal de criação

(IRn’) (ver Tabela 3.4) pelo fator de biotransferência (BTF) (MARGNI, 2003).

Conforme MARGNI (2003) os modelos de regime permanente são comumente

usados para calcular os fatores de biotransferência, pois eles são diretamente

aplicáveis a uma ampla extensão de substâncias químicas, e são adequados para

estimar as transferências médias de poluentes em longo prazo.

O BTF é uma medida de quanto das quantidades ingeridas do contaminante

são realmente transferidos para o tecido animal. Isso é definido como um quociente

da concentração no tecido ou no alimento dividido pelo ingresso diário de alimento

por um animal que visa à produção de alimentos (MARGNI, 2003).

Os BTFs são expressos em unidades de concentração no tecido animal (como

a carne) ou fluido (como leite) dividido pelo ingresso diário do poluente, o qual reduz

para unidades de d kg-1. De modo diferente, os BAFs expressam a relação em

regime permanente entre a concentração no tecido animal e um meio ambiental

especifico, BTF expressa a relação em regime permanente entre o ingresso e a

concentração no tecido ou em produtos alimentícios (MARGNI, 2003).

Conforme MARGNI (2003) o BTF foi convertido em BAF multiplicando-se o BTF

pela taxa de ingestão diária de alimento do animal. Esta correlação foi desenvolvida

para a transferência de substâncias químicas orgânicas do alimento para os

produtos animais. Contudo, de acordo com as recomendações do mesmo autor,

uma suposição comum foi feita também para aplicação do BTF para a taxa de

ingestão de solo, água e inalação de ar.

Para o cálculo dos BTFs para ovos e leite foi utilizada a condição da Equação

3.20, inicialmente proposta por TRAVIS & ARMS (1988) com a condição (se:

log Kow – be < 0,1; e log BTFe = 0,1, se: log Kow – be ≥ 0,1) apresentada por

PENNINGTON et al. (2005) como sugestão de BENNETT et al. (2002b).

eowe bKBTF −= loglog se, 1,0log <− eow bK Eq. 3.20

se, 1,0log =eBTF 1,0log ≥− eow bK


Onde, BTFe é o fator de biotransferência para o substrato (e), be é o coeficiente

para o substrato de exposição (e). bovo = 5,1 (McKONE, 1993b), bleite = 8,1 (TRAVIS

& ARMS,1988).

Para o cálculo dos BTFs para carnes utilizou-se a abordagem proposta por

MARGNI (2003), a qual foi desenvolvida a partir do melhoramento dos modelos de

exposição inicialmente apresentados por TRAVIS & ARMS (1988) para carne bovina

e posteriormente expandidos sobre a abordagem proposta por McKONE (1993b)

para outros tipos de carne, conforme a Equação 3.21.

'logloglogn

eeowe IR

gbKBTF +−= Eq. 3.21

Onde, be é o coeficiente do substrato de exposição carne. De acordo com

MARGNI (2003) para (bcarne = 5,6)4 é assumindo que o fator de partição gordura-

dieta para carnes de outros animais de criação (sugerido por McKONE, 1993b) é

similar à carne bovina, e que outros fatores específicos, tais como diferenças

metabólicas são desprezíveis. O ge (adimensional) é o conteúdo de gordura na

carne de uma determinada espécie animal. IRn’ (kg/dia) é a taxa de ingresso de

alimento em massa fresca para cada espécie animal.

Para os peixes de água doce o fator de bioacumulação (BAF) foi diretamente

calculado pelo modelo linear apresentado em MACKAY (1991), o qual foi

desenvolvido a partir do conteúdo em lipídios presente nos peixes, supondo-se um

valor médio aproximado de 5%, conforme a Equação 3.22.

owpeixe KBAF log048,0 ⋅= Eq. 3.22

Os resultados da aplicação das equações evidenciadas acima são

apresentados no Capítulo 4.

4 (be) é o coeficiente para carne contabilizado para o conteúdo de gordura na carne bovina e a taxa de ingresso de alimento, e foi modificado a partir de TRAVIS & ARMS (1988), isto é, b=7,6 – log (26/0,25).


3.5 Cálculo da Fração de Ingresso para os poluentes Hexaclorobenzeno e Naftaleno

Após os cálculos das taxas de ingresso direto e indireto dos compartimentos

ambientais, bem como das concentrações ambientais nesses compartimentos,

calculou-se então o Ingresso Humano Cumulaitvo (I) através da inalação (Ia,inalação) e

da ingestão (Iw,s,prod.exp.,prod.ñ-exp.) e, conseqüentemente, o Ingresso Humano

Cumulativo Total (Itotal) de cada substância, conforme apresentado anteriormente na

estrutura da metodologia de exposição humana.

De posse destes resultados e conhecendo-se a taxa de emissão de cada

poluente no meio ambiente, partiu-se então para o cálculo das Frações de Ingresso

(iF) que são o ponto final para a modelagem do destino e exposição humana.

A iF conforme descrito no Capítulo 2 é definida como o aumento integrado do

ingresso de um poluente somados todos os indivíduos expostos e ocorrendo para

qualquer tempo, emitidos por uma fonte específica ou classe de fonte, por unidade

de poluente emitido.

De acordo com MARGNI (2003) a Equação 3.23 foi utilizada para o cálculo das

frações de ingresso para cada poluente.

emissão

total

SIiF = Eq. 3.23

Onde iF é a fração de ingresso, Itotal é o ingresso humano cumulativo total

(kgingressado no ano), e Semissão, é a taxa de emissão do poluente no ano (kgemitido).

3.6 Determinação dos Fatores de caracterização de acordo com a proposta do método IMPact Assessment of Chemical Toxics (IMPACT 2002)

Toxicidade humana (cancerígenos e não cancerígenos)

Os Fatores de Caracterização para efeitos toxicológicos crônicos sobre a saúde

humana, provêm estimativas de risco toxicológico cumulativo, bem como os


potenciais impactos associados a uma massa especificada (kg) de uma substância

emitida no meio ambiente (JOLLIET et al, 2003b).

Esses fatores de caracterização são denominados Potencial de Toxicidade

Humana (HTP - Human Toxicity Potentials) para a abordagem de ponto médio e,

Fator de Dano Humano (HDF - Human Damage Factors), para uma abordagem em

nível de dano.

No IMPACT 2002 de acordo com JOLLIET et al. (2003b) os diferentes tipos de

informações relevantes relativas à toxicidade humana (aqui representada por

cancerígenos e não cancerígenos) são o destino ambiental, o qual representa o

transporte no ambiente (aqui calculado de acordo com o conceito de fugacidade), a

exposição, que representa o ingresso cumulativo resultante. Estes são então

combinados com um fator de efeito caracterizando os riscos potenciais ligados aos

ingressos tóxicos.

A severidade, finalmente caracteriza a magnitude relativa do dano devido a

certas doenças.

O Fator de Dano Humano da substância i (HDFi), in DALY (Disability-Adjusted

Life Years - Anos de Vida Perdidos Ajustados por Incapacidade) por kgemitido foi

calculado de acordo com a Equação 3.24:

Eq. 3.24iiIiIi DiFEFiFHDF ⋅⋅=⋅= β

Onde:

Fator de Dano Humano para a substância (i) (DALY kgemitido-1); HDFi

iF Fração de ingresso (kgingressado kgemitido-1) é a fração de massa de uma

substância química lançada no meio ambiente, que é finalmente ingressada

na população humana como um resultado da contaminação alimentar,

inalação, ou exposição (BENNET et al., 2002a e 2002b);

EF Fator de efeito é o produto do fator de inclinação da dose-resposta ( β , em

risco de incidência por kgingressado) e da severidade (D, in DALY por

incidência).

De acordo com JOLLIET et al. (2003b), para o fator de efeito, o IMPACT 2002

usa uma nova abordagem para calcular o efeito na saúde humana para impactos


toxicológicos cancerígenos e não cancerígenos. A medida escolhida foi então a

Dose de Efeito 10% (ED10h). A ED10h é a melhor estimativa da dose de efeito para

humanos que induz risco a somados 10% dos organismos alvo sobre uma

população testada (UDO DE HAES et al., 2002).

A ED10 é derivada a partir da avaliação de risco a saúde, usando o conceito de

dose de referência (benchmark dose) para estimar um padrão linear de extrapolação

de baixa dose, como detalhado em CRETTAZ et al. (2002) para efeitos

cancerígenos e por PENNINGTON et al. (2002) para efeitos não cancerígenos.

O fator de efeito à saúde humana foi calculado de acordo com a Equação 3.25.

36510

11,0NLTBWED h

humano ⋅⋅⋅=β Eq. 3.25

Com:

Fator de efeito na saúde humana (risco de uma incidência por kg de

ingresso cumulativo); humanoβ

ED10 Dose de efeito resultando efeito em 10% dos organismos sobre uma

população testada (mg kg-1 dia-1);

BW Peso médio do corpo da população considerada (70Kg pessoa-1);

LTh Expectativa de vida média dos brasileiros em uma população

considerada em anos (71 anos);

Número de dias por ano (365 dias ano-1). N365

Conforme mencionado por JOLLIET et al. (2003b) fatores de inclinação

preliminares (β) foram calculados a partir de bioensaios sobre certos animais usando

a melhor estimativa de fatores de extrapolação a partir de dados de TD50 (Dose

Tóxica 50%), NOAEL (No Observed Adverse Effect Levels - Nível de efeito adverso

não observado), LOAEL (Low Observed Adverse Effect Levels – Baixo nível de

efeito adverso observado).

O DALY (Disability-Adjusted Life Years - Anos de vida perdidos ajustados por

incapacidade (MURRAY e LOPEZ, 1996) caracterizam a severidade, considerando

para ambos mortalidade YLL (Years of Life Lost – Anos de vida perdidos – devido a

morte prematura) e morbidez.


Valores DALY padrão de 13 e 1,3 (anos incidência-1) foram adotados para os

efeitos cancerígenos e não cancerígenos, respectivamente (KELLER (2005) citado

por HUMBERT, et al. (2007).

Como de acordo com JOLLIET et al. (2003b) e HUMBERT, et al. (2007) não há

nenhum ponto médio (midpoint) real para toxicidade humana como parâmetro

intermediário para o destino e a exposição, bem como a fração de ingresso não

pode ser deles próprios interpretados. Alternativamente, um ponto médio real pode

ser o número de casos da mesma doença. Contudo, como uma ou várias

substâncias causam um grande número de doenças, riscos de doenças não podem

ser somados sem considerar implicitamente uma severidade igual, ou

preferivelmente, explicitar a severidade respectiva deles.

Os fatores de caracterização para ponto médio (Equação 3.26) são então

obtidos dividindo-se o HDF (Fator de Dano Humano) da substância considerada pelo

HDF da substância de referência (adotou-se aqui o hexaclorobenzeno como

substância de referência por ser classificado como cancerígena). No modelo

IMPACT 2002 a substância de referência é o cloroetileno (cancerígeno humano

declarado, com dados de destino bem definidos e um principal caminho de impacto

pela inalação de ar).

enzenohexaclorob

ii HDF

HDFHTP =

Eq. 3.26

Onde:

HTPi Potencial de Toxicidade Humana para a substância química (i) (kgeq.

hexaclorobenzeno kgi-1).

HDF Fator de Dano Humano.

Os resultados dos fatores de caracterização são apresentados no Capítulo 4.

Capítulo 4 Resultados e Discussões

59

4. RESULTADOS E DISCUSSÕES

4.1 Resultado da pesquisa da produção agrícola, criação e abate de animais, consumo e comercialização de alimentos no Brasil

Na Tabela 4.1 e 4.2 são apresentados os resultados obtidos durante a pesquisa

dos dados referentes à produção agrícola (produção exposta e não exposta) no

Brasil, divididas de acordo com a classificação sugerida por McKONE (1993) em

citação de MARGNI (2003) como descrito no Capítulo 3.

Referente aos dados de produção agrícola a pesquisa demonstrou que as

quantidades distribuídas de determinadas culturas, a exemplo do milho, são mais

bem detalhadas que outras o que facilitou a estimativa da distribuição e das

finalidades do milho produzido e comercializado no Brasil.

Na Tabela 4.3 são apresentados os resultados da pesquisa sobre a produção,

comercialização e consumo dos diversos tipos de carnes oriundas da criação de

animais, tal como a pecuária de corte e leiteira, a suinocultura, avicultura de corte, e

de postura, assim como carnes de cabrito e ovelha. E também ovos e peixes de

água doce. Peixes de água salgada não foram considerados.

Capítulo 4 Resultados e Discussões 60

Tabela 4.1 - Produção, importação, exportação, e uso interno, segundo os principais produtos das lavouras temporárias, permanentes e leguminosas (Produção Exposta) - Brasil 2005

Produção (t)

Importação (t)

Exportação (t) Tipo Produtos R. R. R. Uso interno* Consumo

animal (t) Consumo

humano (t)Consumo industrial

(t)

Sementes e outros

usos Tomate 3.452.973 [a] 0 0 3.452.973 0 3.452.973 0 0

Hortaliças folhosas e florais** 439.375 [g] 0 0 439.375 0 439.375 Abacate 169.335 [a] 169.335 Abacaxi 1.474.471 [b] 1.474.471 Banana 6.703.400 [a] 6.703.400 Caqui 164.849 [a] 164.849 Figo 23.697 [a] 23.697 Goiaba 345.533 [a] 345.533 Maçã 850.535 [a] 850.535 Mamão 1.573.819 [a] 1.573.819 Manga 1.002.211 [a] 269.774 [c] 807.878 [c] 464.107 0 Maracujá 479.813 [a] 479.813 Marmelo 1.078 [a] 1.078 Melancia 1.637.428 [a] 1.637.428 Melão 352.742 [a] 352.742 Pêra 19.746 [a] 19.746 Pêssego 235.471 [a] 235.471 Tangerina 1.232.599 [a] 1.232.599 Uva 1.232.564 [a] 1.232.564 Total outras frutas 17.499.291 269.774 807.878 16.961.187 Laranja 17.853.443 [a] 2.415 [c] 1.839.942 [c] 16.015.916 Limão 1.030.531 [a] 44.258 [d] 986.273 Total Laranjas e Limões 18.883.974 2.415 1.884.200 17.002.189

Prod

ução

Exp

osta

Frut

as

Total frutas 36.383.265 272.189 2.692.078 33.963.376 36.655.454 0 0 SOMA PRODUÇÃO EXPOSTA 40.275.613 272.189 2.692.078 37.855.724 0 40.547.802 0 0

Fonte: Elaborado pelo autor: [a] - (IBGE 2005a); [b] - (LSPA, 2005); [c] - (CONAB, 2007); [d] - (MAPA, 2007a); [e] - (MAPA, 2007b); [f] - (MAPA, 2007c); [g] - (IBGE, 2003). Nota: *Uso interno = (Produção + Importação - Exportação); ** A quantidade de hortaliças folhosas e florais foi estimada a partir da quantidade adquirida (2,5 kg) por habitante no Brasil, nos anos de 2002-03, com uma população média de 175,75 milhões de hab.


Tabela 4.2 - Produção, importação, exportação, e uso interno, segundo os principais produtos das lavouras temporárias, permanentes e produção de cereais, leguminosas e oleaginosas (Produção Não Exposta) - Brasil 2005

Tipo Produção (t)

Importação (t)

Exportação (t) Produtos R. R. R. Uso interno* Consumo

animal (t) Consumo humano

(t)

Consumo industrial

(t) R.

Sementes e outros

usos

Arroz (em casca) 13.192.863 [a] 44.346 [c] 72 [c] 13.237.137 0 13.337.137 0 0 Aveia (em grão) 522.428 [a] 1 [c] 1.475 [c] 520.954 261.214 261.214 0 0 Centeio (em grão) 6.109 [a] 0 0 6.109 3.055 3.055 0 0 Cevada (em grão) 326.251 [a] 1.146.316 [c] 0 [c] 1.472.567 0 1.472.567 0 0 Trigo 5.845.900 [c] 5.311.000 [c] 1.800 [c] 11.155.100 0 11.155.100 0 0 Milho 34.696.000 [e] 650.000 [e] 1.080.000 [e] 34.266.000 31.074.000 1.622.000 4.150.000 0 Sorgo granífero (em grão) 1.522.839 [a] 91.961 [c] 23.649 [c] 1.591.151 1.591.151 0 0 0

Cer

eal

Triticale (em grão) 278.333 [a] 0 0 278.333 278.333 0 0 0 Fava (em grão) 13.181 [a] 0 0 13.181 13.181 0 0 0 Soja (em grão) 52.304.600 [c] 368.000 [c] 22.435.100 [c] 30.237.500 13.672.250 13.672.250 0 [f] 2.893.000 Ervilha (em grão) 5.674 [a] 0 0 5.674 0 5.674 0 0 Feijão (em grão) 3.021.641 [a] 100.719 [c] 2.302 [c] 3.120.058 0 3.120.058 0 0

Legu

min

osa

Amendoim (em casca) 315.239 [a] 152 [c] 58.959 [c] 256.432 0 256.432 0 0

Café (em grãos) 2.145.265 [b] 22 [c] 1.352.097 [c] 793.190 0 793.190 0 0 Batata-doce 513.646 [a] 0 0 513.646 0 513.646 0 0 Batata-inglesa 3.130.174 [a] 0 0 3.130.174 0 3.130.174 0 0 Mandioca 25.872.015 [a] 9.641 [c] 12.932 [c] 25.868.724 0 25.868.724 0 0 Alho 86.199 [a] 132.531 [c] 832 [c] 217.898 0 217.898 0 0

Prod

ução

Não

Exp

osta

Hor

taliç

a

Cebola 1.137.684 [a] 0 0 1.137.684 0 1.137.684 0 0

SOMA PRODUÇÃO NÃO EXPOSTA 144.936.041 7.854.689 24.969.218 127.821.512 46.893.184 76.566.803 4.150.000 2.893.000

Fonte: Elaborado pelo autor, com base em: [a] - (IBGE 2005a); [b] - (LSPA, 2005); [c] - (CONAB, 2007); [d] - (MAPA, 2007a); [e] - (MAPA, 2007b); [f] - (MAPA, 2007c); [g] - (IBGE, 2003). Nota: *Uso interno = (Produção + Importação – Exportação).


Tabela 4.3 - Dados de produção, importação, exportação e disponibilidade interna e per capita de carnes, ovos, leite e peixe de água doce no Brasil em 2005. Disponibilidade

Uni

d.

Uni

d.

Uni

d.

Produto Produção Importação Exportação Interna U

nid.

per capita U

nid.

(milhões de hab.) Referência

Carne da avicultura 9.348.000,0 t … … 2.845.900,0 t 6.502.100,0 t 35,3 kg hab.-1 184,3 (CONAB, 2007) Carne bovina 9.455.000,0 t* 52.500,0 t* 1.923.100,0 t* 7.584.400,0 t* 41,2 kg hab.-1 184,3 (CONAB, 2007) Carne suína 2.708.000,0 t* 700,0 t* 621.700,0 t* 2.087.000,0 t* 11,3 kg hab.-1 184,3 (CONAB, 2007) Carne de cabras e ovelhas 191.294,8 t 4.817,0 t 144.721,0 t 46.573,8 t 0,265 kg hab.-1 175,75 [a] [b] [c] [d] [e] Ovos de galinha**

(em massa) 1.629.936,7 t 248,2 t 28.769,3 t 1.601.422,9 t 9 kg hab.-1 (CONAB, 2007)

( em unidades - unid.) 2,23E+10 unid. 3.400.000,0 unid. 394.100.000,0 unid. 2,19E+10 unid. 119,0 Unid hab.-1 184,3 (CONAB, 2007)

Leite de vaca (+ derivados)*** 21.433.748,0 t 72.820,0 t 78.366,0 t 21.428.202,0 t 116,2 kg hab.-1 184,3 (CONAB, 2007)

Peixe de água doce 373.293,0 … … … … … 373.293,0 t 2,124 kg hab.-1 175,75 Nota: * Equivalente em carcaça. **As quantidades de ovos foram calculadas admitindo-se um peso de 73g/ovo (PINA, 2007). *** A quantidade de leite produzida se refere ao valor fornecido no Censo Agropecuário de 2006 (IBGE, 2007), e o valor foi considerado em massa. A produção de carne de cabras e ovelhas [a] foi estimada a partir da soma da quantidade de carne classificada como outras carnes exportadas [b] em (CONAB, 2007) + a quantidade de carne de cabrito + carneiro (0,265 kg hab. -1) da tabela de aquisição alimentar domiciliar per capita anual em 2002-2003 (IBGE, 2003) considerando-se uma população média (em 2002-03) de 175,75 milhões de habitantes. A disponibilidade interna [c] foi obtida da soma das quantidades per capita anual de carne de cabrito e carneiro [d] adquiridas em 2002-2003 (IBGE, 2003) por uma população (média dos dois anos) de 175,75 milhões de habitantes [e]. Para peixes de água doce foi estimada a quantidade de disponibilidade interna, a partir dos dados da quantidade adquirida per capita anual de pescados de água doce (IBGE, 2003) 2,124, vezes a população média no Brasil nos anos 2002-03.

Fonte: Elaborado pelo autor com base em (IBGE, 2003); (IBGE, 2007); (CONAB, 2007) e (PINA, 2007).

A Tabela 4.4 foi deduzida da Tabela 4.3, haja vista a padronização na apresentação dos dados conforme as tabelas de

produção exposta e não exposta.

Capítulo 4 Resultados e Discussões

63

Tabela 4.4 - Produção, importação, exportação, e uso interno de carnes, ovos, peixe de água doce e leite e derivados - Brasil 2005

Tipo de Substrato Produtos Produção

(t) Nota Importação (t) Exportação

(t) Uso interno

(Prod.+ Import. - Export.)

Referência

Peixe de água doce 373.293,0 * … … 373.293,0 Peixe SOMA PEIXE 373.293,0 373.293,0 Carne da avicultura 9.348.000,0 … 2.845.900,0 6.502.100,0 (CONAB, 2007) Carne bovina 9.455.000,0 ** 52.500,0 1.923.100,0 7.584.400,0 (CONAB, 2007) Carne suína 2.708.000,0 ** 700,0 621.700,0 2.087.000,0 (CONAB, 2007) Carne de cabras e ovelhas 191.294,8 4.817,0 144.721,0 51.390,8 [a] [b] Carne SOMA CARNES 21.702.294,8 58.017,0 5.535.421,0 16.224.890,8 Ovos de galinha (em massa t) 1.629.936,7 *** 248,2 28.769,3 1.601.422,9 ( em unidades - unid.) 22.327.900.000,0 3.400.000,0 394.100.000,0 21.937.300.000,0 (CONAB, 2007) Ovos SOMA OVOS 1.629.936,7 248,2 28.769,3 1.601.422,9

Leite de vaca (+ derivados) 21.433.748,0 **** 72.820,0 78.366,0 21.428.202,0 (CONAB, 2007)

Leite SOMA LEITE 21.433.748,0 72.820,0 78.366,0 21.428.202,0 Nota:*Para peixes de água doce foi estimada a quantidade de disponibilidade interna, a partir dos dados da quantidade adquirida per capita anual de pescados de água doce (IBGE, 2003) 2,124, vezes a população média no Brasil nos anos 2002-03. **Equivalente em carcaça. ***As quantidades de ovos foram calculadas admitindo-se um peso de 73g ovo-1 (PINA, 2007). ****A quantidade de leite produzida se refere ao valor fornecido no Censo Agropecuário de 2006 (IBGE, 2007), e o valor foi considerado em massa. A produção de carne de cabras e ovelhas [a] foi estimada a partir da soma da quantidade de carne classificada como outras carnes exportadas [b] em (CONAB, 2007) + a quantidade de carne de cabrito + carneiro (0,265 kg/hab.) da tabela de aquisição alimentar domiciliar per capita anual em 2002-2003 (IBGE, 2003) considerando-se uma população média (em 2002-03) de 175,75 milhões de habitantes. Fonte: Elaborado pelo autor com base em (IBGE, 2003); (IBGE, 2007); (CONAB, 2007) e (PINA, 2007).


Na Tabela 4.5 são apresentados os números dos principais animais criados no

Brasil no ano de 2005. Esses animais, de modo geral visam a produção de carnes,

procriação de matrizes, produção de ovos e leite.

Tabela 4.5 - Quantidade identificada de animais de criação no Brasil em 2005.N° de animais

(2005) Tipo de animal de criação Referência

Suínos 34.100.000 (CONAB, 2007)Bovinos de corte* 184.310.000 …Aves de corte 812.500.000 (IBGE, 2005b)Aves de postura (galinhas) 89.238.000 (CONAB, 2007)Outros animais (cabras e ovelhas)** 20.965.799 (IBGE, 2007)Vacas leiteiras (ordenhadas) 20.820.000 (EMBRAPA, 2006)Nota:* Refere-se à quantidade total de 205.130.000 animais (CONAB, 2007) menos a quantidade de vacas ordenhadas em 2005. ** efetivo de animais identificados no censo agropecuário de 2006, somados os caprinos e ovinos.

4.2 Modelagem do destino ambiental utilizando o conceito de fugacidade nível I

A modelagem do destino ambiental dos poluentes hexaclorobenzeno e

naftaleno foi então calculada de acordo com o conceito de fugacidade nível I,

conforme a aplicação das equações descritas no Capítulo 3.

Na Tabela 4.6 são apresentados os valores das capacidades de fugacidade de

cada compartimento ambiental e para cada um dos poluentes avaliados.

Para o hexaclorobenzeno os maiores valores de capacidade de fugacidade (Z)

avaliados foram encontrados para o solo (19,27 mol Pa-1 m-3) e para a capacidade

de fugacidade total da planta (67928,43 mol Pa-1 m-3).

No caso do Naftaleno os compartimentos que apresentaram as maiores

capacidades de fugacidade foram os compartimentos planta e solo, com valores de

(Z) iguais a 0,2826 mol. Pa-1 m-3 e 4,054 mol Pa-1 m-3, respectivamente.

Como no modelo de fugacidade nível I, é estabelecido um estado em que todas

as fugacidades são iguais e constantes em todos os compartimentos (MACKAY,

1991), a partir dos valores de capacidade de fugacidade (Z) para cada

compartimento ambiental, foi então calculada a fugacidade comum a todos os

compartimentos, para cada substância química.


Os resultados destes cálculos encontram-se na Tabela 4.7.

De acordo com as quantidades de 834 toneladas de cada um dos poluentes

avaliados, admitidas como emitidas no meio ambiente para simular a distribuição

ambiental destes poluentes, calculou-se então as concentrações de cada poluente

em cada compartimento ambiental modelado.

Tabela 4.6 - Cálculo da capacidade de fugacidade (Z) em cada compartimento ambiental

Substância química Comparti-mentos

Volume (m3) Capacidade de fugacidade (Z) Unidade Hexacloro-

benzeno Naftaleno

Ar 6,81E+15 Capacidade de fugacidade do Ar (ZA) (mol Pa-1 m-3) 0,000403621 0,000403621

Água doce de rios 5,55E+11

Capacidade de fugacidade da Água (Zw) (mol Pa-1 m-3) 0,005813953 0,022421525

Solo 1,27E+12 Capacidade de fugacidade do solo (ZS) (mol Pa-1 m-3) 19,27508072 0,282591935

Capacidade de fugacidade da Folha (também frutos) (ZF) (Exposta à deposição atmosférica) (mol Pa-1 m-3) 51,20915605 0,748104581

Planta

Capacidade de fugacidade da Raíz (ZR) (Não-Exposta à deposição atmosférica) (mol Pa-1 m-3) 169761,834 9,262124135

Capacidade de fugacidade do Caule (ZC) (Não-Exposta à deposição atmosférica) (mol Pa-1 m-3) 37,15915561 0,547995389

Produção Exposta à deposição atmosférica

Capacidade de fugacidade da Folha (também frutos) (ZF X 10%) (mol Pa-1 m-3) 5,120915605 0,074810458

4,91E+07 Capacidade de fugacidade Total da Produção Exposta (ZF_Exp.) (mol Pa-1 m-3) 5,120915605 0,074810458

Capacidade de fugacidade da Raíz (ZR x 40%) (mol. Pa-1 m-3) 67904,73359 3,704849654

Produção Não-Exposta à deposição atmosférica Capacidade de fugacidade do

Caule (ZC x 50%) (mol Pa-1 m-3) 18,5795778 0,273997695

1,74E+08 Capacidade de fugacidade Total Produção Não Exposta (ZRC_N-

Exp.) (mol Pa-1 m-3) 67923,31317 3,978847348

Total Planta

Capacidade de fugacidade total da planta (Zp = (0,1.ZF)+ (0,4.ZR + 0,5.ZC)) (mol Pa-1 m-3) 67928,43408 4,053657806

Na Tabela 4.7 os valores de concentração em (g m-3) revelaram que as

concentrações mais significativas obtidas para o hexaclorobenzeno, assim como

para o naftaleno, foram para os compartimentos planta e solo.


A concentração do hexaclorobenzeno na planta foi de 1,45 g m-3, e no solo foi

de 4,12x10-4 g m-3.

Para o naftaleno a concentração no compartimento planta foi estimada um valor

de 1,08x10-3 g m-3, e no solo foi de 7,55x10-5 g m-3.

Tabela 4.7 - Resultados dos cálculos de fugacidade nível I, concentração e quantidade de cada poluente em cada compartimento ambiental

Substância química Parâmetro Unidade Hexacloro-

benzeno Naftaleno

Σ(Zi.Vi) somatória de Z.V (mol Pa) 3,90E+13 3,12E+12Fugacidade f (Pa) 7,51E-08 2,08E-06Massa molecular (g mol-1) 284,78 128,18Quantidade emitida do poluente no meio ambiente f=QT/Σ(Zi.Vi) t 834 834 mols 2.928.576,45 6.506.475,27Concentração no ar CA = f.ZA (mol m-3) 3,03E-11 8,41E-10Concentração na água CW = f.ZW (mol m-3) 4,37E-10 4,67E-08Concentração no solo CS = f.ZS (mol m-3) 1,45E-06 5,89E-07Concentração na vegetação (produção exposta) CF_Exp. = f.ZF_Exp. (mol m-3) 3,85E-07 1,56E-07Concentração na vegetação (produção não-exposta) CRC_N-Exp. = f.ZRC_N-Exp. (mol m-3) 5,10E-03 8,29E-06

Concentração total na vegetação (produção exposta + não exposta) Cp = f.(ZF_Exp.) + f.(ZR_N-Exp.) + f. (ZC_N-Exp.) (mol m-3) 5,10E-03 8,45E-06Concentração no ar CA = f.ZA (g m-3) 8,63E-09 1,08E-07Concentração no água CW = f.ZW (g m-3) 1,24E-07 5,99E-06Concentração no solo CS = f.ZS (g m-3) 4,12E-04 7,55E-05Concentração na vegetação (produção exposta) CF_Exp. = f.ZF_Exp. (g m-3) 1,10E-04 2,00E-05Concentração na vegetação (produção não-exposta) CRC_N-Exp. = f.ZRC_N-Exp. (g m-3) 1,45E+00 1,06E-03

Concentração total na vegetação (produção exposta + não exposta) Cp = f.(ZF_Exp.) + f.(ZR_N-Exp.) + f. (ZC_N-Exp.) (g m-3) 1,45E+00 1,08E-03Quantidade no ar QA = CA .VA (g) 5,88E+07 7,35E+08Quantidade na água QW = CW.VW (g) 6,89E+04 3,32E+06Quantidade no solo Qs = Cs.Vs (g) 5,23E+08 9,58E+07Quantidade na vegetação (produção exposta) QF_Exp. = CF_Exp..VF_Exp. (g) 5,38E+03 9,82E+02Quantidade na vegetação (produção não-exposta) QRC_N-Exp. = CRC_N-Exp..VRC_N-Exp. (g) 2,52E+08 1,85E+05

Quantidade total na vegetação (produção exposta + não exposta) Qp = (CF_Exp.. VF_Exp) + (CRC_N-Exp..VRC_N-Exp.) (g) 2,52E+08 1,86E+05


Na Tabela 4.8 é apresentada a distribuição ambiental percentual dos poluentes

em cada um dos compartimentos ambientais avaliados. Os maiores valores de (Pi)

revelam os compartimentos preferenciais de cada poluente. Nota-se então que para

o poluente hexaclorobenzeno, os compartimentos nos quais esta substância possui

maior preferência, são o solo e a vegetação não exposta, com valores de 62,82% e

30,25%, respectivamente.

De acordo com BAIRD (2002) o hexaclorobenzeno é muito mais solúvel em

meios orgânicos do que em água (solubilidade em água 0,0062 g m-3), por isso não

apresentou uma quantidade expressiva na água. E, quando presente no solo não é

facilmente lixiviado para a água subterrânea, e apresenta também uma volatilização

vagarosa em aterros (CETESB, 2001).

No caso do naftaleno o compartimento que apresentou maior preferência pela

substância foi o ar, apresentando um alto valor de 88,14%. No solo foi estimado um

valor de 11,50%.

A preferência do naftaleno pelo ar é explicada pelo fato deste composto ser um

sólido volátil (BAIRD, 2002).

Os compartimentos ambientais que apresentaram uma maior vulnerabilidade

na preferência da distribuição dos poluentes avaliados, de forma geral foram o solo,

o ar e a vegetação não exposta.

Tabela 4.8 - Distribuição percentual (%) do hexaclorobenzeno e naftaleno nos compartimentos ambientais aplicando-se o conceito de fugacidade nível I

Substância química Compartimentos ambientais Hexaclorobenzeno Naftaleno

(Pi %) (Pi %) Ar 7,0500 88,1400

Água doce (rios) 0,0080 0,3900

Solo 62,8200 11,5000

Plantas

Vegetação Exposta à deposição atmosférica 0,0006 0,0001

Vegetação Não Exposta à deposição atmosférica 30,2500 0,0220

TOTAL 100 100


4.3 Exposição Humana

Na etapa referente a exposição humana, o primeiro passo foi o cálculo dos

fatores de bitotransferência (BTF). Durante a definição da metodologia para se

estimar os BTFs para os diversos substratos, percebeu-se ás particularidades

inerentes a cada substrato, por isso os mesmos apresentaram formas distintas de

cálculo. Os BTFs e conseqüentemente os fatores de bioacumulação (ou

bioconcentração) (BAFs) foram baseados de acordo com as correlações com os

coeficientes de partição octanol-água (kow) dos contaminantes, e demonstraram ser

uma alternativa muito útil e válida, devido a facilidade de uso, simplicidade e o baixo

custo e tempo para aquisição dos dados, se comparadas aos ensaios práticos para

a determinação destes parâmetros.

Na Tabela 4.9 são apresentados os valores dos BTFs calculados para todos os

substratos considerados. No caso do BTF para o ovo em relação ao

hexaclorobenzeno, que devido ao seu elevado valor log Kow (5,73) e de acordo com

as condições estabelecidas na equação de cálculo (Equação 3.20) adotou-se o valor

limite de 0,1. Tal limite foi estabelecido, justamente para se evitar inconsistências

nos resultados, caso contrário, os resultados dos BAFs para o ovo indicariam

quantidades de contaminantes no ovo muito superiores às possíveis.

Tabela 4.9 - Fatores de Biotransferência dos contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno para os substratos ou rotas de

exposição (e)

Contaminante Hexaclorobenzeno Naftaleno

BTFe - Fatores de Biotransferência para os substratos (e) [dia kg-1] [dia kg-1] BTF carne bovina 0,012970797 4,81911E-05 BTF carne suína 0,040293696 0,000149705 BTF carne cabra/ovelha 0,041055392 0,000152535 BTF carne frango 0,23125078 0,000859178 BTF ovo 0,1 0,015848932 BTF leite 0,004265795 1,58489E-05

Na Tabela 4.10 são apresentados os valores dos BAFs calculados para todos

os compartimentos ambientais relacionados aos respectivos substratos de

exposição. Os BAFs relacionados ao naftaleno apresentaram em geral valores mais


baixos que os BAFS apresentados para o hexaclorobenzeno. Fato ocorrido pois o

BAF é resultante da multiplicação dos valores BTF pela taxas de ingresso individuais

de cada tipo de animal.

Depois de estabelecido os valores de BTFs e BAFs partiu-se então para a

etapa de cálculo das taxas de ingresso direto e indireto de cada meio ou

compartimento ambiental. Os resultados são apresentados nas Tabelas 4.11 e 4.12,

respectivamente.

Tabela 4.10 - Fatores de Bioacumulação (BAFn,e) do compartimento (n) para o substrato ou rota de exposição (e), para os contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno

Contaminante Hexaclorobenzeno Naftaleno

Para o substrato ou rota de exposição

Via o meio ou compartimento ambiental

BAFn,e [kgn kge-1] BAFn,e [kgn kge

-1] Fibras (vegetação) 3,3724E-01 1,2530E-03Alimento industrial de origem vegetal 1,0766E-02 3,9999E-05Água 3,8912E-01 1,4457E-03Solo 3,8912E-03 1,4457E-05Ar C

arne

bov

ina

1,2452E+00 4,6263E-03Fibras (vegetação) 3,1026E-01 1,1527E-03Alimento industrial de origem vegetal 4,6338E-02 1,7216E-04Água 2,8206E-01 1,0479E-03Solo 1,6117E-03 5,9882E-06Ar C

arne

suí

na

2,9011E+00 1,0779E-02Fibras (vegetação) 1,8885E-01 7,0166E-04Alimento industrial de origem vegetal 6,9794E-03 2,5931E-05Água 2,8739E-01 1,0677E-03Solo 4,1055E-03 1,5254E-05Ar

Car

ne d

e ca

bra/

ove

lha

2,9560E+00 1,0983E-02Fibras (vegetação) 8,0938E-02 3,0071E-04Alimento industrial de origem vegetal 4,6250E-03 1,7184E-05Água 2,3125E-02 8,5918E-05Solo 2,3125E-04 8,5918E-07Ar

Car

ne d

e fra

ngo

6,1050E-01 2,2682E-03Fibras (vegetação) 5,1190E-04 1,9019E-06Alimento industrial de origem vegetal 5,9721E-04 2,2189E-06Água 4,2658E-04 1,5849E-06Solo 8,5316E-06 3,1698E-08Ar

Ovo

s

1,1262E-02 4,1841E-05Fibras (vegetação) 2,3888E-01 8,8754E-04Alimento industrial de origem vegetal 1,3693E-02 5,0875E-05Água 2,5595E-01 9,5094E-04Solo 3,4126E-03 1,2679E-05Ar

Leite

6,2451E-01 2,3203E-03Peixes de água doce 2,7504E-01 1,5840E-01


Tabela 4.11 - Resultados dos cálculos das taxas de ingresso diretos dos meios ou compartimentos ambientais (n)

Ingresso Direto do meio (n) IRn,direto

[m3 ano-1] Ar 9,0833E+11 IRa,direto

Água IRw,direto 1,3700E+08 Produção exposta IRprod.exp.,direto 4,9146E+07 Produção Não exposta IRprod.ñ-exp.,direto 1,2156E+08

Densidades: Ar, 1,2 kg m-3; Água, 1000 kg m-3; Prod. Exp., 820 kg m-3 e Prod.NãoExp., 835 kg m-3

As taxas de ingresso direto permaneceram as mesmas para o

hexaclorobenzeno e naftaleno, pois ao contrário das taxas de ingresso indireto, não

levam em consideração os específicos fatores de bioacumulação.

O mesmo não é valido para o cálculo das taxas de ingresso indireto dos

compartimentos ambientais via substrato de exposição (Tabela 4.12). As

substâncias hexaclorobenzeno e naftaleno apresentaram resultados bastante

distintos, haja vista que na taxa de ingresso indireto do meio ou compartimento

ambiental foi considerado o fator de bioacumulação (BAFn,e), e neste caso, todos os

resultados de cada um dos compartimentos para os diferentes substratos são

somados para se obter a soma do ingresso de determinado meio via todas as rotas

ou substratos de exposição. As somas dos resultados IRn,direto mais IRn,indireto são

então multiplicados pelas respectivas concentrações nos compartimentos ambientais

(Tabela 4.13, concentração expressa em kg m-3), como descrito no Capítulo 3,

fornecendo então o ingresso humano cumulativo (In) de cada compartimento

ambiental. Esses resultados são apresentados na Tabela 4.14.


Tabela 4.12 Resultados dos cálculos das taxas de ingresso indiretos dos meios ou compartimentos ambientais (n) a partir das rotas ou substratos de exposição (e)

IR IR n,indireto[m3 ano-1]

Hexaclorobenzeno

n,indireto[m3 ano-1] Ingresso Indireto do meio

(n) IRn,indireto

Via rota, ou substrato de exposição (e) Naftaleno

Carne bovina 6,8714E+09 2,5529E+07Carne suína 4,5862E+09 1,7040E+07Carne de cabra/ovelha 4,7050E+08 1,7481E+06Carne de frango 3,3298E+09 1,2371E+07Ovos de galinha 3,5860E+08 5,6834E+07

Ar IRa,indireto

Leite de vaca 1,1137E+10 4,1379E+07

ΣIRa,indireto 2,6754E+10 1,5490E+08Carne bovina 2,5768E+06 9,5734E+03Carne suína 5,3507E+05 1,9879E+03Carne de cabra/ovelha 5,4891E+04 2,0393E+02Carne de frango 1,5135E+05 5,6233E+02Ovos de galinha 1,6300E+04 2,5834E+03Leite de vaca 5,4773E+06 2,0350E+04

Águ

a

IRw,indireto

Peixes de água doce 1,0259E+05 5,9083E+04

ΣIRw,indireto 8,9143E+06 9,4344E+04Carne bovina 1,7178E+04 6,3823E+01Carne suína 2,0383E+03 7,5731E+00Carne de cabra/ovelha 5,2277E+02 1,9423E+00Carne de frango 1,0090E+03 3,7489E+00Ovos de galinha 2,1733E+02 3,4445E+01

Solo

IRs,indireto

Leite de vaca 4,8686E+04 1,8089E+02

ΣIRs,indireto 6,9652E+04 2,9242E+02Carne bovina 2,7234E+06 1,0119E+04Carne suína 7,1776E+05 2,6667E+03Carne de cabra/ovelha 4,3988E+04 1,6344E+02Carne de frango 6,4602E+05 2,4002E+03Ovos de galinha 2,3854E+04 3,7806E+03Pr

oduç

ão

expo

sta

(Fib

ras)

IRprod.exp.,indireto

Leite de vaca 6,2342E+06 2,3163E+04

ΣIRprod.exp.,indireto 1,0389E+07 4,2292E+04Carne bovina 8,5380E+04 3,1721E+02Carne suína 1,0527E+05 3,9112E+02Carne de cabra/ovelha 1,5965E+03 5,9315E+00Carne de frango 3,6252E+04 1,3469E+02Ovos de galinha 2,7329E+04 4,3315E+03

Prod

ução

Não

ex

post

a (A

limen

to

indu

stria

l de

or

igem

veg

etal

)

IRprod.ñ-exp.,indireto

Leite de vaca 3,5093E+05 1,3039E+03

ΣIRprod.ñ-exp.,indireto 6,0677E+05 6,4843E+03Densidades: Ar, 1,2 kg m-3; Água, 1000 kg m-3, Solo, 1500 kg m-3; Prod. Exp., 820 kg m-3 e Prod.NãoExp., 835 kg m-3


Tabela 4.13 - Concentração dos contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno em kg m-3 nos compartimentos ambientais considerados

Contaminante Hexaclorobenzeno Naftaleno Concentração no compartimento ambiental (Cn)

[kg m-3] [kg m-3] Concentração no ar (Ca) 8,63E-12 1,08E-10Concentração na água (Cw) 1,24E-10 5,99E-09Concentração no solo (Cs) 4,12E-07 7,55E-08Concentração na produção exposta (Cprod.exp.) 1,10E-07 2,00E-08Concentração na produção não exposta (Cprod.ñ-exp.) 1,45E-03 1,06E-06

Tabela 4.14 - Resultados dos cálculos do Ingresso Humano Cumulativo dos contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno pela inalação e ingestão direta e indireta dos compartimentos

ambientais ar, água, solo, produção exposta, e produção não exposta (vegetação) Contaminante

Ingresso Humano Cumulativo (I) através dos compartimentos ambientais (n) Hexaclorobenzeno Naftaleno

[kg ano-1] [kg ano-1] Ingresso humano cumulativo através do ar (Ia) 8,069799757 98,11672933Ingresso Humano Cumulativo (I) por Inalação (Ia,inalação) 8,069799757 98,11672933Ingresso humano cumulativo através do água (Iw) 0,018093371 0,821195122

Ingresso humano cumulativo através do solo (Is) 0,028696691 2,20777E-05

Ingresso humano cumulativo através da produção exposta (Iprod.exp.) 6,548912789 0,983772675

Ingresso humano cumulativo através da produção não exposta (Iprod.ñ-exp.) 177137,2956 128,8571728Ingresso Humano Cumulativo (I) por Ingestão (Iw;s;prod.exp;prod.ñ-exp.,ingestão) 177.143,8913 130,6622Ingresso Humano Cumulativo Total (Itotal = Ia,inalação + Iw;s;prod.exp;prod.ñ-exp.,ingestão) 177.151,9611 228,7789A ingestão de solo é considerada como ocorrendo acidentalmente

Conhecendo-se então os valores de ingresso cumulativo humano total de cada

um dos contaminantes, as frações de ingresso (iF) foram calculadas e são

apresentadas na Tabela 4.15.

A partir do conceito de fração de ingresso no contexto do transporte multimeios

e espacial, foi evidenciado que o destino de uma substância química e a exposição


humana estão associadas com a produção e ingestão de alimentos, abastecimento

de água, ingestão acidental de solo e inalação.

A avaliação completa do destino e exposição possibilitou para uma escala

regional brasileira, estimar a massa das substâncias químicas (ou concentração) nos

compartimentos ambientais considerados, bem como as quantidades que

ingressaram na população via as rotas de exposição.

Tabela 4.15 - Resultados dos cálculos das Frações de Ingresso (iF) para os contaminantes hexaclorobenzeno e naftaleno, para

serem utilizados no cálculo dos fatores de caracterização Contaminante Fração de

Ingresso (iF) Hexaclorobenzeno Naftaleno [kgingressado kgemitido

-1] iF(substância) 0,212412423 0,000274315 Referente a uma taxa de emissão no meio ambiente de 834.000,0 kg ano-1 para cada substância

4.4 Cálculo dos Fatores de Caracterização

De posse dos valores calculados das iF para os contaminantes

hexaclorobenzeno e naftaleno pôde-se então finalizar os cálculos dos Fatores de

Dano Humano (HDF) para uma abordagem de ponto final ou dano (endpoint), bem

como para os cálculos dos Potenciais de Toxicidade Humana (HTP) para a

abordagem de ponto médio (midpoint).

A Tabela 4.16 apresenta os resultados dos fatores de caracterização

calculados para o hexaclorobenzeno e para o naftaleno, bem como os parâmetros

utilizados nas equações.


Tabela 4.16 – Fatores de caracterização calculados e parâmetros utilizados Contaminante Parâmetro Unidade Hexaclorobenzeno Naftaleno

Dose de Efeito (humanos) ED10h* (mg kg-1 dia-1) 0,075 6,1Peso médio do corpo (kg pessoa-1) 70 Expectativa de vida do brasileiro** (anos) 71 Número de dias no ano (dias) 365

Fator de efeito na saúde humana βhumano

(risco de incidência por kgingresso cumulativo) 7,3500E-07 0,01639

Valores DALY*** padrão (anos incidência-1) 13 1,3 Fatores de caracterização Fator de dano Humano (HDF) (DALY kgemitido

-1) 2,0296E-06 3,2227E-12

Potencial de Toxicidade Humana (HTP) (kgeq. hexaclorobenzeno kgemitido

-1) 1,0000E+00 1,5878E-06

*ED10h Hexaclorobenzeno (CRETTAZ et al, 2002), ED10h Naftaleno (PENNINGTON et al, 2002). **(IBGE, 2002). ***DALY - Anos de vida perdidos ajustados por incapacidade, valores padrão cancerígenos e não cancerígenos, respectivamente (KELLER, 2005).

É usual nos métodos de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV) a

apresentação de fatores de caracterização individuais para a emissão em cada tipo

de compartimento ambiental, tais como para emissões no solo (agrícola ou urbano),

ar e água (superficial ou salgada). Contudo, aqui esta abordagem não foi possível,

devido a já comentada ausência de um inventário das emissões de substâncias

químicas lançadas anualmente nos compartimentos ambientais brasileiro.

Neste contexto, foram calculados então fatores de caracterização de ponto

médio (HTP) e de dano (HDF) para os dois poluentes avaliados, porém para um

cenário de emissão único, o meio ambiente.

No caso dos fatores de caracterização de ponto médio HTPs os quais têm suas

contagens expressas em kg-equivalente de uma substância de referência, o termo

kgeq hexaclorobenzeno expressa a quantidade de hexaclorobenzeno que iguala o impacto

do poluente considerado. Isto é uma forma de facilitar a comunicação e a

interpretação destes fatores de caracterização, já que são principalmente

interessantes para comparações relativas ao invés dos seus valores absolutos. Um

exemplo que facilita este entendimento é o caso dos gases causadores de efeito

estufa, que são todos relacionados ao potencial de aquecimento global (GWP –

Global Warming Potential) do dióxido de carbono (CO2) para a categoria de impacto


de mudança climática. O GWP do metano para uma escala de 500 anos é sete

vezes maior que o do CO2, assim seu fator de caracterização é 7 kgeq- CO2.

Como os valores calculados para os fatores de caracterização são totalmente

dependentes das quantidades das respectivas substâncias no meio ambiente, bem

como dos parâmetros de exposição humana adotados, se torna muito difícil uma

comparação entre os fatores de caracterização calculados (HTPs e HDFs) com os

adotados em uma infinidade de outros métodos, haja vista este caráter regional.

Os fatores de caracterização para o nível de dano, ou seja, os HDFs, provêm

uma estimativa do risco toxicológico e impactos associados com uma massa

especificada de um poluente emitido no meio ambiente. Como o HDF é expresso

pela unidade DALY kgemitido-1, o termo DALY (Disability Adjusted Life Years – anos de

vida perdidos ajustados por incapacidade) caracteriza a severidade, que representa

a quantidade de anos perdidos distribuído para uma população, e não por pessoa.

Apesar dos fatores de caracterização terem sido estimados a partir de uma

mesma quantidade de poluentes lançada no meio ambiente (834 toneladas no ano),

devido ás características particulares de cada poluente, no decorrer dos cálculos,

foram evidenciando seus compartimentos ambientais preferenciais,

conseqüentemente suas respectivas concentrações nestes compartimentos,

passando pela etapa de cálculo de ingresso cumulativo dessas substâncias, até

chegar aos resultados de fração de ingresso.

Isso explica o fato de o valor do HDF para o hexaclorobenzeno (2,0296E-06

DALY kgemitido-1) ter se apresentado muito superior ao do naftaleno (3,2227E-12

DALY kgemitido-1), pois para o naftaleno, para o ingresso cumulativo humano por

inalação (Ia,inalação) estimou-se um valor de 98,12 kg ano-1 e para o hexaclorobenzeno

um valor bem abaixo (Ia,inalação = 8,07 kg ano-1). Porém, esses valores somados aos

valores respectivos de ingresso cumulativo humano por ingestão (Iw;s;prod.exp;prod.ñ-

exp.,ingestão = 177.143,89 (hexaclorobenzeno) e 130,66 (naftaleno) kg ano-1 de cada

poluente, divididos pela taxa de emissão no ano (834.000,0 kg) resultaram em um

valor de fração de ingresso de 0,21241243 e 0,000274315 (kgingressado kgemitido-1) para

o hexaclorobenzeno e naftaleno, respectivamente.

Adicionalmente aos cálculos dos fatores de caracterização, há outras etapas

que poderiam ser demonstradas, tais como as etapas de normalização e

ponderação.


A normalização seria para analisar a quota respectiva de cada impacto para o

dano global da categoria considerada. Facilitando desta forma a interpretação da

avaliação de impacto, pois seria possível comparar diferentes categorias de impacto

sobre um mesmo gráfico (JOLLIET et al., 2003b). Entretanto, como aqui foi somente

considerada uma categoria de impacto e estabelecido apenas dois fatores de

caracterização, optou-se por não realizar a normalização.

A etapa de atribuição de peso também não foi considerada, pois de acordo com

a NBR ISO 14042 (ABNT, 2004b) (Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida), os

passos da ponderação são baseados em escolhas de valores e não são baseados

nas ciências naturais.

Capítulo 5 Conclusões e Recomendações 77

5. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

Para a realização da Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) no contexto brasileiro se

faz necessária à existência de um banco de dados regional de inventário do ciclo de

vida. Como exemplos podem ser citados, além dos inventários da produção do aço e

do alumínio já iniciados, a necessidade da construção de inventários do transporte,

da geração de energia hidrelétrica, entre outros. E, conseqüentemente também se

faz necessária a existência de métodos de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida

(AICV) que contemplem as especificidades do Brasil, pois um não tem razão de

existir, sem o outro. Uma vez que, seria uma pena se fossem desenvolvidos fatores

de caracterização para as categorias de impacto e não existir nenhum dado de

inventário, ou se os dados de inventário se quer sejam utilizados em AICVs

brasileiras.

O modelo IMPACT 2002 adotado como referencial metodológico demonstrou

ter sido uma escolha satisfatória, uma vez que as adaptações necessárias e

pertinentes para o Brasil foram perfeitamente possíveis de serem implementadas, tal

como no contexto da modelagem de destino ambiental, que foi calculada pela

abordagem da fugacidade nível I, e que originalmente no IMPACT 2002 é realizada

pelo uso de matrizes.

Com relação à modelagem do destino ambiental dos poluentes no meio

ambiente, o modelo de fugacidade nível I foi capaz de fornecer informações e dados

consistentes a respeito da distribuição percentual dos poluentes nos compartimentos

ambientais, bem como as concentrações finais do hexaclorobenzeno e naftaleno no

ambiente modelado para o Brasil. Como recomendação fica o desenvolvimento de

fatores de caracterização utilizando tipos mais complexos de fugacidade, tais como

os que incorporam advecção e degradações.

A metodologia adotada de acordo com MARGNI (2003) para se obter os

resultados pertinentes à exposição humana, demonstrou ter um caráter atualizado o

que resultou em dados consistentes. Uma vez que, foi possível traçar os múltiplos

caminhos ou rotas de exposição dos poluentes, evitando o uso de parâmetros com

níveis inconsistentes de conservantismo, descrevendo-se cenários o mais próximo

possível da realidade brasileira, baseados em dados estatísticos de produção.

Também foram incluídos dados atualizados sempre que possível para as

Capítulo 5 Conclusões e Recomendações 78

correlações dos fatores de bioacumulação (ou bioconcentração), principalmente para

outros tipos de carnes ao invés de correlações únicas para a carne bovina, como

ainda é adotado no IMPACT 2002.

Referente às taxas de ingresso de alimento individuais dos animais de criação

utilizados para os cálculos de ingresso indireto aos humanos, talvez fosse

necessária uma melhor definição dessas quantidades para os animais criados no

Brasil, haja vista a vocação e o nível tecnológico de produção e criação destes

animais no País.

No que se refere ao cálculo propriamente dito dos fatores de caracterização de

ponto médio (Potencial de Toxicidade Humana - HTP) e de dano (Fator de Dano

Humano – HDF) a estrutura do método proposto demonstrou também ter sido uma

escolha acertada, pois o objetivo de se estimar os fatores de caracterização para a

categoria de impacto toxicidade humana foi atingido. E, assim sendo, a partir do

estudo aqui proposto verificou-se que é possível a determinação dos fatores de

caracterização adicionais para outras substâncias químicas.

Um outro fato muito importante identificado foi a constatação da ausência de

um inventário de emissões de substâncias químicas em cada compartimentos

ambiental no Brasil, inventário este, diferente dos a pouco citados, sendo exclusivo

de emissões de substâncias químicas independente da fonte ou classe de fonte

geradora e emissora. O conhecimento destas quantidades representaria uma valiosa

informação a respeito das quantidades emitidas no meio ambiente, e partir destas

informações seria possível a determinação de uma infinidade de outros fatores de

caracterização para outras substâncias químicas, modelando desta forma um

método para a realização da AICV no contexto brasileiro.

A estruturação e desenvolvimentos deste inventário de emissões poderia ser

possível pela união de esforços entre as indústrias, organizações não

governamentais (ONGs), órgãos governamentais e ambientais e universidades com

o objetivo comum de criar medidas que viabilizassem a identificação e quantificação

das substâncias químicas lançadas no meio ambiente no Brasil.

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