Resolução do Conselho de Ministros n.º 92/2000 — Opta pela co-incineração como método de tratamento de resíduos industriais perigosos

Os sistemas de lavagem tipo húmido podem remover outros compostos, como o mercúrio, com eficiências que variam entre 0% e >99%, com a maior parte dos valores de eficiência situando-se na gama 15%-60% (USEPA, 1999c). Esta gama de eficiências de remoção deve-se a uma variedade de factores que inclui:

ii) Perfil de temperaturas - o perfil de temperaturas dentro do sistema tem influência no estado de oxidação do mercúrio, um arrefecimento muito rápido dos gases dificulta a formação de HgCl(índice 2) e diminui a eficácia de remoção do mercúrio pelo sistema de lavagem dos gases;

iii) Parâmetros de funcionamento do scrubber - a eficiência de remoção do HgCl(índice 2) é afectada pelas características do sistema de lavagem. Quando o licor de lavagem tem pH>7 e, principalmente, se há iões sulfito no licor, o Hg(elevado a 2+) absorvido pode ser reduzido a mercúrio metálico que é reemitido para a fase gasosa.

Sistema de despoeiramento

As partículas geradas durante a combustão, ou resultantes da lavagem dos gases, são removidas com sistemas de despoeiramento colocados a jusante do scrubber. Os próprios scrubber, se forem do tipo húmido, têm capacidade para remover uma parte substancial das partículas do efluente gasoso.

Do mesmo modo que numa unidade cimenteira, os sistemas de despoeiramento utilizados em incineração dedicada são do tipo ciclone, precipitador electrostático e filtro de mangas. O ciclone, como tem uma eficiência baixa para partículas de menores dimensões, é tipicamente incorporado na unidade como um sistema de pré-filtração para remover uma fracção, que pode ser elevada, das partículas sobre-micrométricas, de modo a descongestionar os sistemas de filtração, precipitador electrostático ou filtro de mangas, colocados a jusante.

Os precipitadores electrostáticos têm uma eficiência de remoção elevada para as partículas de grandes e pequenas dimensões e podem trabalhar tanto a baixas como a altas temperaturas. Não havendo tantos problemas de controlo das concentrações de CO nas incineradoras dedicadas como nos fornos de clínquer, o problema da necessidade de desligar o fornecimento de energia eléctrica por perigo de explosão põe-se muito menos frequentemente neste caso. Existem precipitadores electrostáticos especialmente construídos para fazer a colheita de partículas líquidas, podendo mesmo ser utilizada uma corrente de água para limpar os eléctrodos. Estas características fazem com que os precipitadores electrostáticos sejam os únicos sistemas de remoção de partículas que podem funcionar em conjunto com sistemas de lavagem de gases ácidos específicos, como os scrubber húmidos.

Um sistema de despoeiramento com precipitador electrostático bem concebido inclui:

ii) Sistemas avançados de controlo de voltagem;

iii) Ciclos de rapping optimizados;

iv) Geometria dos eléctrodos apropriada para altas voltagens;

vi) Condicionamento do efluente com água ou reagentes para diminuir a resistividade das cinzas volantes.

Nestas condições um precipitador electrostático consegue limitar normalmente os níveis de partículas na chaminé para valores abaixo dos 35 mg/Nm(elevado a 3). Alguns fornecedores de equipamento garantem valores de concentração abaixo dos 10 mg/Nm(elevado a 3) (USEPA, 1999c).

Os filtros de mangas são actualmente os métodos de filtração mais utilizados nas incineradoras modernas. A eficiência dos filtros de mangas é igual, ou superior, à dos precipitadores electrostáticos, principalmente para partículas muito finas, os novos designs de filtros de mangas e os novos materiais aplicados, como o Teflon, permitem eficiências de colheita elevadas para todas as gamas de partículas a temperaturas razoavelmente altas. As partículas colhidas sobre a tela filtrante formam um bolo através do qual tem de passar o gás efluente. O contacto estreito entre as partículas e o gás aumenta a eficiência de adsorção dos poluentes. Isto é especialmente importante para a remoção dos gases ácidos pelas partículas básicas injectadas no scrubber a montante.

Os filtros de mangas só podem operar em condições de subsaturação em vapor de água. A presença de água líquida daria características de agregação do bolo que, por um lado, provocariam uma queda de pressão rápida e a colmatação do filtro, e que por outro lado dificultariam a sua remoção periódica da tela filtrante. Haveria ainda um aumento de corrosão acentuado e um encurtamento do tempo de vida do sistema de despoeiramento.

Uma incineradora de resíduos perigosos com filtros de mangas, se utilizar técnicas correctas de manutenção e ciclos apropriados de limpeza, consegue níveis de emissão de partículas da ordem dos 35 mg/Nm(elevado a 3). Se a tela filtrante for tipo membrana de alto rendimento (Teflon, por exemplo) podem ser atingidos de uma forma contínua níveis de concentração de partículas na chaminé de 2 mg/Nm(elevado a 3) (Feldt, 1995).

Sistema para a remoção de VOC, dioxinas e metais voláteis

Os sistemas de lavagem e despoeiramento não conseguem remover uma fracção considerável de compostos voláteis tóxicos como certos hidrocarbonetos perigosos, dioxinas e metais voláteis. Estas substâncias têm de ser removidas do efluente antes da sua emissão pela chaminé, quer por adsorção sobre sorventes específicos, quer por destruição por um material catalisador. Na indústria de incineração tem sido experimentado e aplicado um conjunto de agentes adsorventes, dos quais o mais eficaz e comum é o carvão activado. O carvão activado tem uma superfície específica elevada (300 m2-1500 m2/g), tendo a superfície características químicas e propriedades catalíticas que o tornam apropriado para a adsorção e remoção de um número diverso de compostos voláteis. A adição de certos compostos químicos ao carvão activado pode aumentar a eficácia de remoção para certos poluentes de mais difíceis características de adsorção.

O carvão activado pode ser introduzido no sistema de tratamento de efluentes, quer sob a forma de um leito fixo, usualmente situado após o sistema de despoeiramento, quer por injecção na forma de suspensão antes do sistema de despoeiramento, com recolha no despoeirador. Este último método é utilizado somente em associação com os filtros de mangas devido à eficiência acrescida de remoção durante a passagem do gás através do bolo contendo as partículas de carvão activado, depositado sobre a tela filtrante, e também devido aos perigos de incêndio resultantes da adição de um material combustível ao precipitador electrostático.

Normalmente os sistemas de leito fixo dão eficiências de remoção mais elevadas do que o sistema de injecção. A eficiência de remoção é dependente de várias variáveis, que incluem:

ii) As características de adsorção do carvão para cada poluente;

iii) A razão entre o volume de gás efluente e a massa de carvão presente;

iv) O tempo de contacto entre o gás e as partículas;

A adição de carvão activado permite uma remoção das dioxinas/furanos com uma eficiência sempre elevada. Em sistemas de injecção de carvão a eficiência é da ordem dos 99% quando os níveis nos efluentes são mais elevados, como é o caso da utilização de caldeiras de recuperação de calor. Quando os gases já contêm níveis baixos de dioxinas, a eficiência de remoção por injecção de carvão activado é algo menor, da ordem dos 95%. Os sistemas de leito fixo conseguem remoções mais elevadas do que os sistemas de injecção de carvão, consistentemente acima dos 99% de eficiência de remoção. De qualquer modo, a utilização de carvão activado permite sempre a obtenção de concentrações de dioxinas/furanos na chaminé abaixo dos 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3), com níveis atingindo os 0,005 ng TEQ/Nm(elevado a 3) em alguns casos (USEPA, 1999a).

O carvão activado é necessário para a remoção de mercúrio não removido pelo scrubber quando os resíduos queimados têm contaminações importantes deste metal. A aplicação de carvão activado por injecção na conduta ou no scrubber permite eficiências de remoção de mercúrio próximas dos 80% quando efectuada em incineradoras usando técnicas BAT (USEPA, 1999c). O rendimento de remoção pode atingir valores >95% com a injecção de maiores quantidades de carvão activado, utilização de carvão especialmente impregnado (com enxofre ou iodo) e a diminuição da temperatura dos gases. O uso de carvão em leito fixo permite eficiências de remoção do mercúrio superiores a 99%, principalmente quando se usa carvão activado impregnado. O tipo de carvão activado tem uma influência grande na sua capacidade para remoção de mercúrio. O mercúrio na forma de vapores metálicos só é adsorvido eficazmente por carvão activado impregnado. O mercúrio na forma oxidada (HgCl(índice 2)) adsorve facilmente sobre carvão activado não impregnado.

Outros sistemas de tratamento de efluentes complementares ou alternativos

As incineradoras usam frequentemente outras técnicas de controlo para os poluentes atrás referidos ou para outros. O controlo dos óxidos de azoto é efectuado por diminuição da temperatura máxima da chama, por utilização de queimadores de baixo NO(índice x), ou por adição de reagentes redutores, com ou sem a utilização de catalisadores, de modo semelhante ao descrito anteriormente para o controlo da emissão de NO(índice x) em fornos de cimenteiras. A utilização de sistemas de catalisação para a redução do NO(índice x) (SCR) pode permitir também a destruição/remoção de compostos orgânicos tóxicos e de dioxinas/furanos. Nestes catalisadores, constituídos por substâncias como os óxidos de vanádio e tungsténio, depositados sobre uma matriz de óxido de platina, a oxidação catalítica das dioxinas/furanos ocorre a temperaturas de 250ºC-350ºC. Eficiências de remoção de dioxinas/furanos na gama 95%-98% foram observadas em experiências efectuadas à escala industrial em incineradoras de resíduos urbanos na Europa, com níveis de emissão controlada <0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3) (USEPA, 1999c). O sistema de remoção catalítica tem de ser instalado depois do sistema de despoeiramento para diminuir os problemas de envenenamento do catalisador por gases ácidos, metais e partículas. Tal pode obrigar a um reaquecimento dos gases efluentes para se atingir o nível óptimo de reacção catalítica.

4.3 - Vantagens comparativas da incineração dedicada a da co-incineração em cimenteiras

Os processos de incineração dedicada e de co-incineração em fornos de cimenteiras são os únicos que, de um modo generalizado, são utilizados à escala comercial nos países industrializados para a destruição térmica de resíduos industriais perigosos. Existe um número importante de unidades de incineração e co-incineração a funcionar em paralelo e concorrência na América do Norte e na União Europeia. A existência dos dois tipos de solução é uma demonstração pragmática de que nenhuma das duas alternativas tem vantagens claras e insofismáveis sobre a outra e de que ambas as soluções podem ser aplicadas na destruição térmica dos resíduos perigosos.

O problema que se põe na escolha da melhor solução não é, assim, uma escolha clara entre branco e preto, mas antes a avaliação entre dois graus diferentes de cinzento, tentando pesar as vantagens e desvantagens de cada solução, que são variáveis com a área geográfica, com a competição existente no mercado, com o tipo de resíduos existente e com a evolução actual e futura em termos de resíduos produzidos, métodos alternativos de tratamento, técnicas de controlo de efluentes e custos de operação.

Nas páginas seguintes procuraremos fornecer uma listagem das vantagens e desvantagens mútuas de cada uma das duas técnicas, procurando dar uma opinião, necessariamente com algum carácter subjectivo, sobre a importância relativa de cada uma das vantagens e desvantagens relativas.

As incineradoras dedicadas permitem uma maior maleabilidade na escolha do local de instalação, de modo a minimizar os efeitos ambientais relativos às emissões e os custos e riscos do transporte dos resíduos desde os seus locais de produção. A co-incineração em cimenteiras só pode ser efectuada em unidades já existentes e dá uma possibilidade de escolha muito menor. Além do mais, muitas cimenteiras, como as portuguesas, têm uma idade relativamente elevada e embora, em vários casos, tenham sido instaladas em locais relativamente ermos, a falta de uma política de ordenamento do território permitiu fazer crescer o número de habitações e de população nas suas redondezas, que são densamente habitadas.

As incineradoras dedicadas necessitam de um volume mínimo de resíduos perigosos para tratar, por ano, para poderem ter custos de tratamento suportáveis pela indústria, em termos de competição internacional. Isso obriga a concentrar o tratamento de resíduos perigosos num número de unidades restritas, que em Portugal se limitaria a uma única unidade. A co-incineração não é tão exigente em termos do volume de resíduos a tratar porque o objectivo principal do forno da cimenteira continua a ser a produção de clínquer. Assim, a queima pode ser efectuada em cada local com um menor volume de resíduos tratados, em cada ano, o que implica uma possível menor carga local de efluentes.

As incineradoras dedicadas permitem uma maior abrangência no tipo de resíduos a tratar que as cimenteiras. Nos fornos de cimento não podem ser queimados resíduos com níveis elevados de cloro, devido aos problemas que o cloro põe no processo de fabricação do clínquer, nem resíduos com mercúrio, porque as cimenteiras não permitem o controlo deste metal tóxico, que sairia maioritariamente pela chaminé. As incineradoras dedicadas, se possuírem as técnicas BAT, incluindo scrubber e sistema de carvão activado, podem lidar com resíduos contendo níveis mais elevados de cloro e mercúrio. Isto põe o problema do destino a dar a este tipo de resíduos se for instalado unicamente o sistema de co-incineração em Portugal.

Se o território português fosse um espaço fechado, a capacidade da incineração para tratar uma gama de resíduos mais vasta seria certamente uma vantagem importante em relação à co-incineração. No entanto, o mercado europeu já é e ainda virá a ser mais, previsivelmente, um mercado aberto à circulação para reciclagem, tratamento, etc., dos resíduos perigosos. Assim, existem já na Europa unidades especialmente adaptadas ao tratamento de resíduos perigosos especiais, como os hidrocarbonetos halogenados, para as quais poderão ser exportados os volumes minoritários de resíduos perigosos que não podem ser tratados num sistema de co-incineração. Prevê-se ainda que, no futuro, o volume de resíduos com certos contaminantes, como o mercúrio, venha a ser cada vez mais reduzido devido ao efeito das políticas que restringem a sua utilização industrial.

As unidades de incineração dedicada têm como única finalidade lidar com resíduos perigosos e, por conseguinte, há a perspectiva de que o pessoal numa unidade deste tipo esteja melhor treinado e seja mais sensível aos problemas ambientais do que as pessoas que laboram numa cimenteira, que têm uma outra cultura industrial que necessariamente se prende com optimização da produção de cimento aos mais baixos custos possíveis. Este é um daqueles pontos de discussão que não pode facilmente ser provado, nem num sentido nem no outro, e que só pode ser demonstrado a posteriori pela verificação do desempenho de cada tipo de sistema de tratamento. Não existem, tanto quanto o sabemos, estudos comparativos sobre esta variável, devido possivelmente à só recente introdução de práticas de incineração e co-incineração modernas e reguladas no mercado dos países industrializados.

É preciso ter em atenção que um dos aspectos mais importantes, sob o ponto de vista do impacte ambiental, no tratamento de resíduos industriais perigosos, se encontra associado à recepção, à caracterização e à homogeneização dos resíduos, de maneira a obter um combustível com características estáveis e apropriadas. Esta parte fundamental do tratamento térmico dos resíduos é efectuada nos dois casos em instalações específicas por pessoal especialmente treinado. Na co-incineração a recepção e homogeneização são mesmo frequentemente efectuadas em instalações externas à unidade cimenteira. Contudo, na parte que diz respeito à co-incineração propriamente dita dentro da unidade cimenteira, é necessário um esforço de formação e fiscalização suplementar para que a cultura industrial dos gestores e operários vigente no passado não resulte num laxismo das rígidas normas de procedimento que é necessário adoptar quando a unidade se encontra a co-incinerar resíduos perigosos.

O investimento na instalação de uma unidade de incineração de resíduos perigosos dedicada é bastante maior do que o necessário para adaptar uma cimenteira para a co-incineração. Como consequência, os custos de tratamento de resíduos são bastante mais elevados numa incineradora dedicada do que numa cimenteira. Não existem tabelas fixas e preços claros sobre o custo de tratamento de cada tipo de resíduos pelos dois processos, até porque os preços aplicados no mercado europeu parecem ser afectados pela concorrência verificada entre co-incineradoras e incineradoras. O custo depende do tipo de resíduos e tem muito a ver com a contaminação em substâncias tóxicas e o seu conteúdo energético e em matéria-prima. Certos resíduos com elevado valor energético até poderão ter um custo de tratamento negativo, dependendo do preço do combustível tradicional e da competição existente no mercado. Do que nos foi dado observar, o preço de tratamento de resíduos pela incineração é pelo menos o dobro do requerido pela co-incineração.

Na incineração o preço final é dependente do investimento de capital na construção da unidade, que incide tanto menos no serviço prestado quanto maior for a capacidade construída. Assim, na actualidade não se constroem unidades com capacidades inferiores a 30000 t de resíduos tratados por ano. Esta capacidade instalada obriga a que haja uma quantidade de resíduos a tratar próxima da capacidade nominal, para que os custos finais sejam suportáveis. Se tal não acontecer, por falta de resíduos, ou pelo aparecimento de métodos alternativos de tratamento mais baratos, os custos de tratamento de resíduos pela incineradora dedicada e os seus prejuízos podem mesmo disparar. Uma situação deste tipo está a suceder na Alemanha, que investiu, com incentivos governamentais, fortemente no tratamento por incineração dedicada.

Actualmente a competição efectuada pelas cimenteiras, tanto a nível interno como em países vizinhos, como a Bélgica, põe problemas económicos à incineração dedicada.

TABELA 4.3

Comparação dos custos de investimento e operação para o tratamento térmico de 200000 t/ano de resíduos perigosos (Degré, comunicação pessoal, 2000; Degré, 1996)

(ver tabela no documento original)

Existe neste momento uma luta entre os lobbies da incineração e da co-incineração ao nível do domínio do mercado de resíduos. Se tal luta resultar numa abertura interna do mercado europeu de resíduos, nenhum Governo nacional deverá tomar opções de gestão de resíduos sem ter em atenção as consequências e os efeitos deste mercado.

A importância do valor energético dos resíduos já é manifestamente elevada na Europa. Em 1997, a co-incineração em cimenteiras consumia 1,9 Mt de resíduos anualmente na Europa, constituindo os resíduos 1%-20% do material combustível utilizado na produção de cimento (RDC e KEMA, 1999). É expectável que a competição pela utilização e a valorização térmica de resíduos vá aumentar no futuro em resultado do aumento de custo dos combustíveis fósseis e dos problemas de contingentação da libertação de gases com efeitos de estufa. Assim, a instalação de qualquer unidade de tratamento térmico de resíduos em Portugal terá de ter em atenção a competição pelos outros países europeus, nomeadamente pela vizinha Espanha, o país que poderá pôr maiores problemas de competição pelo custo menor dos transportes envolvido. A instalação em Portugal de uma unidade com maiores custos de tratamento, como é o caso da incineradora dedicada, poderá ter como consequência o desvio dos resíduos para unidades de co-incineração em Espanha, com a consequente falta de resíduos para incinerar e os respectivos prejuízos económicos.

A implementação da co-incineração em cimenteiras portuguesas pode ter vantagens importantes para estas, as quais podem laborar com um combustível mais barato, ou até receber dinheiro por ele. Este factor permitirá uma maior competitividade interna e externa da indústria cimenteira nacional, possibilitando que lhe seja exigida a aplicação de novas técnicas de tratamento e controlo de efluentes que estão constantemente a ser desenvolvidas, tais como o controlo na emissão de NO(índice x) por redução catalítica (SCR), antes de outras unidades cimenteiras menos competitivas, com a consequente melhoria da qualidade ambiental, local e regional.

Actualmente não há uma certeza clara da quantidade de resíduos perigosos gerados no País, nem se sabe minimamente como evoluirá a produção de resíduos perigosos no futuro. Há também um esforço nacional e internacional para a não-produção de resíduos, a sua reutilização ou a sua reciclagem. A quantidade de resíduos perigosos produzidos no futuro vai depender muito do êxito destes esforços. Uma incineradora, para não ter prejuízos elevados, precisa de ter resíduos para queimar numa quantidade razoável, de acordo com a capacidade para que foi construída. No caso da co-incineração em cimenteiras, o problema dos fluxos de resíduos é muito menos importante, devido ao menor investimento e ao facto de que o objectivo prioritário da cimenteira a co-incinerar continuar a ser a produção de cimento. Assim, a instalação da co-incineração previsivelmente levará a uma maior capacidade no futuro para adaptação às novas condições de políticas ambientais, que estão em constante mudança, com efeitos imprevisíveis em relação à gestão dos resíduos perigosos na próxima década. A instalação de uma unidade de incineração dedicada poderá resultar no surgimento de pressões políticas para que o fluxo de resíduos perigosos para incineração se mantenha dentro dos parâmetros desejados pela incineradora, mesmo que não seja este o sistema ambientalmente mais correcto para o País.

Como se compara, sob o ponto de vista das emissões de poluentes, a incineração dedicada com a co-incineração? Normalmente, a capacidade de um sistema para a destruição térmica de um resíduo é expressa em termos da sua eficiência de destruição e remoção - DRE (destruction and removal efficiency). O valor de DRE para os resíduos orgânicos tóxicos deve, de acordo com a legislação norte-americana (Federal Register, 1999a, 1999b), ser superior a 99,99%, ou mesmo 99,9999% para as dioxinas/furanos. O valor do DRE calcula-se por medição dos fluxos do poluente no efluente gasoso e do poluente nos resíduos/combustível queimados. Um valor de DRE elevado não significa necessariamente uma destruição eficaz do poluente. Por exemplo, pode haver um valor de DRE elevado para uma incineradora em relação ao mercúrio existente nos resíduos, sem qualquer destruição, já que o mercúrio é um elemento praticamente indestrutível. O valor do DRE para o mercúrio só é elevado porque o metal é eficientemente colhido dos efluentes gasosos pelo scrubber e pelo carvão activado. Durante a incineração, o poluente «mercúrio» não foi destruído, mas sim concentrado sobre o carvão activado e na lixívia de lavagem do scrubber, que são novos resíduos perigosos que necessitam de um tratamento e uma armazenagem cuidadosos.

A capacidade de destruição dos poluentes pelo processo de tratamento térmico deve ser expressa antes pela denominada eficiência de destruição - DE (destruction efficiency). A eficiência de destruição é calculada medindo os fluxos de entrada do poluente e os fluxos de saída nos efluentes gasosos, nos efluentes líquidos, e nas cinzas e outros efluentes sólidos. O valor de DE para os metais e outros elementos tóxicos é de 0%. Esse valor pode e deve ser muito elevado para o tratamento térmico de compostos orgânicos.

Os fornos das cimenteiras trabalham a temperaturas acima dos 1200ºC, com tempos de residência de quatro a seis segundos. Os fornos das incineradoras dedicadas atingem temperaturas acima dos 850ºC-1100ºC com tempos de residência acima deste valor de dois segundos. Assim, devido às características térmicas, o valor de DE para os compostos orgânicos é maior num forno de cimenteira do que no forno de uma incineradora. As incineradoras dedicadas só conseguem níveis de DRE para os compostos orgânicos semelhantes (e talvez até melhores em algumas situações) do que os obtidos nos fornos de cimento, porque possuem um sistema bastante sofisticado de tratamento dos gases efluentes que remove os inqueimados da fase gasosa, concentrando-os nas resíduos sólidos e líquidos. Normalmente, estes resíduos, após tratamento e estabilização, são colocados em aterros de resíduos perigosos. Não existem actualmente estudos que permitam conhecer com segurança quais as consequências a longo prazo da colocação destes contaminantes em aterros.

Um dos tipos de poluentes normalmente mais discutidos na imprensa é o das dioxinas/furanos. Os níveis de dioxinas/furanos emitidos por incineradoras dedicadas e cimenteiras co-incineradoras a operar com as técnicas BAT são presumivelmente muito menos relevantes, em termos de contaminação ambiental, do que as emissões de outras fontes, tais como a queima de madeira em habitações e os incêndios florestais (v. tabela 2.1). Vamos comparar, mesmo assim, as emissões da co-incineração com a incineração dedicada.

Estatisticamente, está demonstrado que os fornos das cimenteiras emitem as mesmas quantidades de dioxinas quando estão a queimar resíduos tóxicos do que quando estão a utilizar somente combustível normal. As dioxinas/furanos presentes nos resíduos são eficazmente destruídas pela alta temperatura do forno de clínquer. As dioxinas/furanos emitidas pela chaminé são sintetizadas no sistema de despoeiramento a partir de precursores orgânicos maioritariamente volatilizados da farinha no pré-aquecedor, sendo a velocidade de formação apreciavelmente dependente da temperatura prevalecente no sistema de despoeiramento. Em fornos de cimento actuais com técnicas BAT, de controlo de temperatura do sistema de despoeiramento, os níveis de dioxinas/furanos nos gases efluentes são sempre menores do que 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3), com valores por vezes encontrados uma ordem de grandeza mais baixos.

Numa incineradora dedicada moderna, a combustão, embora não tanto como no forno de uma cimenteira, também é bastante completa e as dioxinas/furanos presentes nos resíduos são eficazmente destruídas pela temperatura. No entanto, as incineradoras modernas contêm caldeiras recuperadoras de calor para obter custos de incineração mais baixos. Os efluentes do forno, ao passarem pela caldeira, arrefecem lentamente, dando origem à síntese de dioxinas/furanos a partir de precursores orgânicos não completamente destruídos no forno. Em consequência, as concentrações de dioxinas/furanos nos gases à saída da caldeira são da ordem dos 1 ng-40 ng TEQ/Nm(elevado a 3), bastante mais elevados do que os emitidos pelas chaminés dos fornos de cimento. A utilização de carvão activado permite reduzir as concentrações nos gases de escape para valores abaixo dos 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3). No entanto, é preciso ter em atenção que isto acontece sem destruição das dioxinas/furanos, que são somente transferidas para os resíduos sólidos com o carvão activado. Poderemos então concluir que, embora os valores de DRE para as dioxinas sejam semelhantes na incineração e na co-incineração (se não atendermos ao facto de que as cimenteiras emitem os mesmos fluxos de dioxinas a co-incinerar ou não resíduos perigosos), o valor de DE para as dioxinas/furanos é claramente favorável à co-incineração em fornos de cimento.

Um dos problemas que se põe em relação à destruição térmica de resíduos perigosos está relacionado com a capacidade que deve ter o sistema de tratamento térmico para destruir sistematicamente os compostos orgânicos nos resíduos, permitindo, o menos possível, a existência de períodos de mau funcionamento com a saída de inqueimados pelas chaminés. Para reduzir, ou mesmo evitar, o surgimento de episódios de emissão, tanto a incineração dedicada como a co-incineração em cimenteiras estão providas de sistemas de medição e controlo que automaticamente cortam o fornecimento de resíduos ao forno quando as condições de queima, imprevisivelmente, se situam fora dos parâmetros necessários para uma destruição de resíduos eficaz.

Os fornos de cimento têm uma inércia térmica elevada devido à grande massa de matéria-prima presente e, por conseguinte, têm mais facilidade em manter uma temperatura estabilizada do que os fornos de uma incineradora dedicada, que não têm uma tão elevada inércia térmica.

Por sua vez, o processo de incineração dedicada funciona com um excesso de oxigénio mais elevado durante a combustão do que um forno de cimento. Normalmente, o forno de uma incineradora dedicada trabalha com uma percentagem de oxigénio de 5%-7% à saída do forno, enquanto que o forno de clínquer opera com níveis de oxigénio à saída do forno de 2%-4%. Há assim numa incineradora dedicada menores probabilidades de acontecer uma incursão para condições de combustão com deficiência de oxigénio, por qualquer motivo inesperado como seja uma variação brusca das características do poder calorífico do resíduo. O funcionamento do forno de clínquer a mais baixos níveis de excesso de oxigénio não é nenhum problema intrínseco ao processo industrial. Os fornos das cimenteiras podem operar sem qualquer problema a níveis mais elevados de oxigénio. Os níveis baixos normalmente utilizados têm a ver unicamente com aspectos de maximização da eficiência térmica do processo e minimização no consumo de combustível.

Quando houver, e se houver, um episódio de combustão incompleta de resíduos perigosos, a incineradora dedicada estará melhor preparada para lidar com o acidente sem deixar sair efluentes gasosos para a atmosfera. O sistema de lavagem e de carvão activado permite-lhe remover do efluente gasoso os compostos orgânicos inqueimados.

Como foi referido anteriormente, a eficiência de destruição, DE, para metais e outros elementos tóxicos é nula e, por conseguinte, toda a massa de metais tóxicos que entra para o processo de tratamento térmico tem de sair nos efluentes ou produtos acabados. Na incineração e na co-incineração há uma fracção minoritária dos metais que é emitida com os efluentes gasosos na forma de vapores ou de partículas em suspensão. A grande maioria do material metálico tóxico condensa no interior do forno e é removida pelo sistema de despoeiramento. Na co-incineração em cimenteiras os metais são agregados ao clínquer e incorporados no cimento. Na incineração dedicada os metais tóxicos concentram-se nas cinzas, passando estas a constituir um resíduo de características perigosas que requer manuseamento adequado.

O impacto ambiental dos metais tóxicos na incineração e na co-incineração coloca-se assim, principalmente, em termos dos efeitos relativos no ambiente que causam a disposição das cinzas na incineração e a utilização de cimento contendo metais tóxicos resultantes da co-incineração.

As cinzas e escórias da incineração são normalmente estabilizadas com a adição de materiais aditivos, de modo a fixar os metais, e colocadas em aterro de resíduos perigosos. Os aditivos são misturados com as cinzas (visando a redução da taxa de migração de contaminantes, dos resíduos), reduzindo-se a sua toxicidade (LaGrega, et al., 1994). A estabilização é usualmente feita recorrendo ao cimento e a água para hidratação, caso os resíduos não tenham água suficiente.

A estabilização das cinzas com cimento apresenta bons resultados para substâncias inorgânicas, especialmente as que contêm metais pesados. Em resultado do pH alcalino do cimento, os metais são retidos em formas insolúveis, de hidróxidos ou sais carbonatados, dentro da estrutura rígida cristalina (LaGrega, et al., 1994). Ainda assim, os aterros de resíduos industriais que recebem os blocos de cinzas imobilizadas estão equipados com sistemas colectores de lixiviados, pois na prática verifica-se por vezes a existência de lixiviados tóxicos com possibilidade de contaminação de terrenos e águas subterrâneas.

Quanto à qualidade do cimento produzido na co-incineração de RIP, embora o problema seja bastante complexo, existem indicações de que, sob o ponto de vista prático, os efeitos são nulos ou muito reduzidos. Importa lembrar antes de mais que o cimento produzido com recurso exclusivo ao combustível fóssil (cimento convencional) é fabricado com material da crusta terrestre e contém quantidades importantes de metais tóxicos e não tóxicos, pelo que se requer mesmo alguns cuidados na sua utilização, nomeadamente por parte dos operários da construção civil, durante o seu manuseamento.

Num estudo da Portland Cement Association, citado pela USEPA (Federal Register, 1995), refere-se que a quantidade de crómio lixiviável, tanto no cimento produzido a queimar RIP como no cimento convencional, está na gama 10 ppm-15 ppm, níveis para os quais podem ocorrer dermatites se não se tomar precauções adequadas para evitar o contacto dérmico. Karstensen (1994) comparou a qualidade ambiental do cimento convencional com a de cimentos especiais, produzidos utilizando RIP como combustível auxiliar, concluindo que a quantidade adicional de metais pesados no clínquer dada a utilização de RIP é pequena para a maioria dos elementos, e não mensurável para outros.

A utilização de RIP como combustível auxiliar na produção de cimento pode, por vezes, motivar o acréscimo das concentrações de tóxicos no cimento, sendo os metais, dado o facto de ficarem extensivamente retidos no clínquer, os mais estudados. No entanto, não se pode avaliar a qualidade do cimento com base na concentração total de metais nele contida. Essa avaliação deve ser feita em termos do potencial de lixiviação do betão e materiais de construção produzidos a partir desse cimento (van der Sloot e Hoede, 1997; van der Sloot, 1999; Sprung et al., 1994).

Assim, para se determinar a taxa de migração potencial de tóxicos do cimento, recorre-se aos testes de lixiviação. Existem diversos testes de lixiviação, sendo variáveis alguns parâmetros de cada teste, consoante o objectivo do mesmo. Podemos encontrar testes com diversos tempos de aplicação, tamanhos das partículas variáveis, banhos de lixiviação com diferentes características químicas, etc. A taxa de lixiviação obtida depende desses parâmetros (Hohberg e Rankers, 1994).

A selecção de um determinado teste de lixiviação depende assim do objectivo final do estudo a que se destina, sendo difícil extrapolar os resultados para o meio real, dada a dificuldade de este ser reproduzido em laboratório. É sabido que a solubilidade dos metais é baixa em meios alcalinos como o cimento. Contudo, na natureza, a capacidade de neutralização ácida do cimento poderá ser eventualmente ultrapassada ao fim dos muitos anos de tempo de vida da estrutura construída, e os níveis de pH podem decair, com o aumento acentuado da solubilidade dos metais (Eckert e Guo, 1997). Os testes utilizados normalmente no laboratório procuram representar o comportamento a longo prazo pela adição de ácidos de lixiviação mais concentrados, ou mesmo pela desagregação do material de construção em pequenas partículas de modo a aumentar a superfície de ataque químico. A sua fiabilidade não é totalmente segura, principalmente nos efeitos a longo prazo, devido à dificuldade de aferição com dados reais.

Embora em número não muito elevado, existem publicados resultados de experiências de lixiviação de metais por cimentos normais e resultantes da co-incineração. Van der Sloot e Hoede (1997) verificaram que o grau de lixiviação de materiais feitos com cimentos especiais resultantes da co-incineração não excedia o grau de lixiviação de materiais construídos com cimento normal. Para constituintes importantes, como o Cr, verificou-se mesmo uma menor lixiviação, apesar de uma maior composição total. Num estudo descrito por Karstensen (1994), no qual se confronta a qualidade do cimento convencional com a de cimentos produzidos a queimar RIP, recorrendo a vários testes de lixiviação, também se conclui que a lixiviabilidade do cimento convencional é aproximadamente igual à dos cimentos especiais, estando os resultados dos diversos testes em concordância. Schneider (1998) também refere que a lixiviação de metais tóxicos de betão inteiro ou esmagado, fabricado a partir de cimento produzido por co-incineração, é irrelevante, produzindo níveis no líquido lixiviado significativamente abaixo dos limites máximos recomendados para água potável.

No caso de produtos de cimento pós fim de vida, isto é, após a destruição da estrutura construída e a desagregação do material em partículas, a situação torna-se mais complexa: se escombros de construção são reutilizados como agregados no betão, mais uma vez os valores de lixiviação não se afiguram problemáticos, pois o ambiente químico é governado pela matriz do cimento que garante valores baixos de lixiviação. Quando os escombros de construção são reutilizados como agregados não ligados hidraulicamente, por exemplo para estabilização de estradas, o problema ambiental pode assumir alguma relevância, pois espécies de aniões oxigenados (cromato, sulfato, etc.) podem exceder os limites críticos de acordo com o regulamento holandês (Van der Sloot e Hoede, 1997; Van der Sloot, 1999). A situação é igualmente relevante para materiais construídos com cimentos normais e cimentos especiais (obtidos por co-incineração de resíduos perigosos).

A USEPA, em resposta a uma petição de cidadãos para a etiquetagem do cimento especial, considera, com base na avaliação de estudos efectuados anteriormente, que os cimentos resultantes da co-incineração não dão origem a uma lixiviação significativamente diferente dos cimentos normais (Federal Register, 1995). Eckert e Guo (1997) contestam parcialmente estas conclusões com base em estudos de lixiviação efectuados em vários tipos de cimento, tendo concluído existir maior lixiviação potencial quando o conteúdo do cimento em metais é mais elevado. Os autores, em testes realizados com produtos de cimento em meios moderadamente clorados, observaram lixiviação de crómio em quantidades superiores às permitidas pelos National Primary Drinking-Water Standards, em três das quatro amostras analisadas.

Tendo em atenção toda a informação experimental existente e embora não haja uma certeza absoluta, não é de prever um impacte ambiental significativo da utilização de cimento obtido pela co-incineração de resíduos perigosos. Por uma questão de precaução, deve ser limitado o conteúdo em metais tóxicos nos resíduos perigosos a co-incinerar, de maneira a que os níveis normais de contaminantes metálicos existentes no cimento não sejam excedidos de uma forma significativa. Esta precaução é especialmente importante para a utilização do cimento em reservatórios e condutas de água de abastecimento às populações. Tendo estes aspectos em atenção a legislação suíça impõe directivas para a quantidade máxima permissível de metais pesados e elementos vestigiais tóxicos no clínquer e no cimento (SAEFL, 1998).

TABELA 4.4

Gama de concentrações de metais e outros elementos atómicos no cimento produzido com combustíveis clássicos (Degré, 1996).

(ver tabela no documento original)

A determinação do destino ambientalmente mais correcto para cada resíduo nem sempre é uma tarefa simples. Embora, sob o ponto de vista ambiental, haja uma ordem de prioridades de solução para o destino dos resíduos que passa pela não produção, reutilização, reciclagem, valorização, destruição e colocação em aterro, nem sempre a ordem correcta é esta para todos os tipos de resíduos e para todas as situações. Há mesmo situações em que uma visão mais simples, com base no senso comum, parece apontar claramente numa dada direcção e que estudos mais aprofundados revelam que as soluções baseadas no senso comum e princípios generalistas dão impactes ambientais mais negativos que outras opções consideradas à primeira vista como ambientalmente menos correctas.

A solução mais correcta para cada tipo de resíduo e para cada situação só pode ser totalmente avaliada, e mesmo assim com um carácter não completamente objectivo, pela análise do ciclo de vida (LCA) do resíduo e pela avaliação comparativa dos ciclos de vida alternativos para diversas soluções de tratamento/reciclagem/reutilização. A LCA é um processo complexo, prolongado e custoso que só agora começa a ser implementado.

Existem assim muito poucos resultados de LCA publicados. Nem sempre as conclusões dos estudos de LCA podem ser extrapoladas para situações diferentes daquelas que foram objecto de avaliação.

A avaliação comparativa da incineração dedicada e da co-incineração em cimenteiras, sob o ponto de vista do impacte ambiental, só se pode fazer verdadeiramente através da LCA alternativa para cada tipo de resíduo tratado por um ou outro processo. Tal objectivo é manifestamente impossível dentro do prazo proposto para elaboração do relatório a esta Comissão e dentro das suas capacidades em pessoal e conhecimentos científicos específicos.

Através de contactos pessoais e ou pesquisa bibliográfica, conseguiu-se ter acesso a três estudos de LCA de comparação entre o tratamento por incineração dedicada e por co-incineração, alguns deles não publicados. Schneider (1998) apresentou um estudo de LCA comparativo para o balanço na emissão de CO(índice 2), consumo energético e produção de resíduos tóxicos, aplicado à situação alemã. A comparação cobre a queima alternativa de plásticos num forno de siderurgia, numa cimenteira e numa incineradora dedicada. Os resultados mostram que a queima de 1 kg de plástico num forno de cimento reduz a emissão de gases de estufa em aproximadamente 1 kg (de equivalentes de CO(índice 2)), enquanto a incineração dedicada emite um adicional de 0,87 kg de CO(índice 2). A co-incineração também é mais vantajosa em termos da energia poupada e na redução da massa de resíduos tóxicos.

As vantagens da co-incineração derivam de um modo importante do facto de que num forno de cimento os resíduos substituem totalmente o combustível normal, em termos energéticos. Cada joule de energia térmica produzida pela queima de resíduos perigosos permite poupar uma quantidade de carvão, ou fuel, equivalente à mesma energia de um joule. Uma incineradora dedicada não é tão eficaz. Se não houver aproveitamento energético com caldeira de recuperação, a poupança de combustível é mesmo negativa, sendo necessário consumir mais combustível clássico para apoiar a incineração do resíduo. Se houver aproveitamento energético, com caldeira de recuperação de energia e produção de electricidade, a situação já não é tão negativa. No entanto, como o rendimento na caldeira de uma incineradora é bastante menor do que numa central termoeléctrica, a substituição do combustível clássico é sempre parcial e incompleta.

(ver figura no documento original)

Figura 4.6 - Avaliação integrada do impacte ambiental da queima de plásticos por três métodos de valorização/eliminação (adaptado de Schneider, 1998)

A Comissão Europeia encomendou um estudo comparativo da performance ambiental da incineração dedicada e da co-incineração em cimenteiras (RDC e KEMA, 1999). A comparação teve como ferramenta a LCA, aplicada aos impactes ambientais do esgotamento de recursos energéticos, gases de estufa, SO(índice 2), ácidos clorídrico e fluorídrico, NO(índice x), compostos orgânicos tóxicos, metais tóxicos e partículas (v. tabela 4.5). Para um cenário de rendimento energético na produção de electricidade de 21% (considerado o valor de rendimento médio das incineradoras europeias), e aplicação de todas as técnicas de controlo BAT, a incineração só é ambientalmente mais vantajosa do que a co-incineração no que diz respeito às emissões de HCl e HF. Para todos os outros poluentes e parâmetros, a co-incineração é mais amigável do que a incineração dedicada. Esta comparação não entra em conta com os impactes negativos dos resíduos sólidos, considerados mais importantes na incineração dedicada.

A TNO, Holanda (Degrée, 1996; Zeevalkink et al., 1996) realizou um estudo de LCA comparativo, para o tratamento de quatro tipos de resíduos industriais perigosos (solventes, lamas de tinta, bolo de filtragem e lamas de ETAR) em cimenteira e por incineração dedicada na Holanda/Bélgica. A LCA foi efectuada tendo em atenção as emissões para o ar, a água e o solo causadas pela queima dos resíduos e as emissões alternativas evitadas pelo tratamento dos resíduos por incineração, ou co-incineração. A tabela 4.6 mostra o impacte ambiental detalhado para o exemplo das lamas de tinta, após terem sido atribuídos pesos relativos para cada efeito ambiental. Na tabela, os valores negativos indicam um benefício para o ambiente.

A tabela 4.7 apresenta um resumo do impacto ambiental directo e indirecto da queima dos quatro tipos de resíduos pelos dois processos. Como é possível verificar, a análise do ciclo de vida para o tratamento destes quatro tipos de resíduos mostra que os impactes directos no ambiente são da mesma ordem de grandeza para os dois processos de tratamento. No entanto, a co-incineração apresenta uma clara vantagem, por comparação com a incineração dedicada, no que concerne o impacte causado pelos resíduos gerados, ou evitados, pelo processamento térmico, devido à incorporação dos resíduos no clínquer.

TABELA 4.5

Quadro comparativo dos impactes ambientais da incineração dedicada e da co-incineração em cimenteira

São apresentados resultados para um cenário base de rendimento energético na incineração dedicada de 21%, comparado com energia eléctrica produzida numa central termoeléctrica de ciclo combinado e para cenários alternativos de rendimento energético 18% e 25% (RDC e KEMA, 1999). A negro, a co-incineração é vantajosa; a branco, a incineração é vantajosa; a cinzento, as duas alternativas são equivalentes.

(ver tabela no documento original)

TABELA 4.6

Estudo comparativo de LCA para a queima de lamas de tinta por co-incineração em cimenteira e por incineração dedicada (adaptado de Zeevalkink et al., 1996; Degrée, 1998) (valores negativos indicam benefícios para o ambiente)

(ver tabela no documento original)

A capacidade de um processo para o tratamento térmico dos RIP pode também ser avaliada com base nas normas de emissão impostas pelos órgãos legislativos. As normas de emissão reflectem normalmente as capacidades das técnicas BAT utilizadas na indústria respectiva, principalmente se as normas forem recentes, e são por consequência um espelho, embora não perfeito, das características de emissão de cada processo industrial. Além do mais, as normas de emissão representam as emissões máximas permitidas pela lei, que não podem ser ultrapassadas sem a consequência de uma penalização. Em relação à incineração dedicada e à co-incineração em cimenteiras saíram recentemente directivas para os EUA, em Setembro de 1999 (Federal Register, 1999b), tendo também sido aprovada legislação para a União Europeia no Parlamento Europeu, em 15 de Março de 2000, estando actualmente em fase de aprovação final (CCE, 1999; Parlamento Europeu, 2000), pelo que se poderá plenamente considerar esta legislação como representativa das BAT de cada um dos dois processos industriais.

TABELA 4.7

Resumo do estudo comparativo de LCA para a queima de quatro tipos de resíduos perigosos de tinta por co-incineração em cimenteiras e por incineração dedicada (adaptado por Zeevalkink et al., 1996; Degrée, 1996) (valores negativos indicam benefícios para o ambiente).

(ver tabela no documento original)

A tabela 4.8 apresenta os valores padrão de emissão para a atmosfera de poluentes, permitidos pela União Europeia para a incineração dedicada e para a co-incineração em cimenteiras. Como comparação, na tabela são também apresentadas as normas de emissão norte-americanas para a co-incineração e portuguesas para a indústria do cimento a queimar combustíveis clássicos (Diário da República, 1993). Com o objectivo de se permitir uma comparação mais fácil, os valores de emissão são referidos na mesma base, isto é, para ar seco com 10% de O(índice 2), à temperatura padrão de 273 K e pressão de 101 kPa.

TABELA 4.8

Comparação das normas de emissão de poluentes para a atmosfera, para cimenteiras a funcionar normalmente, para cimenteiras a co-incinerar RIP e para incineradoras dedicadas. São comparados valores limite de emissão impostos pela legislação portuguesa, dos EUA e da União Europeia [todos os valores são apresentados em mg/m3 (ng/m3 para dioxinas/furanos) e adaptados para atmosfera seca a 273 K, 101 kPa e 10% O(índice 2)].

(ver tabela no documento original)

Da tabela é possível concluir que as exigências da legislação europeia são bastante semelhantes para a incineração dedicada e para a co-incineração. As excepções são as partículas e o NO(índice x), para os quais os limites das incineradoras dedicadas são mais baixos. Estes dois compostos são característicos do processo de produção de clínquer e não seria expectável que as normas de emissão fossem as mesmas que na incineração dedicada, a qual lida com quantidades de partículas enormemente mais baixas e com temperaturas de combustão substancialmente inferiores. A tabela permite também verificar que a legislação europeia é bastante mais exigente do que a dos EUA, para os limites de emissão pela co-incineração.

Os limites de emissão de poluentes que vigoram actualmente em Portugal para a indústria do cimento são bastante mais elevados do que os impostos para a co-incineração, tanto para os poluentes típicos da indústria do cimento (como as partículas e o NO(índice x)), como para compostos orgânicos e metais. Poderemos pois concluir que a instalação da co-incineração numa instalação cimenteira portuguesa obrigará a um controlo mais apertado das emissões, que poderá mesmo resultar, no casos em que actualmente só se respeite tangencialmente as normas de emissão, numa melhoria da qualidade do ar na região envolvente da unidade fabril.

5 - Resíduos, tratamento dos resíduos e saúde humana: Avaliação dos riscos

5.1 - Avaliação dos riscos

Ao longo dos séculos, os resíduos estiveram presentes no ambiente humano e continuarão provavelmente a afectá-lo no futuro imaginável. Embora os resíduos sejam essencialmente um subproduto dos estilos de vida, têm sido incompletamente equacionados os problemas por eles criados, em particular numa perspectiva de optimização para a saúde de todos os componentes implicados nos comportamentos sociais e individuais que constituem essas escolhas de estilo de vida.

A situação consensualmente reconhecida como ideal, numa perspectiva de prevenção primária, seria a redução drástica da produção de resíduos. Como sempre, na impossibilidade pelo menos imediata de tudo resolver por essa via, é essencial investir nas outras formas de prevenção, tratando o problema dos resíduos em produção, acumulados até, e as sequelas ambientais acumuladas, fazendo opção por um conjunto de procedimentos eficazes para a reutilização, a reciclagem e os vários tipos de valorização desses resíduos, de forma a particularmente minimizar os efeitos dos chamados resíduos perigosos sobre os diferentes ecossistemas.

Os resíduos perigosos são uma fracção relativamente menor da totalidade dos resíduos, caracterizados por determinarem ameaças potenciais ou reais à saúde pública e, mais em geral, ao ambiente. Internacionalmente, permanece desconhecida a quantidade real de resíduos perigosos gerados, sugerindo-se um quantitativo de 400 milhões de toneladas por ano (Suk, 1998), mas supõe-se que essa quantidade esteja a crescer. A OCDE estimou que, em média, um carregamento de resíduos perigosos atravessa a cada cinco minutos as fronteiras das nações que constituem a organização, correspondendo à circulação de mais de dois milhões de toneladas por ano entre países europeus da OCDE (Suk, 1998).

Anualmente são desenvolvidos e introduzidos no mercado milhares de novas substâncias químicas, e apenas uma pequena fracção dessas substâncias é realmente testada para avaliar da sua toxicidade, acrescentando dificuldades à gestão dos riscos eventuais. A magnitude dos problemas criados pelas substâncias tóxicas, há que reconhecê-lo, é imensa e global, desconhecendo-se em grande medida o seu impacte.

A caracterização, a avaliação e a gestão do risco são essenciais para, a nível geral ou local, quantificar os problemas de saúde e de ambiente. A avaliação do risco é um processo formal de caracterização e estimativa da grandeza do dano potencialmente resultante da exposição a substâncias ambientais perigosas, quer numa perspectiva de saúde humana (risco ambiental) quer na dos ecossistemas (risco ecológico). Esta avaliação envolve populações alvo, e pretende responder à pergunta seguinte:

Qual o incremento no risco resultante para as pessoas ou o ecossistema da exposição a uma determinada quantidade ou concentração de substâncias perigosas durante um certo período de tempo?

Com a avaliação do risco espera-se informação objectiva, de natureza científica, capaz de informar as decisões políticas. A gestão do risco tem em consideração valores humanos e económicos e determina em que medida são necessárias avaliações de risco e como usá-las.

Deste conflito potencial resultou a noção operacional de risco aceitável, ou seja, qual o nível de exposição que não causa dano ou que permite prevê-lo a um nível socialmente tolerável, porque é assumido voluntariamente, não há alternativas, associa-se a benefícios ou não beneficia ninguém em particular em contrapartida ao perigo experimentado por alguns. Esta é uma decisão social, não biomédica. Para o cancro, tornou-se habitual admitir como tolerável uma exposição que não aumenta a taxa de mortalidade por cancro em mais do que 10(elevado a -6). Por exemplo, se admitirmos que 20% das pessoas morrem por cancro, uma em um milhão, ou seja, um incremento de 10(elevado a -6), significaria que em vez de 200000 óbitos se verificariam 200001, por cada milhão de pessoas. Este aumento do risco é na prática indemonstrável e por isso exposições ocupacionais toleram riscos superiores, de 10(elevado a -4).

Finalmente, para caracterizar o risco, liga-se a sua avaliação com a avaliação da exposição, dividida em três passos: a identificação do perigo, a análise da relação dose-resposta e a medição da exposição em causa, recorrendo a evidências epidemiológicas e de toxicologia experimental. A avaliação da exposição combina informação de múltiplas proveniências - a química analítica, os biomarcadores, os estudos de comportamento e modelação matemática - com a finalidade de estimar a dose individual recebida. As vias de exposição envolvem o ar, o solo, a água ou os alimentos contaminados que atingem o organismo através dos aparelhos respiratório e digestivo ou a pele, isoladamente ou em combinação, obrigando a reconhecer quanto entra realmente em contacto com o corpo humano, quanto é absorvido na via sanguínea e, finalmente, quanto atinge os órgãos alvo. Para um mesmo contaminante, podem existir diferentes vias. Por exemplo, o mercúrio orgânico é sobretudo ingerido através de alimentos marinhos, mas o mercúrio inorgânico usualmente absorve-se por inalação. O conhecimento destes factos é determinante para um correcto reconhecimento do risco em cada caso particular.

Se a avaliação do risco [por exemplo, ter determinado o carácter cancerígeno de determinada dioxina (TCDD)] resulta numa propriedade sua, genérica e, chamemos-lhe, universal, a caracterização do risco já pode incluir características particulares (por exemplo, numa determinada localidade a exposição resultaria sobretudo da ingestão directa do solo, uma prática esperada apenas em crianças) que levam a que a gestão desse risco resulte na decisão de considerar a situação tolerável (por exemplo, manter uma população no seu local de habitação) ou não.

Assim, na avaliação dos problemas que possam resultar para as populações imediatamente interessadas pela exposição eventual a substâncias tóxicas, como é naturalmente o caso de indivíduos que trabalham ou habitam nas redondezas de plataformas industriais de armazenamento, manipulação ou tratamento de resíduos industriais perigosos, as questões a que há que dar resposta na perspectiva da saúde pública são as seguintes:

ii) Esse aumento ultrapassa os valores compatíveis com a noção de risco aceitável?

A resposta a estas perguntas é relativamente simples, tendo como base os conhecimentos actuais sobre os procedimentos tecnológicos envolvidos nas diferentes fases do processo de manuseamento dos resíduos industriais perigosos e os conhecimentos de toxicologia já acumulados, que nos informam sobre a natureza e a magnitude das exposições e dos riscos, pessoais e ambientais.

Assegurando condições óptimas de funcionamento, que incluem um programa de controlo das operações e da saúde das populações, a resposta parece ser, inequivocamente, «não». Esta negativa implica reconhecer, por um lado, que, como cada vez mais se vem evidenciando, os acidentes não são fruto do acaso ou de conjunturas aleatórias - podem e devem ser prevenidos. Por outro lado, se as exposições resultarem de operações em regime de rotina que respeitem o melhor dos conhecimentos actuais, não há que temer efeitos inesperados e a monitorização profissional da saúde das populações permite detectar perturbações em fases suficientemente precoces para reverter os problemas.

No entanto, se é possível, à luz dos conhecimentos actuais e no respeito dos procedimentos que minimizam os custos, garantir condições de risco aceitável, é também evidente e indispensável assegurar uma comunicação isenta, em tempo e fundamentada, das informações novas que sempre estão a surgir e podem modificar os limites de tolerância, bem como estabelecer um sistema eficaz de vigilância epidemiológica capaz de antecipar os problemas por um conhecimento apertado da realidade sanitária local.

É por todos reconhecido que a multiplicidade de resíduos, a variabilidade da sua origem e das suas composições dificultam, em geral, uma avaliação precisa dos seus efeitos na saúde. Contudo, um largo conjunto de evidências fundamenta a gravidade do seu potencial carácter deletério na saúde das populações. As vias de exposição incluem a inalação, o contacto com a pele e a ingestão. De um ponto de vista das consequências observáveis tem especial importância o aparecimento de asma, hipersensibilidade respiratória, disfunções pulmonares, as doenças neurológicas degenerativas, os problemas de desenvolvimento e neurocomportamentais, as malformações congénitas, as perturbações da reprodução masculina e feminina, e doenças imunológicas e endocrinológicas, como a diabetes, e o cancro.

A determinação dos níveis de exposição é um elemento fundamental para o conhecimento do risco, que obriga a uma avaliação cuidada das fontes de produção dos resíduos (e dos seus constituintes), dos meios em que estão presentes ou por eles resultam contaminados (ar, água, solo, alimentos), das transformações físicas e químicas que sofrem ao longo do tempo, os seus padrões de distribuição temporal e espacial, e finalmente como atingem cada indivíduo. Para a maior parte dos casos, não existe registo da exposição humana no passado e a informação tem de ser estimada por modelação. O conhecimento das concentrações de poluentes no meio ambiente é apenas uma aproximação indirecta à verdadeira intensidade da exposição, pelo que se torna fundamental recorrer, sempre que possível, a biomarcadores que ajudem a determinar a susceptibilidade, quantifiquem a exposição biológica e sirvam de indicadores de prognóstico. Incluem-se entre eles as enzimas hepáticas, os aductos proteicos de ADN ou as alterações na mobilidade dos espermatozóides.

De um ponto de vista da saúde pública, a prevenção de doenças, a redução das exposições e, consequentemente, do risco são sobretudo dependentes da biodisponibilidade e da transformação dos resíduos perigosos nos vários meios. As tecnologias ambientalmente mais favoráveis são as que garantem o melhor conhecimento e consequente controlo dos diferentes passos envolvidos no ciclo de vida dos resíduos de modo a minimizar em cada etapa os potenciais efeitos indesejáveis na saúde. Desse modo, todas as atitudes que promovam a identificação precisa dos produtores e das características dos resíduos produzidos, das técnicas de armazenamento e transporte desses resíduos e finalmente das vias finais para a sua eliminação ou valorização terão um impacte positivo na prevenção das doenças relacionadas com a exposição a produtos tóxicos.

Se os resíduos perigosos afectam a saúde pelas suas propriedades gerais de combustão, corrosão, reactividade e toxicidade, directamente relacionáveis com a sua composição química e as suas características físicas, de que pode resultar a contaminação do meio ambiente, especialmente o ar e a cadeia alimentar, no caso particular dos resíduos sujeitos a processos de transformação, como a incineração ou a co-incineração, as preocupações com os efeitos na saúde resultam sobretudo da possível libertação para a atmosfera de concentrações particularmente elevadas de metais ou compostos orgânicos potencialmente tóxicos.

Esta situação pode ser controlada através dos cuidados com a selecção de resíduos e os processos de funcionamento das unidades em condições como as descritas no presente relatório. Assim, pode-se, afinal, conseguir uma solução em que o risco se situa numa faixa aceitável para as populações mais directamente afectadas pela sua proximidade geográfica às instalações de tratamento e transformação dos resíduos (isto é, em valores correspondentes aos habitualmente associados às actividades da vida diária) e que assegura uma situação mais favorável em termos de desenvolvimento global sustentável da sociedade, pois o desconhecimento e a desordem em que se tem vivido, até por não permitir qualquer quantificação do verdadeiro risco em causa, associa-se seguramente a uma probabilidade mais elevada da população em geral estar sujeita a um ambiente desfavorável, que em vez de uma distribuição equitativa do risco assegura riscos mais elevados para todos.

No que respeita aos efeitos sobre a saúde, existe um largo espectro de consequências que devem ser consideradas na gestão dos riscos e que compreendem a avaliação do impacte dos contaminantes potenciais na morbilidade (incidência de doenças) e na mortalidade. Entre os indicadores mais sensíveis contam-se as taxas de cancro e doença ou lesões que conduzem a incapacidade, aguda ou crónica, permanente ou temporária, mas é igualmente fundamental saber medir, prever e prevenir o desconforto físico sem incapacidade, os distúrbios psicológicos com consequências comportamentais, como a depressão ou a ansiedade, e perturbações da fertilidade ou efeitos indesejáveis nos resultados da gravidez.

Existe uma tendência para valorizar principalmente as consequências mais graves, como o cancro. Contudo, não devem ser desvalorizados os efeitos considerados menores, como perturbações emocionais, uma vez que podem resultar em incapacidade. Por outro lado, cada um dos efeitos sobre a saúde deve ser ponderado em função do número de pessoas que afecta.

Por fim, é necessário ter em conta que existem grupos particularmente sensíveis à miríade de potenciais efeitos tóxicos das emissões resultantes da queima de resíduos perigosos, nomeadamente os indivíduos residentes na proximidade das instalações e os indivíduos profissionalmente expostos. De todos, as crianças merecem especial atenção a esses efeitos.

Ao enquadrar o impacte possível do tratamento de resíduos industriais perigosos, e embora não sejam previsíveis alterações do nível de exposição resultante do normal funcionamento das unidades de tratamento dos resíduos, de acordo com a extensão de conhecimentos já obtidos, merece uma referência particular a descrição sucinta de aspectos indesejáveis relacionados com a exposição a metais pesados e dioxinas, pela legítima preocupação que suscitam e a atenção que sempre devem merecer.

5.2 - Metais

Para além das pequenas concentrações de metais necessárias à vida, todos os meios, particularmente o solo e as águas, contêm metais e compostos orgânicos tóxicos resultantes da contaminação por resíduos industriais. Entre os metais com importância particular preocupante na saúde incluem-se Zn, Cu, Cd, Ni, Pb, Hg, Mo e As.

Alguns metais são corrosivos e exercem os seus efeitos tóxicos nas mucosas (ex. tetróxido de ósmio e cloreto de zinco). Noutras situações os efeitos sistémicos são os mais significativos, sendo resultantes de absorção por via respiratória ou digestiva e dependentes das quantidades absorvidas. A solubilidade dos compostos metálicos é de particular importância. A nível intestinal, podem ocorrer interacções entre os metais (ex. zinco e cobre inibem mutuamente a sua absorção; o mesmo se verifica para ferro e cobalto, contudo, a absorção de ambos é aumentada nos casos de deficiência em ferro). Fosfatos e outros compostos podem diminuir a absorção devido à formação de compostos insolúveis (Grandjean, 1998, p. 493).

Os efeitos primários resultantes da exposição crónica a arsénio, quer por inalação, quer por via oral, localizam-se ao nível da pele. A via inalatória resulta primariamente em irritação cutânea e das mucosas (dermatite, conjuntivite, faringite e rinite), enquanto a ingestão crónica resulta num padrão de modificações cutâneas incluindo a formação de verrugas nas palmas das mãos e plantas dos pés bem como em áreas de pele expostas, na face, no pescoço e no dorso.

Outros efeitos resultantes da ingestão crónica incluem a neuropatia periférica, distúrbios cardiovasculares hepáticos. Não existe informação dos efeitos da exposição cutânea crónica a baixas doses de arsénio, no Homem.

A monitorização biológica dos níveis de arsénio no sangue tem um interesse limitado, na medida em que o arsénio é rapidamente depurado da corrente sanguínea. Tem sido utilizada em medicina forense análise de cabelos, mas a relevância da contaminação externa exclui o uso deste método para a vigilância da exposição a poeiras em ambiente industrial.

O doseamento do arsénio na urina pode ser utilizado para a avaliação da exposição actual, porque a maior parte, cerca de 60%, do arsénio absorvido é excretado na urina. Contudo, devido a alguma variabilidade na proporção de arsénio excretado por esta via, as variações diárias relacionadas com a curta semivida biológica do arsénio, com a contribuição dos compostos de arsénio ingeridos através da alimentação, justificam que estes testes apenas sejam úteis para avaliar a exposição populacional e não individual. Se a excreção é superior a 1 mg/L (13 mol/L), os resultados podem ser utilizados como indicadores de intoxicação por arsénio. Habitualmente, o arsénio presente na urina é inferior a 100 g/L (1,3 mol/L), mas podem ser observados níveis superiores ao dobro após uma refeição de marisco (Grandjean, 1998, p. 496).

Segundo avaliação da IARC, o trióxido de antimónio é um possível carcinogénio para o Homem (grupo 2b). O trissulfureto de antimónio não é classificável quanto à sua carcinogenicidade para o Homem (grupo 3) (IARC, 1980a; IARC, 1987a).

Vários estudos ocupacionais registaram um risco aumentado de cancro do pulmão resultante da inalação de cádmio. Contudo, estes estudos não são conclusivos, devido à existência de factores confundidores, nomeadamente o fumo de tabaco e outros agentes carcinogénicos, cujos efeitos não foram controlados. Os estudos relacionados com a ingestão de cádmio pelo Homem não são adequados para demonstrar a sua carcinogenicidade.

Estudos efectuados com animais referem a ocorrência de cancro do pulmão como resultado da exposição a cádmio, por via inalatória, enquanto a sua ingestão não se associou à ocorrência de cancro. Segundo a classificação da IARC, o cádmio é carcinogénico para o Homem (grupo 1). Esta classificação baseou-se em estudos efectuados no Homem que demonstram uma possível associação entre a exposição ao cádmio e o cancro do pulmão e em estudos animais que revelam um aumento da incidência de cancro do pulmão (IARC, 1993).