UNIVERSIDADE DE TRÁS-OS-MONTES E ALTO DOURO
A APLICAÇÃO DA AVALIAÇÃO DE RISCO AMBIENTAL NA
LOCALIZAÇÃO DE ATERROS DE RESÍDUOS NÃO
PERIGOSOS
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM ENGENHARIA DO AMBIENTE
CARLOS DAVIDE SOARES MONTEIRO
Orientadores:
Professor Doutor Carlos Afonso Teixeira
Professora Doutora Catarina Pina Avelino
Vila Real, 2014
UNIVERSIDADE DE TRÁS-OS-MONTES E ALTO DOURO
A APLICAÇÃO DA AVALIAÇÃO DE RISCO AMBIENTAL NA
LOCALIZAÇÃO DE ATERROS DE RESÍDUOS NÃO
PERIGOSOS
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM ENGENHARIA DO AMBIENTE
CARLOS DAVIDE SOARES MONTEIRO
Composição do Júri:
Doutora Edna Carla Janeiro Cabecinha da Câmara Sampaio
Doutor Joaquim Sousa Góis
Doutor Carlos Afonso Teixeira
Vila Real, 2014
"Todos têm direito a um ambiente de vida humano, sadio e
ecologicamente equilibrado e o dever de o defender."
Art.º 66º, nº1 Constituição da República Portuguesa
Agradecimentos
A todas as pessoas que colaboraram neste trabalho, especialmente ao Professor
Carlos Afonso, à Professora Catarina Avelino e à Professora Fátima Ferreira. Aos três
agradeço pela sua orientação e revisão cuidadosa da tese e muita compreensão nos meus
desvios para funções que assumi fora do âmbito da investigação e também pelo apoio e
incentivo, pelas suas críticas, disponibilidade e paciência na orientação e sugestões e
liberdade concedidas ao longo desta investigação
Aos meus amigos que sempre me apoiaram, contribuindo de forma direta ou indireta
na realização deste trabalho e que em períodos complicados sempre deram apoio,
motivação e amizade.
A todos, os meus sinceros agradecimentos.
.
i
Resumo
A deposição de resíduos urbanos em aterro é uma prática essencial num sistema de
gestão de resíduos, sendo crucial selecionar localizações adequadas para os situar. A
localização de um aterro deve ter em consideração parâmetros sociais, ambientais, técnicos
e económicos, assim como fatores legais e territoriais, de modo a reduzir os impactes
negativos no ambiente.
A Diretiva Europeia 1999/31/CE estabeleceu exigências técnicas para a deposição
de resíduos em aterro, assim como requisitos para a localização destas infraestruturas. Por
outro lado, a Diretiva de Responsabilidade Ambiental - 2004/35/CE aprovou, com base no
princípio do poluidor-pagador, o regime aplicável à prevenção e reparação dos danos
ambientais, inclusive os provocados por aterros.
A Avaliação de Risco Ambiental é uma ferramenta útil na prevenção dos danos
ambientais inerentes a um aterro, facultando uma interferência no processo de determinar a
sua localização mais adequada e a adoção de medidas preventivas efetivas, ao abrigo da
Diretiva de Responsabilidade Ambiental.
Nesta dissertação é proposto um modelo matemático de Avaliação de Risco
Ambiental, aplicável às possíveis localizações de um aterro de resíduos urbanos e
objetivando auxiliar a tomada de decisão relativamente à sua localização.
O modelo proposto é baseado na metodologia EVIAVE, que foi adaptada através de
um processo de modelação e programação computacional. Deste modo, foi desenvolvido
um modelo para o problema da escolha da localização de um aterro, no sentido de ser
resolvido computacionalmente e tratado de forma mais eficiente, abrangendo em simultâneo
todas as condicionantes que interferem no processo de localização.
O modelo avalia a adequabilidade de cada possível localização através da
quantificação do Índice de Risco Global, estimado através do cálculo do Índice de Risco
Ambiental para os descritores ambientais: água superficial, água subterrânea, atmosfera,
solo e saúde pública, e do Índice de Risco Administrativo em cada localização. Na
quantificação do Índice de Risco Global é considerada uma ponderação para cada uma das
vertentes Ambiental e Administrativa, o que permite diferenciar o problema nas duas
componentes mencionadas, valorizar uma em detrimento da outra ou mesmo excluir uma do
processo de cálculo.
Através de uma interface “utilizador-processo de cálculo”, a proposta metodológica
contempla a possibilidade da introdução de restrições, permitindo tornar o processo de
Avaliação de Risco Ambiental mais interativo, restringir o possível risco associado a uma ou
iii
mais características, e mesmo excluir localizações por não cumprirem requisitos préestabelecidos.
Para o processo de cálculo são necessários três grupos de variáveis: variáveis
ambientais, indicadores de impacte e variáveis administrativas. Para cada grupo é possível
considerar tantas variáveis quantas o utilizador possa classificar e justificar a sua inclusão,
ou seja, este modelo não está dependente do número de variáveis.
O modelo descrito nesta dissertação foi aplicado a um caso de estudo envolvendo
nove localizações, resultantes do estudo de localizações alternativas para o aterro da
SULDOURO. Os baixos valores do Índice de Risco Global obtidos demonstraram que as
localizações, selecionadas pelo estudo como as mais adequadas para situar o aterro, foram
corretamente identificadas, refletindo riscos ambientais mínimos para o ambiente
envolvente.
Palavras-Chave: Aterro de resíduos urbanos, localização de um aterro, Avaliação de
Risco Ambiental, modelo matemático.
iv
Abstract
The deposition of municipal waste in landfills is an essential practice in the waste
management system, being crucial to select suitable locations to place them. Landfill siting
must take into account social, environmental, technical and economic parameters, as well as
legal and territorial factors in order to reduce environmental negative impacts.
The European Directive 1999/31/EC established technical requirements for
depositing waste in landfills, as well as requirements for the location of these infrastructures.
On the other hand, the Environmental Liability Directive 2004/35/EC approved, based on the
polluter-pays principle, the requirements to prevent and repair environmental damage,
including those caused by landfills.
The Environmental Risk Assessment is a useful tool to avoid environmental damage
inherent to a landfill, providing an effective support in the process of deciding the most
suitable location and the adoption of appropriate preventive measures, under the
Environmental Liability Directive.
This study describes an Environmental Risk Assessment mathematical model that is
applicable to the possible municipal waste landfill locations and aims to assist decision
making regarding the final location.
The proposed model is based on EVIAVE methodology that was adapted through a
modeling and computer programming process. A model for the landfill siting problem was
developed in order to be computationally solved and treated more efficiently, covering
simultaneously the whole set of constraints that interfere in the siting process.
The model assesses the suitability of each potential landfill location by quantifying the
Global Risk Index, estimated through the computation of the Environmental Risk Index for
the environmental descriptors, surface water, groundwater, atmosphere, soil and public
health, and the Administrative Risk Index for each location. In the Global Risk Index
quantification is considered a weighting for each Environmental and Administrative
components, allowing to differentiate the problem in these two components, valuing one over
the other or even exclude one of the calculation process.
Through a “user-calculation process” interface, the methodological proposal
contemplates the possibility of using constraints that aim to make the Environmental Risk
Assessment process more interactive, restrict the possible risk associated with one or more
features or even exclude locations for not meeting pre-established requirements.
Three groups of variables are needed for the calculating process: environmental
variables, impact indicators and administrative variables. For each group it is possible to
v
consider as many variables the user can classify and justify its inclusion, in other words, this
model is not dependent on the number of variables.
The model described was applied to a case study involving nine locations within the
alternative locations for the SULDOURO landfill report. The low values of the Global Risk
Index obtained shows that the locations selected by the report as the most suitable for landfill
siting, were correctly identified, reflecting minimal environmental risks for the surrounding
environment.
Keywords: Municipal waste landfill, landfill siting, Environmental Risk Assessment,
mathematical model.
vi
Índice Geral
Agradecimentos ........................................................................................................ i
Resumo.....................................................................................................................iii
Abstract .................................................................................................................... v
Índice Geral .............................................................................................................vii
Lista de Figuras .......................................................................................................xi
Lista de Tabelas .....................................................................................................xiii
Nomenclatura .........................................................................................................xvi
Capítulo I - Introdução .......................................................................................... 1
1
Introdução .......................................................................................................... 2
1.1
Enquadramento e objetivos .......................................................................... 2
1.2
Metodologia geral ......................................................................................... 4
1.3
Organização da dissertação ......................................................................... 5
Capítulo II - Avaliação de Risco Ambiental.......................................................... 7
2
Avaliação de Risco Ambiental .......................................................................... 8
2.1
Responsabilidade ambiental ......................................................................... 8
2.2
Avaliação de Risco Ambiental .....................................................................10
2.3
Pressupostos da Avaliação do Risco Ambiental ..........................................13
2.4
Processo de Avaliação de Risco Ambiental .................................................15
2.4.1 Etapa 1: Identificar o Perigo ..................................................................... 19
2.4.2 Etapa 2: Avaliar as Consequências ......................................................... 20
2.4.3 Etapa 3: Avaliar a Probabilidade das Consequências .............................. 20
2.4.4 Etapa 4: Caracterizar o Risco e a Incerteza ............................................. 22
2.5
Vantagens e Limitações da Avaliação de Risco Ambiental ..........................23
2.5.1 Vantagens da Avaliação de Risco Ambiental ........................................... 23
2.5.2 Limitações da Avaliação de Risco Ambiental ........................................... 24
2.6
Sistemas de Gestão de Risco ......................................................................25
2.6.1 ISO/FDIS 31000 – Gestão do risco – Princípios e Diretrizes .................... 25
2.6.2 IEC/FDIS 31010 – Gestão do Risco – Técnicas de avaliação do risco..... 34
vii
Capítulo III - Metodologias de Avaliação de Risco Ambiental ...........................37
3
Metodologias de Avaliação de Risco ambiental .............................................38
3.1
Metodologias de Avaliação de Risco Ambiental...........................................38
3.1.1 Métodos Qualitativos ............................................................................... 41
3.1.2 Métodos Quantitativos ............................................................................. 41
3.1.3 Métodos Semi-Quantitativos .................................................................... 42
3.2
Metodologias formuladas para Avaliação de Risco Ambiental .....................42
3.2.1 Accidental Risk Assessment Methodology for Industries in the
framework of Seveso II Directive (ARAMIS) ............................................ 42
3.2.2 Hazard & Vulnerability Index (H & V Index) .............................................. 44
3.2.3 Norma espanhola UNE 150008:2008....................................................... 47
3.2.4 U.S. Environmental Protection Agency (EPA) .......................................... 49
Capítulo IV - Aterros .............................................................................................53
4
Aterros ...............................................................................................................54
4.1
Enquadramento ...........................................................................................54
4.2
Gestão de Resíduos Urbanos em Portugal..................................................58
4.3
Princípios e conceitos básicos .....................................................................60
4.4
Riscos ambientais .......................................................................................64
Capítulo V - Proposta Metodológica ...................................................................69
5
Proposta Metodológica ....................................................................................70
5.1
Relevância da metodologia proposta ...........................................................70
5.2
Fundamentos da proposta metodológica – metodologia EVIAVE ................73
5.3
Modelo Matemático .....................................................................................78
5.3.1 Definição das variáveis e parâmetros do modelo ..................................... 79
5.3.2 Restrições do Modelo .............................................................................. 85
5.3.3 Formulação .............................................................................................. 87
5.4
Experiência Computacional .........................................................................91
5.4.1 Implementação Computacional ................................................................ 91
Capítulo VI - Validação do modelo matemático..................................................99
6
Validação do Modelo Matemático ..................................................................100
6.1
viii
Descrição do Caso de Estudo ...................................................................100
6.2
Aplicação do Modelo Matemático ao Caso de Estudo ...............................102
6.3
Variáveis Ambientais .................................................................................105
6.3.1 Distância a Infraestruturas ..................................................................... 105
6.3.2 Distância a Massas de Água Superficial ................................................ 107
6.3.3 Distância a Áreas Residenciais .............................................................. 108
6.3.4 Falhas .................................................................................................... 109
6.3.5 Morfologia .............................................................................................. 110
6.3.6 Risco Sísmico ........................................................................................ 111
6.3.7 Visibilidade............................................................................................. 114
6.3.8 Vulnerabilidade do Aquífero ................................................................... 114
6.3.9 Pluviometria ........................................................................................... 120
6.3.10 Deposição de resíduos .......................................................................... 121
6.3.11 Tipo de Resíduos ................................................................................... 123
6.4
Indicadores de Impacte .............................................................................125
6.4.1 Tipo de Massa de Água Superficial ........................................................ 125
6.4.2 Uso da Água Subterrânea...................................................................... 126
6.4.3 Qualidade do Ar ..................................................................................... 127
6.4.4 Uso do Solo ........................................................................................... 130
6.4.5 Tipo de Vegetação ................................................................................. 132
6.4.6 Cobertura Vegetal .................................................................................. 133
6.4.7 População Afetada em Torno do Aterro ................................................. 133
6.4.8 Odores ................................................................................................... 134
6.5
Variáveis Administrativas ...........................................................................136
6.5.1 Condicionantes do Plano Diretor Municipal ............................................ 136
6.5.2 Áreas Protegidas ................................................................................... 138
6.5.3 Áreas de Reserva Ecológica e Agrícola Nacional e Domínio Público
Hídrico .................................................................................................. 139
6.5.4 Equipamentos de Saúde e de Educação ............................................... 141
6.5.5 Locais de Interesse Histórico – Cultural ................................................. 141
6.5.6 Áreas de Recreio e Lazer ...................................................................... 143
6.5.7 Proximidade aos Centros Produtores de Resíduos ................................ 143
6.6
Restrições .................................................................................................145
6.7
Resultados e discussão .............................................................................146
Capítulo VII - Conclusões ..................................................................................153
7
Conclusões .....................................................................................................154
ix
Capítulo VIII - Referências Bibliográficas .........................................................157
8
Referências Bibliográficas .............................................................................158
ANEXOS.................................................................................................................165
ANEXO I - Código de Programação ....................................................................165
ANEXO II - Variáveis Ambientais.........................................................................173
ANEXO III – Indicadores de Impacte ...................................................................177
ANEXO IV – Variáveis Administrativas ................................................................181
ANEXO V – Output Computacional .....................................................................183
x
Lista de Figuras
Figura 2.1 – Pressupostos da Avaliação de Risco Ambiental (adaptado de Gormley et
al., 2011) ...................................................................................................................14
Figura 2.2 – Técnicas utilizadas para lidar com a incerteza associada ao processo de
Avaliação de Risco Ambiental (adaptado de Gormley et al., 2011) ...........................15
Figura 2.3 – Comparação entre as etapas do processo de Avaliação de Risco
Ambiental, estipuladas pela Norma ISO 31000:2009 – à esquerda e a
sombreado, e as etapas referidas por Gormley et al. (2011) e Green et al.
(2000) para o mesmo processo – á direita. ...............................................................17
Figura 2.4 – Exemplo de uma matriz de classificações com as categorias hipotéticas
de probabilidade (I, II, III, IV, V) e consequência (A, B, C, D, E) a aumentarem
de classificação de I para V e de A para E (adaptado de Gormley et al., 2011 e
Green et al., 2000) ....................................................................................................18
Figura 2.5 – Aspetos da probabilidade das consequências de uma Avaliação de Risco
Ambiental (adaptado de Gormley et al., 2011 e Green et al., 2000) ..........................21
Figura 2.6 - Relacionamento entre os princípios, estrutura e processo da gestão de
riscos (adaptado da Norma ISO:31000) ....................................................................27
Figura 2.7 – Processo cíclico inerente do tratamento de risco (adaptado da Norma
ISO 31000) ...............................................................................................................33
Figura 3.1 – Categorias das metodologias de Avaliação de Risco Ambiental .......................38
Figura 3.2 – Esquema geral do índice H&V (Velosa, 2007) ..................................................46
Figura 3.3 – Processo iterativo para identificar, avaliar e gerir o risco ambiental
(AENOR, 2008) .........................................................................................................48
Figura 3.4 – Estimativa do risco ambiental pela Norma UNE 150008:2008 (MINAM,
2010) ........................................................................................................................49
Figura 3.5 – O processo de Avaliação de Risco à saúde humana da EPA (baseado
em EPA, 2012b)........................................................................................................51
Figura 3.6 - O processo de Avaliação de Risco ecológico da EPA (baseado em EPA,
2012c). ......................................................................................................................52
Figura 4.1 - Evolução do número de aterros e de lixeiras entre 1996 e 2006 (Tavares
dos Santos, 2008) .....................................................................................................55
Figura 4.2 – Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos em Portugal Continental e
respetivos Aterros em exploração, em 2011 (adaptado de Silva et al., 2013) ...........59
Figura 4.3 – Evolução da Gestão de Resíduos Urbanos entre 2007 e 2011 (adaptado
de APA, 2013)...........................................................................................................60
Figura 4.4 – Anatomia de um Aterro Sanitário (adaptado de Tavares dos Santos,
2008) ........................................................................................................................61
Figura 5.1 - Hierarquia da metodologia EVIAVE (adaptado de Zamorano et al., 2006) ........75
Figura 5.2 – Organização da folha de cálculo “Descritores Ambientais” em Excel para
o correto funcionamento do código implementado ....................................................92
xi
Figura 5.3 - Organização da folha de cálculo “Localizações” em Excel para o correto
funcionamento do código implementado ...................................................................92
Figura 5.4 - Organização da folha de cálculo “Índice de Risco de Contaminação
Ambiental” em Excel para o correto funcionamento do código implementado ...........94
Figura 5.5 - Organização da folha de cálculo “Valor Ambiental” em Excel para o
correto funcionamento do código implementado .......................................................95
Figura 5.6 - Organização da folha de cálculo “índice de Risco Administrativo” em
Excel para o correto funcionamento do código implementado ..................................96
Figura 5.7 - Organização da folha de cálculo “Imposições Governamentais” em Excel
para o correto funcionamento do código implementado ............................................97
Figura 5.8 - Organização da folha de cálculo “Limite da Probabilidade de
Contaminação” em Excel para o correto funcionamento do código
implementado ...........................................................................................................98
Figura 6.1 – Quantidade de resíduos (t) encaminhados para cada aterro dos
Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos em 2010. .............................................122
Figura 6.2 - Diagrama com as opções de deposição em aterro previstas na Diretiva
1999/31/CE .............................................................................................................124
Figura 6.3 - Classificação do Índice de Qualidade do Ar proposto para o ano de 2010 ......129
Figura 6.4 – Hierarquia do modelo matemático proposto ...................................................146
xii
Lista de Tabelas
Tabela 2.1 – Exemplos de fontes, vias e recetores utilizados em modelos conceptuais
(adaptado de Gormley et al., 2011 e Green et al., 2000)...........................................17
Tabela 2.2 - Consequências de uma boa gestão de riscos (adaptada da Norma
ISO:31000) ...............................................................................................................26
Tabela 2.3 – Deveres de uma organização para garantir uma gestão eficaz de riscos
(adaptado da Norma ISO 31000) ..............................................................................30
Tabela 2.4 – Ações que a organização deve implementar para assegurar que a
gestão de riscos é eficaz e continua a apoiar o desempenho organizacional
(adaptado da Norma ISO 31000) ..............................................................................30
Tabela 2.5 – Critérios que a organização deve definir para avaliar a significância do
risco (adaptado da Norma ISO 31000) ......................................................................32
Tabela 2.6 – Características que as técnicas de avaliação de risco devem deter
(adaptado de Norma IEC 31010) ..............................................................................35
Tabela 3.1 – Metodologias de Avaliação de Risco ...............................................................39
Tabela 3.2 – Índice de gravidade (ARAMIS, 2004) ...............................................................44
Tabela 4.1 – Evolução da produção de Resíduos Urbanos em Portugal entre 2007 e
2011 (adaptado de APA, 2013) .................................................................................59
Tabela 4.2 – Principais riscos e áreas afetadas devido à implantação de um Aterro
(adaptado de Tavares dos Santos, 2008) .................................................................65
Tabela 5.1 – Variáveis ambientais utilizadas por ambas as metodologias (adaptada
de Vegara, 2008) ......................................................................................................76
Tabela 5.2 – Variáveis consideradas na metodologia EVIAVE que afetam cada um
dos elementos ambientais considerados (adaptada de Vegara, 2008 e
Zamorano et al., 2009) ..............................................................................................77
Tabela 5.3 – Parâmetros utilizados pela metodologia EVIAVE para cada elemento
ambiental (adaptada de Vegara, 2008 e Zamorano et al., 2006)...............................78
Tabela 5.4 – Classificação do Índice de Risco Global (gRI) .................................................88
Tabela 5.5 - Classificação dos Índices de Risco Ambiental (eRI) e Administrativo (aRI) ......88
Tabela 5.6 – Classificação da Probabilidade de Contaminação (Pbc) para cada
descritor ambiental....................................................................................................88
Tabela 5.7 – Índice de Risco de Contaminação Ambiental (eCRI) para uma variável r,
em função da sua classificação e ponderação (de acordo com os critérios
EVIAVE)....................................................................................................................89
Tabela 5.8 – Classificação do Valor Ambiental (eV) para cada descritor ambiental..............90
Tabela 6.1 – Seleção prévia de locais para a instalação do aterro da SULDOURO
(IDAD, 2010) ...........................................................................................................101
Tabela 6.2 – Variáveis ambientais originais da metodologia EVIAVE utilizadas para
validar o Modelo Matemático ..................................................................................103
Tabela 6.3 – Indicadores de impacte e respetivos descritores ambientais afetados ...........104
xiii
Tabela 6.4 – Distâncias mínimas de um aterro a infraestruturas ........................................106
Tabela 6.5 – Classificação da variável ambiental – distância a infraestruturas ...................107
Tabela 6.6 - Distâncias e respetiva classificação de um aterro a massas de água
superficiais propostas por Vegara (2008) ................................................................108
Tabela 6.7 - Distâncias e respetiva classificação de um aterro a áreas residenciais,
propostas por Guiqin et al. (2009) ...........................................................................109
Tabela 6.8 – Classificação da variável distância a áreas residenciais. ...............................109
Tabela 6.9 – Classificação da variável ambiental falhas (Vegara, 2008) ............................110
Tabela 6.10 – Classificação da morfologia do terreno em função da classe de declive
(adaptado de IDAD, 2010) ......................................................................................111
Tabela 6.11 – Escala de Mercalli Modificada (MMI) (Versão simplificada)..........................112
Tabela 6.12 - Escala Macrossísmica Europeia (EMS98) ....................................................113
Tabela 6.13 – Classificação do Risco Sísmico de acordo com as escalas
Macrossísmica Europeia (EMS98) e de Mercalli Modificada (MMI) .........................114
Tabela 6.14 – Classificação da variável visibilidade (Vegara, 2008) ...................................114
Tabela 6.15 – Classificação da variável vulnerabilidade do aquífero ..................................119
Tabela 6.16 – Classificação do clima segundo a precipitação (em milímetros por ano
– mm/a) (Atlas do Ambiente)...................................................................................120
Tabela 6.17 – Classificação da pluviometria.......................................................................121
Tabela 6.18 - Quantitativos depositados nos aterros dos Sistemas de Gestão de
Resíduos Urbanos em Portugal, em 2010 (APA, 2011) ..........................................121
Tabela 6.19 – Classificação da variável “Deposição de resíduos” ......................................123
Tabela 6.20 – Classificação do tipo de resíduos (adaptado de Diretiva 2003/33/CE) .........125
Tabela 6.21 – Classificação dos tipos de massa de água superficial (adaptado de
Vegara, 2008 e Zamorano, 2009) ...........................................................................126
Tabela 6.22 – Classificação do uso da água subterrânea (adaptado de Vegara, 2008) .....127
Tabela 6.23 – Classificação da qualidade do ar, de acordo com o Índice de Qualidade
do Ar, da APA. ........................................................................................................129
Tabela 6.24 – Classificação dos usos do solo (adaptado de Costa Lobo, et al., 1995) .......131
Tabela 6.25 – Classificação do indicador “uso do solo” ......................................................132
Tabela 6.26 – Classificação da cobertura vegetal (adaptado de Vegara, 2008) .................132
Tabela 6.27 – Classificação do coberto vegetal (adaptado de Vegara, 2008) ....................133
Tabela 6.28 – População residente a 1 Km das possíveis localizações do aterro
(adaptado de IDAD, 2010) ......................................................................................134
Tabela 6.29 – Classificação da população afetada a 1Km do Aterro ..................................134
Tabela 6.30 – População possível de ser afetada pelos odores num raio de 2 Km das
possíveis localizações do aterro (adaptado de IDAD, 2010) ...................................135
Tabela 6.31 – Classificação do indicador de impacte “Odores” ..........................................135
Tabela 6.32 – Classificação das condicionantes do Plano Diretor Municipal ......................137
Tabela 6.33 – Classificação das distâncias a áreas protegidas ..........................................139
xiv
Tabela 6.34 – Classificação da distância a áreas de Reserva Ecológica e Agrícola
Nacionais e ao Domínio Público Hídrico .................................................................141
Tabela 6.35 – Classificação da distância a áreas de equipamentos de saúde e
educação ................................................................................................................141
Tabela 6.36 – Classificação da distância a locais de interesse histórico-cultural ................143
Tabela 6.37 – Classificação da distância a áreas de recreio e lazer ...................................143
Tabela 6.38 – Classificação da distância aos centros produtores de resíduos ...................145
Tabela 6.39 – Limites possíveis e descrição das restrições utilizadas no modelo
matemático .............................................................................................................146
Tabela 6.40 – Valores obtidos e respetivas classificações para a Probabilidade de
Contaminação (Pbc) e Valor Ambiental (eV) para cada descritor ambiental em
cada localização. ....................................................................................................148
Tabela 6.41 – Valores do Índice de Rico Ambiental (eRI) e do Índice de Risco
Administrativo (aRI) para cada localização. ............................................................149
Tabela 6.42 – Localizações excluídas ................................................................................150
Tabela 6.43 – Índice de Risco Global (gRI) de cada localização ........................................151
xv
Nomenclatura
APA
Agência Portuguesa do Ambiente
ARA
Avaliação de Risco Ambiental
ARAMIS
Accidental Risk Assessment Methodology for Industries in
the framework of Seveso II Directive
aRI
Índice de Risco Administrativo
CH4
Metano
CO2
Dióxido de carbono
DPH
Domínio Público Hídrico
DRA
Diretiva da Responsabilidade Ambiental
eCRI
Índice de Risco de Contaminação Ambiental
EPA
Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos
eRI
Índice de Risco Ambiental
ET
Estação de Transferência
eV
Valor Ambiental
EVIAVE
Evaluación de Impacte Ambiental de Vertederos
GRA
Gestão de Risco Ambiental
gRI
Índice de Risco Global
H&V Index
Hazard & Vulnerability Index
NIMBY
Not In My Back Yard
Pbc
Indicador de Probabilidade de Contaminação
PDM
Plano Diretor Municipal
PERSU
Plano Estratégico para os Resíduos Sólidos Urbanos
(1997-2006)
PERSU II
Plano Estratégico para os Resíduos Sólidos Urbanos
(2006-2016)
RA
Responsabilidade Ambiental
RAN
Reserva Agrícola Nacional
REN
Reserva Ecológica Nacional
RU
Resíduos Urbanos
SIG
Sistemas de Informação Geográfica
SGRU
Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos
SNAC
Sistema Nacional de Áreas Classificadas
UE
União Europeia
xvi
Capítulo I -
Introdução
1
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
1 Introdução
1.1
Enquadramento e objetivos
As atividades humanas produzem resíduos, na sua maioria sólidos, que são
descartados, uma vez que não são mais considerados materiais úteis ou necessários.
Estes materiais, de origem doméstica, provenientes do setor de serviços, de
estabelecimentos comerciais, industriais ou de unidades prestadoras de cuidados de
saúde, são designados Resíduos Urbanos (RU) (Tchobanoglous e Kreith, 2002).
A produção de RU tornou-se uma problemática ambiental e social. Por um lado
temos a contaminação difusa e consequente degradação ambiental, por outro temos o
desperdício e esgotamento de recursos naturais. A problemática associada aos RU
levou à necessidade de procurar soluções de gestão adequadas sob o ponto de vista
ambiental e social (Russo, 2005).
De facto, a gestão de resíduos tornou-se um dos mais significativos problemas
atuais. Uma das dificuldades inerentes à gestão de resíduos é a necessidade de
espaços amplos para a disposição final dos RU, os aterros (Russo, 2005;
Tchobanoglous e Kreith, 2002).
Os aterros tornaram-se no método mais económico e ambientalmente aceite
para a eliminação de RU, sendo considerados uma obra de engenharia concebida
para a eliminação destes resíduos, por forma a minimizar os impactes na saúde
pública e no ambiente (Tchobanoglous e Kreith, 2002).
Embora os conceitos atuais de gestão de RU incorporem soluções integradas
de valorização, tratamento e confinamento técnico objetivando a minimização da
deposição de resíduos em aterro, esta deposição será hoje e sempre, uma prática
essencial num sistema de gestão integrada de resíduos, como destino final dos
refugos produzidos nos processos de tratamento (compostagem, incineração,
tratamento mecânico biológico), ou mesmo como opção única de tratamento (Russo,
2005; Tchobanoglous e Kreith, 2002).
Contudo, os aterros representam um foco de potenciais problemas ambientais,
o que levou a União Europeia (UE) a estipular exigências técnicas estritas para os
resíduos e os aterros, de modo a evitar e reduzir (na medida do possível) os efeitos
negativos sobre o ambiente e, especialmente, sobre as águas de superfície e
subterrâneas, os solos, a atmosfera e a saúde pública. Estas exigências foram fixadas
através da Diretiva 1999/31/CE, do Conselho, de 26 de Abril, referente à deposição de
resíduos em aterro, transposta para a ordem jurídica nacional pelo Decreto-Lei nº
183/2009, de 10 de Agosto.
2
Introdução
De acordo com a Diretiva, os eventuais danos produzidos no ambiente pelos
aterros devem ser tidos em conta, de acordo com o princípio do poluidor-pagador.
O princípio de responsabilizar o poluidor pelo dano ambiental causado surge no
âmbito da Responsabilidade Ambiental (RA). O princípio da RA, foi materializado pela
Diretiva 2004/35/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 21 de Abril (vulgo
Diretiva da Responsabilidade Ambiental - DRA), que aprovou, com base no princípio
do poluidor-pagador, o regime aplicável à prevenção e reparação dos danos
ambientais. Posteriormente foi transposto para o ordenamento jurídico nacional pelo
Decreto-Lei nº 147/2008 de 29 de Julho.
A DRA estabelece um quadro de responsabilidade ambiental baseado no
princípio anteriormente referido, objetivando prevenir e reparar os danos ou riscos
ambientais, definidos como danos causados às espécies e habitats naturais
protegidos, à água e ao solo, bem como às ameaças iminentes desses danos. Os
danos ambientais também incluem os danos causados pela poluição atmosférica, na
medida em que possam causar danos aos componentes ambientas referidos
anteriormente.
Segundo a Diretiva, os Estados Membros que constituem a UE deverão
incentivar ou até tornar obrigatório a constituição, por parte dos operadores, de
mecanismos financeiros que garantam a aplicação de medidas de prevenção e de
reparação, de forma a responsabilizar os operadores e não apenas ao pagamento de
coimas.
São então estipuladas duas situações complementares, às quais se aplicam
mecanismos de responsabilidade distintos: por um lado, no caso de atividades
profissionais enunciadas pela Diretiva no Anexo III (na qual se enquadram as
atividades de gestão de resíduos, incluindo a exploração de aterros nos termos da
Diretiva 1999/31/CE, contempladas no ponto 2), por outro, no caso das restantes
atividades profissionais.
Deste modo, e perante uma ameaça iminente de dano ambiental, a autoridade
competente designada por cada Estado Membro pode obrigar o operador (poluidor
potencial) a tomar as medidas preventivas adequadas, definidas pela DRA como
medidas tomadas em resposta a uma acontecimento, ato ou omissão que tenha
causado uma ameaça iminente de danos ambientais, destinada a prevenir ou
minimizar esses danos.
Neste âmbito, a Avaliação de Risco Ambiental (ARA) surge como uma
ferramenta capaz de auxiliar na prevenção de danos ambientais inerentes a um aterro,
desempenhando um papel fundamental para a previsão, gestão e mitigação dos riscos
ambientais, evitando que estes atinjam proporções de dano ambiental.
3
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Esta avaliação de riscos permite ainda às empresas a contratação de uma
garantia financeira para a RA, baseada num valor real e adequado à sua atividade.
A ARA é definida por Bernard et al. (2000) e Fairman et al. (1998) como a
análise de riscos resultantes da tecnologia que ameaça ecossistemas, animais e
pessoas, combinando a avaliação de risco à saúda humana e a avaliação de risco
ecológico. Por outras palavras, é o processo que estima a probabilidade de um
resultado ou evento adverso devido a alterações ou pressões nas condições
ambientais, resultantes de atividades humanas.
Com a tomada de consciência dos potenciais riscos ambientais associados a
um aterro, nomeadamente os aterros para resíduos não perigosos (onde se
enquadram os aterros de RU), descritos na Diretiva 1999/31/CE e os princípios da RA,
o desenvolvimento deste trabalho recai na formulação de um modelo matemático para
uma Avaliação de Risco Ambiental focada na localização de um aterro.
A escolha da localização mais adequada para um aterro, tema abordado neste
trabalho, é um processo complexo que objetiva localizar áreas que irão minimizar os
riscos tanto para a saúde pública como para o ambiente (Al-Jarrah e Abu-Qdais, 2006;
Kontos et al., 2005; Zamorano et al., 2009), sendo possível evitar ou minimizar a
possibilidade de ocorrência de impactes adversos a partir da interferência no
processo, precavendo assim a sua difusão e com ela o aparecimento de contaminação
ambiental (Vegara, 2008).
Face ao exposto, este trabalho pretende contribuir para a Avaliação de Risco
Ambiental da possível localização de um aterro para resíduos não perigosos, ao abrigo
da Diretiva 1999/31/CE, de modo a prevenir os possíveis riscos ambientais desta
infraestrutura, conforme o regime da RA.
Para o efeito, propõe-se um modelo matemático baseado na metodologia
EVIAVE, e testa-se a viabilidade da sua aplicação no estudo de possíveis localizações
para um aterro.
A decisão do caso de estudo incidiu sobre o estudo da seleção de locais
alternativos para o novo aterro da SULDOURO. Pretende-se assim, através da
Avaliação de Risco Ambiental, selecionar o local mais apropriado, ou seja, com menor
risco ambiental associado, para situar a infraestrutura.
1.2
Metodologia geral
Para alcançar os objetivos propostos, procedeu-se, numa primeira fase, a uma
revisão da literatura, assente nas temáticas da Responsabilidade Ambiental, Avaliação
4
Introdução
de Risco Ambiental e da gestão de RU com ênfase em aterros para resíduos não
perigosos.
Recorreu-se a fontes fidedignas deste tipo de informação, como a Agência
Portuguesa do Ambiente (APA) e a Agência de Proteção Ambiental dos Estados
Unidos (EPA), para além de estudos anteriormente realizados sobre a temática e
outros casos de estudo internacionais, recolhidos em relatórios, estudos e artigos
científicos.
Posteriormente foram sistematizadas algumas metodologias de Avaliação de
Risco Ambiental aplicáveis à atividade ocupacional em estudo. Estabeleceu-se uma
metodologia base e procedeu-se à sua modificação e adaptação para a formulação de
um modelo matemático, a fim de concretizar com eficácia os objetivos definidos,
tentando estabelecer ferramentas e critérios comuns para realizar uma avaliação de
riscos à possível localização para um aterro.
A fase final do presente trabalho corresponde ao teste e validação do modelo
matemático ao caso de estudo e consequente comparação dos resultados obtidos.
1.3
Organização da dissertação
A presente dissertação encontra-se estruturada em oito capítulos. No primeiro
capítulo, capítulo introdutório, é efetuado um enquadramento genérico sobre a
temática da investigação, descrevem-se os objetivos, a metodologia geral utilizada
para a concretização dos mesmos e, por fim, a forma como se encontra organizada a
dissertação.
O segundo capítulo é dedicado à revisão da literatura relacionada com a
temática Avaliação de Risco Ambiental. Apresenta-se inicialmente um subcapítulo
dedicado à Responsabilidade Ambiental, no qual se faz um enquadramento legal da
Diretiva de Responsabilidade Ambiental. Seguidamente são abordados os conceitos,
pressupostos, etapas e as vantagens e desvantagens da Avaliação de Risco
Ambiental. Por último são descritos os sistemas de gestão de risco.
O terceiro capítulo da dissertação foca-se nas metodologias de Avaliação de
Risco Ambiental. São descritas as principais características destas metodologias e as
categorias nas quais se enquadram. Neste capítulo são ainda sistematizadas algumas
metodologias de Avaliação de Risco Ambiental.
O quarto capítulo é dedicado à revisão da literatura relacionada com os
aspetos inerentes à temática dos aterros, concretamente dos aterros para resíduos
não perigosos. Primeiro apresenta-se um enquadramento histórico e legal da evolução
destas infraestruturas, com ênfase na problemática da escolha da localização para
5
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
estas infraestruturas. De seguida é contemplada a situação nacional em matéria de
gestão de resíduos e analisados os princípios e conceitos básicos de um aterro para
resíduos não perigosos. Os principais riscos ambientais destas infraestruturas são
abordados no final deste capítulo.
O quinto capítulo da dissertação integra a proposta metodológica, para
prossecução dos objetivos propostos. É descrita a relevância da metodologia proposta
e expostas as principais diferenças entre esta e as demais metodologias de Avaliação
de Risco Ambiental, assim como as modificações à metodologia base - EVIAVE. São
descritos os fundamentos base da proposta, a metodologia EVIAVE. É, ainda,
abordado o modelo matemático proposto para Avaliação de Risco Ambiental e
descritas as suas características e componentes. O final do capítulo é dedicado à
implementação computacional do modelo proposto.
A validação do modelo matemático compõe o capítulo seguinte, sexto capítulo.
É descrito o caso de estudo do presente trabalho e abordada a aplicação do modelo
matemático, descrevendo-se o processo inerente do modelo e as variáveis,
indicadores e restrições selecionados. Por fim, procede-se à análise dos resultados
obtidos e à sua discussão.
O sétimo capítulo é reservado às conclusões, limitações e recomendações,
onde se inclui uma síntese da avaliação realizada com base no caso de estudo.
No oitavo e último capítulo são apresentadas as referências bibliográficas que
serviram de suporte a esta dissertação.
6
Capítulo II -
Avaliação de Risco Ambiental
7
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
2 Avaliação de Risco Ambiental
2.1
Responsabilidade ambiental
A sociedade tem vindo, gradualmente, a ganhar consciência do dano que as
suas atividades podem causar ao ambiente e, essencialmente, que a degradação
ambiental pode causar a perda da sua qualidade de vida ou provocar-lhe dano direto
(Green et al., 2000).
Neste contexto surge o princípio da RA. Este termo é usado para representar a
responsabilidade pelo custo de danificar o ambiente, sendo este transferido de volta
aos responsáveis pelos atos que o causaram (URS Espanha, 2010). O princípio da RA
aplica-se aos danos ambientais e às ameaças iminentes de tais danos, quando
resultem de atividades profissionais, desde que seja possível estabelecer uma relação
de causalidade entre o dano e a atividade em questão (Europa, 2013).
Este princípio foi materializado pela Diretiva 2004/35/CE, do Parlamento
Europeu e do Conselho, de 21 de abril (Diretiva de Responsabilidade Ambiental –
DRA), que aprovou o regime relativo à responsabilidade ambiental aplicável à
prevenção e reparação dos danos ambientais. Posteriormente foi transposto para o
ordenamento jurídico nacional pelo Decreto-Lei nº 147/2008 de 29 de julho.
De acordo com a Diretiva 2004/35/CE, a prevenção e a reparação de danos
ambientais devem ser efetuadas mediante a aplicação do princípio do poluidorpagador e em consonância com o princípio do desenvolvimento sustentável, pelo que
o princípio fundamental da Diretiva é o da responsabilização financeira do operador
cuja atividade cause danos ambientais e às ameaças iminentes de tais danos. Assim,
esta Diretiva tem como o objetivo induzir os operadores a tomarem medidas e a
desenvolverem práticas por forma a reduzir os riscos de tais danos.
A DRA refere-se aos danos ambientais como danos causados às espécies e
habitats naturais protegidos, à água e ao solo, bem como às ameaças iminentes
desses danos (definidas na alínea b do artigo 11º como “probabilidade suficiente da
ocorrência de um dano ambiental, num futuro próximo”), causados em resultado do
exercício de uma qualquer atividade desenvolvida no âmbito de uma atividade
económica, independentemente do seu carácter público ou privado, lucrativo ou não.
Os danos ambientais também incluem os danos causados pela poluição atmosférica,
na medida em que causem danos aos componentes ambientas referidos
anteriormente.
São estabelecidos dois regimes de responsabilidade civil complementares, aos
quais se aplicam mecanismos de responsabilidade distintos, nomeadamente o
8
Avaliação de Risco Ambiental
mecanismo de responsabilidade objetiva, no qual o operador, definido na alínea l do
artigo 11º como “qualquer pessoa singular ou coletiva, pública ou privada, que
execute, controle, registe ou notifique uma atividade cuja responsabilidade ambiental
esteja sujeita a este decreto-lei, quando exerça ou possa exercer poderes decisivos
sobre o funcionamento técnico e económico dessa mesma atividade, incluindo o titular
de uma licença ou autorização para o efeito”, tem a obrigação de indemnizar,
independentemente da existência ou não de culpa, relativa aos danos provocados no
âmbito das atividades referenciadas no anexo III do mesmo diploma e o mecanismo
de responsabilidade subjetiva, no qual a responsabilidade do operador só será
imputada se houver infração ou negligência da sua parte, relativa aos danos causados
por outras atividades que não constantes no mesmo anexo do diploma.
Deste modo, estabelece-se, por um lado, um regime de responsabilidade civil
subjetiva e objetiva, nos termos do qual os operadores-poluidores ficam obrigados a
indemnizar os indivíduos lesados pelos danos sofridos por via de um componente
ambiental. Por outro, fixa-se um regime de responsabilidade administrativa, ao abrigo
do qual os operadores estão obrigados a adotar medidas específicas de prevenção
(art. 14.º) e reparação (art. 15.º), perante o Estado, sempre que causem um dano
ambiental ou uma ameaça iminente desse dano, sendo a Agência Portuguesa do
Ambiente (APA) a autoridade nacional competente para a aplicação do regime da
responsabilidade ambiental.
Os operadores que exerçam atividades abrangidas no anexo III do mencionado
diploma, deverão obrigatoriamente constituir garantias financeiras próprias e
autónomas, alternativas ou complementares entre si, que lhes permitam assumir a
responsabilidade ambiental inerente à atividade por si desenvolvida (nº 1 do artigo 22º
do diploma).
Estas garantias financeiras podem constituir-se através da subscrição de
apólices de seguro, da obtenção de garantias bancárias, da participação em fundos
ambientais ou da constituição de fundos próprios reservados para o efeito (n.º 2 do
artigo 22º), obedecendo ao princípio da exclusividade (n.º 3 do artigo 22º).
Neste sentido, e de acordo com a APA, os operadores deverão desenvolver os
estudos necessários, que permitam, de uma forma fundamentada e de acordo com a
realidade da sua empresa e características do meio envolvente, efetuar a
caracterização da situação de referência e avaliar os riscos ambientais. Desta forma é
determinada o tipo de garantia a constituir, designadamente mediante a identificação
dos cenários de risco ambiental, estimativa dos custos de reparação associados a
cada cenário de risco, e caracterização “estado inicial” nas vertentes abrangidas por
este regime (água, solo e espécies e habitats protegidos).
9
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
2.2
Avaliação de Risco Ambiental
A interação entre atividades humanas e o ambiente é de difícil e complicada
quantificação, tornando difícil o julgamento de onde deve residir o balanço entre a
proteção do ambiente e o progresso económico e tecnológico (Green et al., 2000).
A tomada de consciência, inerente da RA, juntamente com o reconhecimento
de que, para algumas questões ambientais, a obtenção de um nível de risco zero é
impossível de atingir ou mesmo desnecessário, para a proteção humana e ambiental
e, que após considerar os benefícios, um determinado nível de risco num dado cenário
é considerado aceitável, provocou uma mudança de medidas reativas de proteção do
ambiente para abordagens mais proactivas, com o objetivo de prevenir e minimizar
(melhor que remediar) o dano e perda ambiental (Fairman et al., 1998; Green et al.,
2000).
A ARA tornou-se um elemento chave para a apreciação destes problemas
complexos e para a formulação e comunicação destas questões, para que decisões
políticas e regulamentares, transparentes e justas, possam ser tomadas. Assim, a
ARA tornou-se numa ferramenta que auxilia a tomada de decisão sobre a gestão
ambiental, particularmente no contexto do desenvolvimento sustentável (Green et al.,
2000).
De modo a se compreender o significado de ARA, é importante estar
familiarizado com os conceitos de perigo e risco.
No presente trabalho, o perigo é definido como uma propriedade ou situação
que, em circunstâncias específicas, pode causar dano ou efeitos adversos. Estes
perigos podem ser derivados de substâncias, máquinas, formas de energia ou do
modo como um determinado trabalho é realizado. Já o risco é definido como a
combinação da probabilidade (possibilidade) da ocorrência de um determinado perigo
e das consequências da sua ocorrência (Fairman et al., 1998; Gormley et al., 2011).
De modo geral, o termo ambiental engloba a envolvente física que é comum a
todos, incluindo o ar (atmosfera), água, solo ou mesmo a fauna e flora. Deste modo, a
ARA analisa o risco para todos os ecossistemas, incluindo os humanos e as vias de
exposição. A ARA geralmente não engloba o risco individual ou do público em geral,
derivado de produtos de consumo ou devido à exposição no local de trabalho (nestes
casos aplica-se legislação específica, não abordada neste trabalho).
Em termos gerais, as ARA são realizadas para caracterizar a natureza e as
consequências dos efeitos de um contaminante em seres humanos (avaliação de risco
à saúde humana) e nos ecossistemas (avaliação de risco ecológico) (Fairman et al.,
1998; EPA. 2012a).
10
Avaliação de Risco Ambiental
A avaliação de risco à saúde humana é o processo que permite estimar a
natureza e a probabilidade de efeitos adversos na saúde (em seres humanos) devido
à exposição a agentes físicos (e.g., radiação, poeiras), químicos ou biológicos (e.g.,
estirpes patogénicas de bactérias), num ambiente contaminado, tanto no presente
como no futuro. Já a avaliação de risco ecológico envolve, em teoria, a avaliação dos
riscos inerentes à exposição a um ou mais stressores ambientais, tais como produtos
químicos ou outras substâncias libertadas pelo homem para o meio ambiente;
espécies invasoras ou mudanças climáticas, em todos os organismos vivos na
variedade de ecossistemas que compõem o ambiente. Neste sentido um stressor
ambiental é qualquer entidade física, química ou biológica que pode induzir uma
resposta adversa no meio ambiente (Fairman et al., 1998; EPA, 2012b; EPA, 2012c).
Deste modo, a ARA é o processo para estimar a probabilidade e as
consequências de um resultado ou evento adverso, devido a alterações ou pressões
nas condições ambientais, resultantes de atividades antropogénicas, tanto na saúde
humana como nos ecossistemas (Bernard et al., 2000; Fairman et al., 1998).
Apesar da definição de risco aqui utilizada, convém ter em mente algumas
características do risco. Segundo Ni et al. (2010), o risco é uma existência objetiva,
isto é, pode-se mitigar, controlar, transferir ou evadir, mas nunca se pode eliminar,
mesmo com grande esforço. O risco é também abrupto, pois, devido às limitações
humanas de consciência e perceção, alguém é “atacado” pelo risco de forma súbita
sem nenhum pré-aviso, e prejudicial, pois, quando acontece, as pessoas têm alguma
perda, grande ou pequena, fatal ou inessencial. Se as pessoas ao invés de perderem,
obterem benefícios dos resultados, então não pode ser considerado risco. Outra
característica do risco é a sua incerteza, nunca se sabe se e onde o risco irá
acontecer. Por último, o risco está em desenvolvimento. De facto, alguns tipos de risco
aparecem com o desenvolvimento da ciência e tecnologia como por exemplo a
radiação nuclear e a poluição ambiental.
O risco também acarreta algumas incertezas na sua estimativa, pelo que
Marhavilas et al. (2011) definem o risco como uma medida da incerteza da
probabilidade e consequência de efeitos adversos.
As ARA variam no âmbito e aplicação. Algumas encaram riscos individuais
numa série de cenários de exposição, outras são específicas para um determinado
local e encaram o leque de riscos inerentes a uma instalação. Estas avaliações
também podem incluir uma análise do que o risco significa na prática para as
entidades lesadas (Fairman et al., 1998).
Esta análise depende da forma de perceção desse risco, isto é, das crenças,
atitudes, julgamentos e sentimentos das pessoas, bem como os valores sociais e
11
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
culturais adotados face ao risco. A maneira pela qual as pessoas percebem o risco é
vital no processo de avaliação e gestão de risco. A perceção de risco será um fator
determinante para saber se um risco é considerado "aceitável" e se as medidas de
gestão de risco impostas são úteis para resolver o problema.
Esta avaliação de riscos tornou-se na abordagem mais utilizada para examinar
os problemas ambientais, sendo aplicada a uma variedade de situações, desde
aquelas com o mínimo de informação disponível até aquelas com inventários
detalhados e complexa modelação de sistemas (Bernard et al., 2000).
A ARA também analisa os riscos de diferentes naturezas, isto é, pode ser
utilizada para avaliar os riscos ambientais causados por organismos geneticamente
modificados, produtos químicos, radiações ionizantes e instalações industriais
específicas.
De acordo com o trabalho de Fairman et al. (1998), a avaliação de risco é
realizada para permitir uma decisão de Gestão de Risco Ambiental (GRA),
interligando-se o processo científico da ARA com o processo político da GRA.
Segundo a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA, 2012a),
a GRA é o processo que avalia a forma de proteger a saúde pública. Decidir a
quantidade de uma substância que uma empresa pode descarregar num rio, decidir
quais as substâncias que podem ser armazenadas numa instalação de tratamento de
resíduos perigosos, decidir a extensão de um depósito de resíduos perigosos que
deve ser limpa, definir os níveis de licenciamento para descarga, armazenamento ou
transporte, estabelecer os padrões nacionais de qualidade do ar ambiente e
determinar os níveis permitidos de contaminação na água potável são exemplos de
ações de GRA.
Assim, a ARA fornece "informação" sobre os potenciais riscos, enquanto a
GRA é a "ação" tomada, tendo em consideração esses riscos e outra informação,
como os fatores científicos que fornecem a base para a avaliação do risco; os fatores
econômicos que informam sobre o custo dos riscos e os benefícios da sua redução, os
custos da mitigação de risco ou opções de remediação e os efeitos distributivos; as
leis e as decisões judiciais (legais) que definem a base para as ARA e decisões de
gestão; os fatores sociais (suscetibilidade de um indivíduo ou de um grupo ao risco) e
fatores tecnológicos que incluem a viabilidade, impactes e gama de opções de gestão
de risco (EPA, 2012a). Deste modo, a GRA possibilita reduzir o risco a um nível
"aceitável", dentro dos limites dos recursos disponíveis (Fairman et al., 1998).
Há uma série de procedimentos para gerir e reduzir as perdas, entre os quais a
ARA é uma ferramenta importante, incluindo a identificação, estimação, eliminação,
retenção, redução e transferência do risco. De facto, esta avaliação é um passo
12
Avaliação de Risco Ambiental
fundamental em todos os procedimentos de GRA, pois trata-se de um procedimento
sistemático de classificar e ordenar o risco, de acordo com sua importância relativa,
associada a uma probabilidade estimada, perda baseada em identificações prévias,
análises de todos os fatores de risco potenciais e informação histórica credível. Da
avaliação resulta a classificação das situações críticas de risco e a indicação das
diferentes prioridades de risco, sugerindo qual o risco mais perigoso, o que requer
mais atenção e qual o que pode ser ignorado, tendo em conta uma variedade de
fatores, tais como a política governamental, normas da indústria ou fatores
económicos, sociais e culturais (Fairman et al., 1998; Ni et al., 2010).
As abordagens de avaliação e gestão de risco para questões ambientais são
cada vez mais usadas em todos os níveis políticos e regulatórios, sendo aplicadas na
conceção de regulamentação (e.g., determinação de níveis de risco socialmente
“aceitáveis” que podem formar a base de normas ambientais); comparação de riscos
(e.g., para permitir que sejam feitas comparações entre os recursos que estão sendo
alocados para o controle de diferentes tipos de risco); priorização dos riscos
ambientais (e.g., determinação de quais os produtos químicos que se devem regular
em primeiro lugar) e também para fornecer bases para decisões específicas a nível
local (e.g., planeamento do uso do solo).
No âmbito da RA, a ARA permite a contratação de uma garantia financeira
pelas empresas, adequada à sua atividade, evitando que o montante segurado seja
demasiado elevado ou demasiado baixo. Também auxilia as empresas a
implementarem medidas corretivas, no caso de ocorrência de um dano ambiental, ou
medidas preventivas, no caso de ameaça iminente, garantindo, no caso de ocorrência
de dano ambiental, que as ações a tomar são as realmente necessárias para repor o
“estado inicial”. Esta característica é útil na tomada de decisões, perante as
autoridades competentes, designadamente a APA.
2.3
Pressupostos da Avaliação do Risco Ambiental
Gormley et al. (2011) referem a existência de três pressupostos na ARA,
evidenciados na Figura 2.1.
Toda a evidência sobre um assunto raramente suporta o modelo conceitual
(modelo esquemático representativo das limitações do problema em consideração), no
que respeita ao se e como um perigo pode ser realizado. As conclusões são
formuladas, utilizando diferentes dados e linhas de evidência que variam no grau, no
qual apoiam ou contradizem o modelo conceitual.
13
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Lidar com a
incerteza
Direção,
força e peso
da evidência
Ilações
especializadas
Figura 2.1 – Pressupostos da Avaliação de Risco Ambiental (adaptado de
Gormley et al., 2011)
Ao decidir qual a evidência que suporta a ARA, o avaliador de risco terá de
considerar a direção da prova (a evidência oferece apoio a favor ou contra a
plausibilidade da relação causa-efeito), a sua força (qual a confiança do avaliador para
que linhas individuais de evidência apoiem a plausibilidade da relação causal) e o
peso total (o balanço geral da evidência).
Avaliar a qualidade, credibilidade e relevância da evidência experimental ou
empírica, e o suporte do modelo conceptual, é uma parte importante da avaliação e
gestão de risco. Isto é importante porque as estimativas de risco são determinadas,
fundamentalmente, pela origem, qualidade e procedência da evidência que as suporta.
Da mesma forma, a adequação das técnicas / métodos utilizados na ARA
devem ser revistos por avaliadores de riscos internos ou externos, ou outros
especialistas (ilação especializada) que podem criticar os dados utilizados na
avaliação e a validade dos resultados.
A opinião especializada é sempre necessária na avaliação de risco, quer seja
sobre a representatividade do modelo conceitual, o levantamento de dados específicos
de uma seleção de opções possíveis ou mesmo sobre a plausibilidade dos cenários de
exposição específicos. Também pode ser usada para estimar quantidades, quando
faltam dados, ou para quantificar incertezas.
As ilações de especialistas podem ser usadas para obter distribuições,
preferências, classificações, informações qualitativas, valores pontuais (como mínimos
e máximos) ou mesmo probabilidades.
Geralmente, a complexidade do problema de risco e as incertezas são tão
grandes que uma abordagem formal é adotada, utilizando uma gama de especialistas
de diversas disciplinas.
A incerteza está associada a cada componente da ARA. Raramente, na ciência
ambiental, as incertezas podem ser quantificadas com precisão. As incertezas
14
Avaliação de Risco Ambiental
presentes podem ser definidas como epistémicas, onde a sua existência é provocada
por uma falta de conhecimento, ou aleatórias, as quais dizem respeito à variabilidade
inerente de todo o sistema natural.
Identificar as incertezas é o primeiro passo para as quantificar. Enquanto que,
apenas, as incertezas epistêmicas podem ser minimizadas, o reconhecimento claro de
todas as incertezas pode ajudar a melhorar a qualidade em cada etapa. Por exemplo,
os dados podem estar incompletos, sujeitos a arredondamento, especificados como
um limite máximo de emissão, mal especificados, errados, sujeitos a variabilidade de
amostragem, tendenciosos (viés de amostragem) ou extrapolados.
Existem várias técnicas para lidar com a incerteza na ARA, evidenciados na
Figura 2.2. A seleção do método mais adequado depende em grande parte do tipo de
incerteza identificada.
Mais
pesquisas
Análise de
sensibilidade
Fatores de
incerteza
Incerteza
Métodos
lineares de
Bayes
Funções de
densidade de
probabilidade
Figura 2.2 – Técnicas utilizadas para lidar com a incerteza associada ao processo de
Avaliação de Risco Ambiental (adaptado de Gormley et al., 2011)
2.4
Processo de Avaliação de Risco Ambiental
Como mencionado anteriormente, a ARA é o processo formal para avaliar as
consequências e probabilidades de um perigo. Com base nos trabalhos de Gormley et
al. (2011) e Green et al. (2000), a avaliação propriamente dita envolve quatro etapas:
(1) identificar o(s) perigo(s); (2) avaliar as potenciais consequências; (3) avaliar a
probabilidade das consequências e por último, (4) caracterizar o risco e a incerteza.
15
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
De referir que qua e Norma ISO/FDIS 31000:2009 (abordada na parte final do
presente capítulo) fornece os princípios e diretrizes para gerir qualquer forma de risco
de uma maneira sistemática.
Embora as etapas enumeradas pela Norma, relativas ao processo de avaliação
de risco, sejam diferentes das referidas pelos autores citados, o processo é
basicamente o mesmo.
De facto, existe uma diversa terminologia utilizada por diversos autores relativa
ao processo de ARA (diferente terminologia para o processo de ARA pode ser
encontrada nos trabalhos de Bernard et al. (2000) ou Fairman et al. (1998)).
Apesar disso, a maioria da terminologia utilizada pode ser relacionada com as
quatro etapas aqui referidas.
Uma comparação entre as etapas abordadas pela Norma ISO 31000:2009,
relativas ao processo de avaliação de risco (a sombreado), e as etapas referidas por
Gormley et al. (2011) e Green et al. (2000) é feita na Figura 2.3.
Antes de realizar uma ARA é importante formular, de forma clara e
desambígua, o problema em questão e os limites nos quais as decisões relativas ao
risco ambiental são para ser feitas. Isto é por vezes mencionado como formulação do
problema e pode tipicamente definir o risco do quê, para quem (ou qual parte do
ambiente), onde (localização) e quando (no tempo).
Geralmente, para formalizar estes aspetos recorre-se ao desenvolvimento de
um modelo conceptual, isto é, um esquema representativo dos limites do problema em
consideração. Um modelo flexível para os diferentes riscos ambientais representa as
presumidas relações entre a fonte (S – source) de um perigo, a via (P – pathway) pela
qual a exposição pode ocorrer e os recetores (R – receptors). Este modelo é
designado de fonte-via-recetores (S-P-R).
A via pode ser definida como o modo pelo qual o recetor pode entrar em
contato com a fonte. Se não existir uma via, então não existem consequências
(embora continue a existir risco). Se existe uma via a ligar a fonte ao recetor, então as
consequências desse evento podem ser determinadas. A Tabela 2.1 exibe alguns
exemplos de fontes (S), vias (P) e recetores (R).
A apreciação detalhada sobre gestão de risco não está enquadrada no âmbito
do presente trabalho mas, em termos gerais, a gestão de risco pode ser obtida através
da redução ou modificação da fonte, da gestão ou interrupção da via e/ou da
modificação do recetor.
16
Avaliação de Risco Ambiental
Processo de Gestão de Risco
Processo de Avaliação de Risco
Estabelecer o contexto
Identificar o
perigo
Monitorização e revisão
Comunicação e consulta
Identificação do Risco
Análise do Risco
Avaliar as
consequências
Avaliar a probabilidade
das consequências
Avaliação do Risco
Caracterizar o Risco e
a incerteza
Tratamento do Risco
Figura 2.3 – Comparação entre as etapas do processo de Avaliação de Risco Ambiental,
estipuladas pela Norma ISO 31000:2009 – à esquerda e a sombreado, e as etapas referidas
por Gormley et al. (2011) e Green et al. (2000) para o mesmo processo – á direita.
Tabela 2.1 – Exemplos de fontes, vias e recetores utilizados em modelos conceptuais
(adaptado de Gormley et al., 2011 e Green et al., 2000)
Fontes
Vias
Recetores
• Solos contaminados;
• Ar (atmosfera);
• População;
• Água contaminada;
• Água;
• Propriedade doméstica e
• Águas lixiviantes;
• Solo;
• Emissões de processos
industriais.
• Cadeia de produção.
comercial;
• Infraestruturas;
• Ecossistemas;
• Animais;
• Plantas;
• Águas controladas (reservatórios,
reservas, etc.).
A ARA deve compreender as consequências para o meio ambiente decorrentes
de um perigo específico, avaliar as consequências que podem surgir se o perigo é
concretizado e, em seguida, avaliar as probabilidades dessas consequências.
As questões sociais, tais como o significado do risco, são geralmente tratadas
separadamente para a avaliação exigida, de forma a estimar a(s) consequência(s) do
17
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
risco.
No
entanto,
em
alguns
casos,
pode
ser
inadequado
separar
a(s)
consequência(s) da importância do risco, especialmente quando os resultados têm
uma componente social significativa (e.g., problemas de igualdade).
A formulação do problema também pode auxiliar a seleção do nível e tipo de
metodologia a usar na avaliação propriamente dita.
Neste sentido, a ARA, pode ser realizada com diferentes níveis de detalhe,
dependendo do risco, da finalidade da análise e das informações, dados e recursos
disponíveis. Um exemplo de uma abordagem relativamente simples e comum é
baseado numa matriz de classificações – Figura 2.4 (vulgarmente designada de matriz
de risco). O significado de muito alto, alto, médio, baixo e muito baixo pode ser
determinado de vários modos, como por exemplo através duma escala descritiva ou
numérica ou com base em ilações de especialistas.
V
Probabilidade
IV
III
II
I
Risco baixo
Risco muito
baixo
Risco muito
baixo
Risco Muito
Risco Muito
alto
alto
Risco médio
Risco alto
Risco baixo
Risco médio
Risco alto
Risco baixo
Risco baixo
Risco médio
Risco alto
Risco baixo
Risco baixo
Risco médio
Risco muito
Risco muito
baixo
baixo
Risco muito
Risco muito
Risco muito
Risco muito
baixo
baixo
baixo
baixo
A
B
C
D
Risco Muito
alto
Risco baixo
E
Consequências
Figura 2.4 – Exemplo de uma matriz de classificações com as categorias hipotéticas de
probabilidade (I, II, III, IV, V) e consequência (A, B, C, D, E) a aumentarem de classificação de I
para V e de A para E (adaptado de Gormley et al., 2011 e Green et al., 2000)
Uma vez identificados os riscos, a matriz permite determinar facilmente a
importância relativa do risco e, este, pode então ser priorizado e uma apropriada
estratégia ou plano de gestão de risco pode ser implementada.
As metodologias de ARA podem ser categorizadas em métodos qualitativos,
quantitativos ou semi-quantitativos (estes métodos serão abordados mais a frente, no
Capitulo III). Cada método tem vantagens e desvantagens associadas e o seu uso
depende da disponibilidade de recursos, da informação disponível, e do âmbito da
avaliação.
18
Avaliação de Risco Ambiental
Independentemente da metodologia que se pretenda aplicar, é necessário
estimar a(s) consequência(s) e probabilidade(s) do(s) risco(s). De acordo com a
Norma ISO 31000:2009, as consequências e suas probabilidades podem ser
determinadas por modelação dos resultados de um evento ou conjunto de eventos,
por extrapolação a partir de estudos experimentais ou a partir dos dados disponíveis.
As consequências podem ser expressas em termos de impactes tangíveis e
intangíveis. Em alguns casos é necessário mais que um valor numérico ou descritor
para especificar as consequências e suas probabilidades em diferentes períodos,
locais, grupos ou situações.
Seguidamente são definidas as etapas do processo de ARA, tendo em
consideração o trabalho de Gormley et al. (2011) e Green et al. (2000).
2.4.1
Etapa 1: Identificar o Perigo
Esta etapa inclui a identificação da
Etapa 1
Etapa 2
propriedade ou situação que pode levar à
concretização do dano.
O perigo analisado na ARA pode ser
Etapa 3
físico
Etapa 4
(radiação),
geneticamente
biológico
modificados)
(organismos
ou
químico
(substâncias imunotóxicas) e, em condições específicas, pode causar efeitos
adversos. Estes efeitos podem incluir a bioacumulação de químicos disruptores
endócrinos nos peixes, ondulação grande num trecho da costa, a introdução de
espécies invasivas, um verão quente e consequente baixo caudal nos rios ou a
plantação de culturas geneticamente modificadas.
Se uma avaliação de risco tem de ser aplicada a nível político, o perigo pode
ser tão amplo quanto os impactes negativos do transporte rodoviário no ambiente ou
as alterações climáticas induzidas pela contribuição das emissões de dióxido de
carbono de combustíveis fósseis.
A identificação do perigo terá uma importante influência no âmbito da avaliação
global, bem como na credibilidade dos resultados finais. Para uma adequada
identificação dos perigos, deve-se também considerar todos os perigos secundários
que possam surgir. Por exemplo, durante uma inundação do leito de um rio, os
sedimentos podem ser depositados em terras agrícolas. Se estes sedimentos
estiverem contaminados, podem representar um perigo adicional. Esta etapa inclui a
identificação da propriedade ou situação que pode levar à concretização do dano.
19
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
2.4.2
Etapa 2: Avaliar as Consequências
As potenciais consequências que podem
surgir de um dado perigo são inerentes a esse
Etapa 1
perigo e devem ser consideradas nesta etapa.
Etapa 2
Por
Etapa 3
exemplo,
enquanto
as
potenciais
consequências de uma descarga de metais
Etapa 4
tóxicos
num
curso
de
água
podem
ser
autoevidentes, uma inundação pode ter consequências adicionais não-óbvias, tais
como a poluição decorrente de um sobre-carregamento do sistema de esgotos, ou
perda de habitats devido à lavagem do rio.
As consequências de um determinado perigo podem resultar em danos reais
ou potenciais para a saúde humana, propriedade (edifícios), ambiente natural ou
mesmo para os serviços avaliados.
Tais consequências podem ser determinadas de várias formas, dependendo se
elas estão a ser consideradas como parte de um processo de triagem de risco ou
como parte de uma forma mais detalhada de quantificação do risco.
Em todas as fases da avaliação, a escala espacial e temporal das
consequências e o início do aparecimento das mesmas têm de ser consideradas. Em
alguns casos, deverá ser focado o impacte social e económico de um risco ambiental.
2.4.3
Etapa 3: Avaliar a Probabilidade das Consequências
As duas etapas anteriores assumem que
a
Etapa 1
concretização
ambiental,
Etapa 2
do
contudo,
perigo
a
causará
probabilidade
dano
das
consequências ocorrerem também deve ser
Etapa 3
considerada.
Etapa 4
consequências
pode-se
Com
exprimir
a
possibilidade
a
gama
de
de
ocorrência
potenciais
como
uma
probabilidade ou frequência. É importante avaliar a probabilidade com algum grau de
confiança, visto que a credibilidade da ARA é prejudicada se a probabilidade
apresentada for totalmente subjetiva ou imprecisa.
O uso de dados para definir probabilidades de eventos discretos e raros é mais
difícil do que para os que podem ser facilmente observados. Deste modo, é melhor
considerar a relevância dos dados para o problema. Geralmente, os avaliadores de
risco consideram três aspetos da possibilidade da concretização das consequências
20
Avaliação de Risco Ambiental
(Figura 2.5), nomeadamente a probabilidade de ocorrência, a probabilidade de
exposição ao perigo e a probabilidade de dano.
Este passo é denominado de análise de exposição quando se considera
quimicos.
Probabilidade
de ocorrência
Probabilidade das
consequências
Probabilidade
de dano
Probabilidade
de exposição
ao perigo
Figura 2.5 – Aspetos da probabilidade das consequências de uma Avaliação de Risco
Ambiental (adaptado de Gormley et al., 2011 e Green et al., 2000)
•
A probabilidade de ocorrência
Dependendo das circunstâncias, a atribuição da probabilidade de ocorrência de
um evento pode ser muito simples ou pode exigir um pouco de sofisticação na
abordagem. Esta probabilidade é um valor entre 0 a 1. Os eventos improváveis de
ocorrerem terão uma probabilidade próxima de 0, e os eventos que são prováveis de
acontecer têm probabilidades perto de 1.
Em muitos casos, esta informação pode ser obtida a partir de dados adquiridos
através da monitorização ou com base em estimativas de cenários de “pior caso” ou
“pior caso presumível”.
•
A probabilidade de exposição ao perigo
Numa fase precoce do processo, é importante estabelecer se existe ou não
uma via entre o perigo e o recetor. Se for possível demostrar que não existe uma
relação atual ou potencial, então o risco não requer atenção adicional. Por exemplo, a
contaminação do solo não representará um risco para o pastoreio de animais se o
21
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
terreno não for usado para fins agrícolas. Contudo, é preciso ter algum cuidado para
não negligenciar vias menos óbvias ou alterações nas circunstâncias futuras.
Com uma ou mais vias estabelecidas, o grau de exposição através dessas vias
deve ser quantificado.
Uma série de fatores afetam a probabilidade e o grau de exposição. Por
exemplo, a exposição de um recetor a uma emissão de poluentes atmosféricos
dependerá da direção e intensidade do vento dominante na altura da libertação.
O avaliador deve caracterizar a distribuição temporal e espacial de agentes
perigosos, desde o ponto de libertação até ao chamado "ponto de exposição", de
forma a caracterizar o transporte de contaminantes.
•
A probabilidade de dano
Caso ocorra a exposição ao perigo, a possibilidade de dano é probabilística e
irá depender da suscetibilidade e vulnerabilidade do recetor ao perigo, da potência do
perigo e da quantidade (ou extensão) e duração de exposição. Isto é frequentemente
simplificado em termos de uma relação dose-resposta, que relaciona a exposição com
a magnitude esperada de danos para determinados tipos de recetores.
Estas relações simplificam a natureza probabilística do dano, pois para
qualquer exposição a possibilidade de dano a uma determinada consequência será
dependente de vários fatores individuais. A consequência do dano é geralmente
considerada como o resultado direto da exposição.
2.4.4
Etapa 4: Caracterizar o Risco e a Incerteza
A caracterização do risco reúne as
Etapa 1
Etapa 2
Etapa 3
informações das últimas três etapas. Preocupase com a determinação da probabilidade
qualitativa e, se possível, quantitativa da
ocorrência
Etapa 4
dos
efeitos
conhecidos
e
potencialmente adversos que uma atividade ou
agente representa para um determinado recetor, em condições de exposição
definidas, juntamente com o reconhecimento dos pressupostos e incertezas.
De acordo com o guia “Risk Characterization Handbook“ (EPA, 2000), esta
etapa integra informações dos componentes anteriores da ARA e sintetiza uma
conclusão global sobre o risco que é completa, informativa e útil para os decisores.
Essencialmente, a caracterização do risco transmite o julgamento do avaliador
do risco quanto à natureza e existência de (ou falta de) riscos. Uma boa
22
Avaliação de Risco Ambiental
caracterização de risco tem como base os princípios de transparência, clareza,
consistência e razoabilidade, e irá expressar claramente os resultados, articular as
suposições e incertezas principais, identificar interpretações alternativas razoáveis e
separar as conclusões científicas dos julgamentos políticos.
Segundo os trabalhos de Gormley et al. (2011) e Green et al. (2000), pode-se
obter a caracterização do risco através da referência a alguma medida pré-existente,
como uma norma de qualidade ambiental ou mesmo por referência a normas sociais,
éticas, regulamentares ou políticas pré-estabelecidas.
Uma variedade de métodos pode ser utilizada para caracterizar o risco. A
abordagem básica envolve a comparação das concentrações de contaminantes, com
valores de referência, e decidir o que isto significa em termos de possibilidade de
realização das consequências adversas. As considerações podem também incluir o
quanto os valores de referência são válidos para o local de interesse, e se
investigações adicionais serão necessárias, a fim de caracterizar, justificadamente, o
risco.
2.5
2.5.1
Vantagens e Limitações da Avaliação de Risco Ambiental
Vantagens da Avaliação de Risco Ambiental
A ARA auxilia a tomada de decisão relativamente a escolhas de opções de
redução de risco. Permite ainda a comparação entre riscos e ao fazê-lo determina
onde existe equidade de ações ou onde a ação é proporcional ao risco. Esta avaliação
pode, também, decompor sistemas complexos e identificar áreas (de um processo ou
instalação) nas quais as opções de redução de risco podem ser mais efetivas
(Fairman et al., 1998).
Segundo Bernard et al. (2000), a ARA foca as consequências ambientais das
decisões e ao fazê-lo, em vez de justificar os méritos de uma ação ou estratégia
particular, clarifica os possíveis resultados e a sua desejabilidade. Ao explicitar os
fatores de riscos para o ambiente a ARA exige o reconhecimento dos riscos para o
ambiente, antes e depois da tomada de decisão.
De acordo com os mesmos autores, a essência da avaliação é um conceito
(risco) amplamente compreendido pelo público, o que ilustra claramente as
consequências futuras das escolhas, consegue também uma prestação de critérios
explícitos para consideração na tomada de decisões, estimulando a transparência e a
responsabilidade. Por outro lado, concebe um quadro para o debate que separa
claramente a avaliação de riscos da tomada de decisão, fornecendo um veículo para
23
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
melhorar o diálogo sobre a gestão ambiental ou questões de desenvolvimento
controversas.
Além das vantagens mencionadas anteriormente, proporciona ainda aos
decisores a garantia de que as potenciais mudanças no ambiente, devido às
atividades antropogénicas, serão consideradas, identifica as consequências das ações
de gestão alternativas, permite o reconhecimento de premissas e informações
utilizadas e possui validade, defensabilidade e replicabilidade científica.
Fairman et al. (1998) referem que a ARA
é frequentemente utilizada na
tomada de decisão da politica pública, o que requer que a informação científica, social,
económica e política seja considerada. Desta forma, constitui uma técnica que pode
ponderar a informação que basicamente está em diferentes “linguagens”, tentando
estabelecer uma “ponte” entre a ciência e a sociedade, permitindo a compreensão das
relações entre o meio ambiente e as atividades humanas. A ARA é também a base
para a comunicação eficaz do risco, destacando e priorizando as necessidades de
pesquisa.
No âmbito da RA, permite às empresas a contratação de uma garantia
financeira, baseada num valor real e adequado à atividade por ela exercida, auxiliando
ainda na implementação de medidas corretivas e preventivas adequadas e evitando,
em caso de ameaça iminente, que a ameaça atinja proporções de dano ambiental.
2.5.2
Limitações da Avaliação de Risco Ambiental
A ARA clarifica o risco para o ambiente, inerente de uma decisão, contudo não
estabelece o limite aceitável do risco. Estabelecer o nível aceitável de risco é uma
tarefa da gestão de risco. A avaliação de risco é a base para ilações sobre impactes
mas não para ilações sobre a aceitabilidade dos impactes. Os decisores deverão
escolher o nível desejado ou aceitável de risco (Bernard et al., 2000; Fairman et al.,
1998).
Bernard et al. (2000), salientam que os indivíduos e as instituições têm
diferentes perceções, tolerância e aceitabilidade do risco, ou seja, a tolerância ao risco
é relativa. Referem, ainda, que isolar os riscos associados a uma decisão pode ser
difícil, pois há uma série de variabilidade natural dentro dos ecossistemas, diferindo
tolerâncias ao risco e variando as taxas de recuperação.
A ARA foca-se em partes de um problema (Fairman et al., 1998). Outra
limitação relacionada com o uso da ARA, apontada por vários autores, é a
disponibilidade de dados que estão disponíveis muitas vezes carregados de incertezas
24
Avaliação de Risco Ambiental
(Bernard et al., 2000; Fairman et al., 1998; Gormley et al., 2011; Green et al., 2000;
Marhavilas et al., 2011).
2.6
Sistemas de Gestão de Risco
As organizações enfrentam influências e fatores internos e externos que
tornam incerto se e quando elas atingirão seus objetivos. Estes objetivos estão
relacionados com uma série de atividades da organização, desde iniciativas
estratégicas, operações, processos e projetos, e podem refletir-se em termos de
resultados para a sociedade, ambiente, segurança, medidas comerciais, financeiras e
económicas, bem como impactes sociais, culturais, políticos e na reputação da própria
organização.
A abordagem genérica descrita na Norma ISO/FDIS 31000:2009 fornece os
princípios e diretrizes para gerir qualquer forma de risco de uma maneira sistemática,
transparente e confiável, dentro de qualquer âmbito e contexto. Por seu lado, a Norma
IEC/FDIS 31010:2009 é uma norma de apoio à Norma ISO 31000 e fornece
orientações sobre a seleção e aplicação de técnicas sistemáticas para o processo de
Avaliação de Riscos.
2.6.1
ISO/FDIS 31000 – Gestão do risco – Princípios e Diretrizes
A ISO (Internacional Organization for Standardization) é uma associação
mundial de organismos nacionais de normalização. O trabalho de elaboração das
Normas Internacionais é normalmente realizado através das comissões técnicas da
ISO. A ISO 31000 foi elaborada pelo Conselho de Administração Técnica ISO, grupo
de trabalho sobre gestão de riscos.
Todas as atividades de uma organização (utilizadores desta Norma: empresa
pública, privada ou comunitária, associação, grupo ou indivíduo) envolvem risco,
definido pela Norma ISO 31000:2009, como o efeito da incerteza sobre os objetivos da
organização. Embora todas as organizações avaliem os riscos em algum grau, a
Norma ISO 31000 fornece os princípios e orientações gerais sobre avaliação de riscos
que precisam ser atendidos para tornar a sua gestão eficaz.
Esta Norma recomenda que as organizações desenvolvam, implementem e
melhorem continuamente uma estrutura (quadro) cuja finalidade é integrar o processo
para gerir riscos na governança, estratégia e planeamento, gestão, processos de
reportar dados e resultados, politicas, valores e cultura em todas as áreas e níveis da
organização.
25
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Quando implementada e mantida de acordo com esta Norma, a gestão dos
riscos possibilita a uma organização uma série de vantagens, descritas na Tabela 2.2.
Em termos gerais, gestão de riscos refere-se à arquitetura (princípios, estrutura
e processo) para gerir, eficazmente, os riscos, enquanto gerir os riscos refere-se à
aplicação desta arquitetura para riscos particulares. A Figura 2.6 demostra a
arquitetura de gestão de riscos recomendada pela Norma ISO 31000, bem como o
relacionamento entre os seus componentes.
Tabela 2.2 - Consequências de uma boa gestão de riscos (adaptada da Norma ISO:31000)
Aumentar a probabilidade de atingir os objetivos
Encorajar uma gestão proactiva
Estar atenta para a necessidade de identificar e tratar os riscos através de toda a organização
Melhorar a identificação de oportunidade e ameaças
Atender às normas internacionais e requisitos legais e regulamentares pertinentes
Melhorar os relatórios financeiros
Melhorar a governação
Melhorar a confiança das partes interessadas
Estabelecer uma base confiável para a tomada de decisão e planeamento;
Melhorar os controlos
Alocar e utilizar eficazmente os recursos para o tratamento dos riscos;
Melhorar a eficácia e a eficiência operacional
Melhorar o desempenho em saúde e segurança, bem como a proteção ambiental;
Melhorar a prevenção de perdas e a gestão de incidentes,
Minimizar perdas
Melhorar a aprendizagem organizacional
Aumentar a resiliência da organização
2.6.1.1 Princípios da Gestão de Risco
Para uma gestão de riscos eficaz, uma
organização deve ter em consideração os
princípios abaixo descritos, estabelecidos pela
Norma.
A gestão de riscos, ao contribuir para a
realização demonstrável dos objetivos e a melhoria do desempenho referente, por
exemplo, à segurança e saúde das pessoas, conformidade legal e regulamentar,
aceitação pública, proteção ambiental, qualidade do produto, gestão de projetos,
eficiência nas operações, governação e reputação, cria e protege valor.
26
Avaliação de Risco Ambiental
Princípios
Estrutura
Processo
Mandato e
Estabelecimento do contexto
comprometimento
a) Cria e protege valor
b) Parte
integrante
dos
Avaliação de risco
processos organizacionais
c) Parte da tomada de decisões
explicitamente
Identificação de riscos
a
Conceção da estrutura para
incerteza
estruturada
gerir riscos
e
oportuna
f)
Baseada
nas
melhores
informações disponíveis
g) Feita sob medida
h) Considera fatores humanos e
Melhoria contínua da
Implementação da
estrutura
gestão de riscos
culturais
i)
Transparente e inclusiva
j)
Dinâmica, interativa e capaz
Análise de riscos
Monitorização e análise
e) Sistemática,
Comunicação e consulta
d) Aborda
Avaliação de riscos
de reagir a mudanças
k) Facilita a melhoria contínua
da organização
Monitorização e análise
crítica da estrutura
Tratamento de riscos
Figura 2.6 - Relacionamento entre os princípios, estrutura e processo da gestão de riscos (adaptado da Norma ISO:31000)
27
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
•
A gestão de ricos não é uma atividade autónoma, separada das principais atividades
e processos da organização, pelo contrário, faz parte das responsabilidades da
administração e é parte integrante de todos os processos organizacionais, incluindo
o planeamento estratégico e todos os processos de gestão e mudanças de projetos.
Deste modo, a gestão de riscos é parte integrante de todos os processos
organizacionais.
•
A gestão de riscos é parte da tomada de decisões, uma vez que auxilia os decisores
a fazer escolhas consistentes, priorizar ações e distinguir entre formas alternativas
de ação.
•
A gestão de riscos tem, explicitamente, em consideração a incerteza, a natureza
dessa incerteza, e como ela pode ser tratada.
•
Uma abordagem sistemática, oportuna e estruturada para a GR contribui para a
eficiência e para resultados consistentes, comparáveis e confiáveis.
•
As entradas para o processo de gerir riscos são baseadas em fontes de informação,
tais como dados históricos, experiências, retroalimentação das partes interessadas,
observações, previsões, e opiniões de especialistas, isto é, a gestão de riscos
baseia-se nas melhores informações disponíveis.
•
A gestão de riscos é feita sob medida, estando alinhada com o contexto interno e
externo da organização e com o perfil do risco.
•
Ao reconhecer as capacidades, perceções e intenções do pessoal interno e externo
que podem facilitar ou dificultar a realização dos objetivos da organização, a gestão
de riscos tem em consideração fatores humanos e culturais.
•
A gestão de riscos é transparente e inclusiva, permitindo o envolvimento apropriado
e oportuno das partes interessadas e, em particular, dos tomadores de decisão em
todos os níveis da organização, assegurando, deste modo, uma gestão de riscos
relevante e atualizada.
•
À medida que ocorrem eventos internos e externos, o contexto e o conhecimento
modificam-se, a monitorização e a análise crítica são realizados, emergem novos
riscos, outros modificam-se ou desaparecem. Contudo, a gestão de riscos percebe e
reage continuamente a essas mudanças.
•
A gestão de riscos facilita a melhoria contínua da organização ao permitir o
desenvolvimento e implementação de estratégias para melhorar a sua maturidade na
gestão de riscos bem como nos demais aspetos da organização.
28
Avaliação de Risco Ambiental
2.6.1.2 Estrutura da Gestão de Risco
O sucesso da gestão de riscos irá depender da
eficácia da estrutura de gestão. Esta estrutura fornece
os fundamentos e os arranjos que irão incorporar a
gestão de riscos através de toda a organização, em
todos os níveis, auxilia a gerir os riscos eficazmente
através da aplicação do processo de gestão de riscos em diferentes níveis e dentro de
contextos específicos da organização. A estrutura de gestão também assegura que a
informação sobre riscos seja adequadamente reportada e utilizada como base para a
tomada de decisão e a responsabilização em todos os níveis organizacionais aplicáveis.
A estrutura não pretende prescrever um sistema de gestão, mas auxiliar a
organização a integrar a gestão de riscos no seu sistema de gestão global. Deste modo, a
Norma recomenda que as organizações adaptem os componentes da estrutura às suas
necessidades específicas.
Caso a organização já contenha componentes de gestão de riscos nas suas práticas,
processos de gestão, ou se já adotou um processo formal de gestão de riscos, então é
recomendado que estes sejam criticamente analisados e avaliados em relação à Norma, a
fim de determinar a sua suficiência e eficácia.
2.6.1.3 Processo de Gestão de risco
A gestão de riscos deve ser implementada,
garantindo que o processo de gestão é aplicado
através de um plano de gestão de riscos em todos os
níveis e funções da organização como parte das suas
práticas e processos. A introdução da gestão de riscos
e a garantia de sua contínua eficácia requer comprometimento forte e sustentado a ser
assumido pela administração da organização, bem como um planeamento rigoroso e
estratégico para obter-se esse comprometimento em todos os níveis. Os deveres da
organização estão enunciados na Tabela 2.3.
A fim de assegurar que esta gestão de riscos é eficaz e continua a apoiar o
desempenho organizacional, a organização deve implementar as ações com vista à
monitorização e revisão da mesma. As ações a serem implementadas pela organização
estão expostas na Tabela 2.4.
29
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 2.3 – Deveres de uma organização para garantir uma gestão eficaz de riscos (adaptado da
Norma ISO 31000)
Definir e aprovar a política de gestão de riscos
Assegurar que a cultura da organização e a política de gestão de riscos estejam alinhadas
Definir indicadores de desempenho para a gestão de riscos que estejam alinhados com os indicadores de
desempenho da organização
Alinhar os objetivos da gestão de riscos com os objetivos e estratégias da organização
Assegurar a conformidade legal e regulamentar
Atribuir responsabilidades nos níveis apropriados dentro da organização
Assegurar que os recursos necessários sejam alocados para a gestão de riscos
Comunicar os benefícios da gestão de riscos a todas as partes interessadas
Assegurar que a estrutura para gerir riscos continue a ser apropriada;
Melhorar os controlos
Alocar e utilizar eficazmente os recursos para o tratamento dos riscos;
Melhorar a eficácia e a eficiência operacional
Melhorar o desempenho em saúde e segurança, bem como a proteção ambiental;
Melhorar a prevenção de perdas e a gestão de incidentes,
Minimizar perdas
Melhorar a aprendizagem organizacional
Aumentar a resiliência da organização
Tabela 2.4 – Ações que a organização deve implementar para assegurar que a gestão de riscos é
eficaz e continua a apoiar o desempenho organizacional (adaptado da Norma ISO 31000)
Medir o desempenho da gestão do risco em relação aos indicadores, que são periodicamente revistos
para adequação
Medir periodicamente o progresso e o desvio do plano de gestão de riscos
Rever periodicamente a adequação da política, do plano e da estrutura da gestão de riscos, dado o
contexto interno e externo da organização
Rever o relatório sobre os riscos, sobre o progresso do plano de gestão de riscos e como a política de
gestão de riscos está a ser seguido
Analisar a eficácia da estrutura de gestão do risco
Com base nos resultados da monitorização e das revisões, devem ser tomadas
decisões sobre como a estrutura, a política e o plano da gestão de riscos podem ser
melhorados. Estas decisões devem levar a melhorias na capacidade de gerir riscos da
organização e na sua cultura de gestão de riscos.
De acordo com o modelo de gestão de risco ambiental, proposto pela Norma ISO
31000, o processo de gestão de risco deve ser parte integrante da gestão, incorporado na
cultura e nas práticas, e adaptado aos processos de negócio da organização.
30
Avaliação de Risco Ambiental
O processo é constituído pelas atividades de comunicação e consulta com as partes
interessadas; estabelecimento do contexto, avaliação de riscos, tratamento de riscos e por
último a monitorização e revisão de risco que deverá integrar o planeamento do processo de
gestão de risco.
A comunicação e consulta com as partes
interessadas, internas e externas, deve ser um
processo contínuo e iterativo que a organização
realiza
para
providenciar,
partilhar
ou
obter
informação. Deve ocorrer durante todas as etapas do
processo de gestão de risco.
A comunicação e consulta às partes interessadas são importantes na medida em que
fazem julgamentos sobre riscos baseados nas suas perceções sobre o risco. Estas
perceções podem variar devido às diferenças de valores, necessidades, suposições,
conceitos e preocupações das partes interessadas.
Como os seus pontos de vista podem ter impacte significativo sobre as decisões
tomadas, as perceções das partes interessadas devem ser identificadas, registadas e
levadas em consideração no processo de tomada de decisão.
Esta etapa deve facilitar a troca de informações verdadeiras, pertinentes, exatas e
compreensíveis, levando em consideração os aspetos de confidencialidade e integridade
das pessoas.
Ao estabelecer o contexto, a organização
articula os seus objetivos e define os parâmetros
externos e internos a serem considerados ao gerir
riscos, e estabelece o âmbito e os critérios de risco
para o restante processo. Devem ser estabelecidos os
objetivos, as estratégias, o âmbito e os parâmetros das atividades da organização ou
daquelas partes da organização, nas quais o processo de gestão de riscos esta a ser
aplicado.
A gestão dos riscos deve ser realizada com plena consciência da necessidade de se
justificar os recursos utilizados na sua gestão de riscos. Os recursos requeridos, as
responsabilidades e as autoridades, além dos registos a serem mantidos, devem ser
especificados.
No estabelecimento do contexto da gestão de riscos, a organização deve definir os
critérios a serem utilizados para avaliar a significância do risco. Os critérios devem ser
definidos no início de qualquer processo de gestão de riscos e analisados criticamente de
forma continua. Estes critérios devem refletir os valores, objetivos e recursos da
31
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
organização, serem compatíveis com a política de gestão de riscos da organização e incluir
os aspetos mencionados na Tabela 2.5.
Tabela 2.5 – Critérios que a organização deve definir para avaliar a significância do risco (adaptado
da Norma ISO 31000)
A natureza e os tipos de causas e de consequências que podem ocorrer e, como elas serão medidas
Como a probabilidade será definida
A evolução no tempo da probabilidade e/ou consequência(s)
Como o nível de risco deve ser determinado
Os pontos-de-vista das partes interessadas
O nível em que o risco se torna aceitável ou tolerável
Se convém que combinações de múltiplos riscos sejam levadas em consideração e, em caso afirmativo,
como e quais combinações convém que sejam consideradas
De acordo com a Norma, o processo de
avaliação de risco é o processo global de identificação,
análise e avaliações de riscos. A organização deve
identificar as fontes de risco, áreas de impactes,
eventos (incluindo mudanças nas circunstâncias) e
suas causas e consequências potenciais.
A identificação deve incluir todos os riscos, estando as suas fontes sob controlo da
organização ou não, e mesmo que as fontes ou causas dos riscos possam não ser
evidentes. Deve, também, incluir a análise de reações em cadeia provocadas por
consequências específicas, incluindo os efeitos cumulativos e em cascata.
A Norma recomenda que além de identificar o que pode acontecer, é também
necessário considerar possíveis causas e cenários que mostrem quais as consequências
podem ocorrer, considerando todas as causas e consequências significativas.
A análise de riscos envolve a apreciação das causas e as fontes de risco, suas
consequências, e a probabilidade de que essas consequências possam acontecer,
devendo-se identificar os fatores que afetam as consequências e a probabilidade. Segundo
a Norma, o risco é analisado determinando-se as consequências e a sua probabilidade. A
análise pode ser realizada com diversos graus de detalhe, dependendo do risco, da
finalidade da análise e das informações, dados e recursos disponíveis.
A finalidade da avaliação de risco é auxiliar na tomada de decisões com base nos
resultados da análise de riscos, sobre quais os riscos que necessitam de tratamento e a
prioridade para a implementação do tratamento.
32
Avaliação de Risco Ambiental
O tratamento de riscos envolve a seleção de
uma ou mais opções para modificar os riscos e a
implementação dessas opções, e é composto pelo
processo cíclico, evidenciado na Figura 2.7.
Selecionar
a
opção
de
tratamento
mais
adequada envolve o equilíbrio entre os custos, os esforços de implementação e os
benefícios derivados, em relação aos requisitos legais regulamentares e outros, como a
responsabilidade social e a proteção do ambiente natural.
A avaliação do tratamento de
riscos já realizado
Avaliação da eficácia desse
tratamento
A decisão se os níveis de risco
residual são toleráveis
Se não forem toleráveis, a
definição e implementação de
um novo tratamento para os
riscos
Figura 2.7 – Processo cíclico inerente do tratamento de risco (adaptado da Norma ISO 31000)
A monitorização e revisão contínuas são
componentes vitais de um processo de gestão de risco
efetivo. Devem ser planeadas como parte do processo
de gestão de risco e envolvem a verificação ou
vigilância regulares. A monitorização e revisão podem
ser periódicas ou acontecer em resposta a um facto específico.
O processo de monitorização e análise da organização deve abranger todos os
aspetos do processo de gestão de riscos com a finalidade de garantir que os controlos
sejam eficazes e eficientes, quer na conceção quer na operação. Deve também providenciar
informações adicionais para melhorar a avaliação de risco, analisar os eventos (incluindo os
quase-acidentes), as mudanças, tendências, sucessos, fracassos e aprender com eles e
detetar mudanças no contexto externo e interno, incluindo alterações nos critérios de risco e
no próprio risco, os quais podem requerer revisão dos tratamentos dos riscos e suas
prioridades. Por último, deve identificar os riscos emergentes.
33
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
O progresso na implementação dos planos de tratamento de riscos proporciona uma
medida de desempenho. Os resultados podem ser incorporados na gestão e na
apresentação de informações (tanto externa como internamente) a respeito do desempenho
global da organização.
2.6.2
IEC/FDIS 31010 – Gestão do Risco – Técnicas de avaliação do risco
Esta Norma é uma norma de apoio à ISO/FDIS 31000 e fornece orientações sobre a
seleção e aplicação de técnicas sistemáticas para o processo de avaliação de riscos.
Considera que o produto da avaliação do risco é fornecer informações baseadas em
evidências e análises para tomar decisões corretas de como tratar os riscos para cada
atividade em específico e pressupõe que a avaliação do risco é realizada no âmbito e
processo de gestão de risco descritos na Norma ISO:31000.
De acordo com esta Norma, os métodos de identificação de riscos podem incluir:
•
Métodos baseados em evidências;
•
Abordagens sistemáticas, onde uma equipa de especialistas segue um processo
sistemático para identificar os riscos por meio de um conjunto estruturado de
instruções ou perguntas;
•
Técnicas de raciocínio indutivo.
A Norma salienta que, independentemente das técnicas efetivamente empregues, é
importante que o devido reconhecimento seja dado a fatores humanos e organizacionais na
identificação de riscos.
Assim sendo, convém que os desvios dos fatores humanos e organizacionais em
relação ao esperado sejam incluídos no processo de identificação de riscos.
De acordo com a Norma, os métodos utilizados na análise de riscos podem ser
qualitativos, semi-quantitativos ou quantitativos (ver Capítulo III). O grau de detalhe
requerido dependerá da aplicação, em particular, da disponibilidade de dados confiáveis e
das necessidades de tomada de decisão da organização. Alguns métodos e o grau de
detalhe da análise podem ser prescritos pela legislação. Contudo, mesmo onde tenha sido
conduzida uma completa quantificação, é preciso reconhecer que os níveis de risco
calculado são estimativas.
Deste modo, a Norma adverte para que se não seja atribuído um nível de exatidão
incompatível com a exatidão dos dados e métodos empregados e que os níveis de risco
sejam expressos nos termos mais adequados para cada tipo de risco e numa forma que
auxilie a avaliação de riscos.
34
Avaliação de Risco Ambiental
Se o processo de avaliação de riscos apoia um processo sistemático de gestão de
riscos, convém que seja realizado e documentado de tal forma que possa ser mantido
durante o ciclo de vida do sistema, organização, equipamento ou atividade e a avaliação
deve ser atualizada sempre que novas informações significativas estejam disponíveis e o
contexto se altere, de acordo com as necessidades do processo de gestão.
Este processo destacará o contexto e outros fatores que se pode esperar que variem
ao longo do tempo e que poderiam alterar ou invalidar o processo de avaliação de riscos.
Estes fatores devem ser identificados para uma contínua monitorização e análise, de modo
a que o processo de avaliação de risco possa ser atualizado quando necessário.
Em temos gerais, convém que as técnicas de avaliação de risco apresentem as
características evidenciadas na Tabela 2.6:
Tabela 2.6 – Características que as técnicas de avaliação de risco devem deter (adaptado de Norma
IEC 31010)
Sejam justificáveis e apropriadas à situação ou organização em questão
Proporcionem resultados que possibilitem interligar o entendimento da natureza do risco à forma como
ele pode ser tratado
Sejam rastreáveis, repetíveis e verificáveis
A Norma refere ainda que vários fatores influenciam a seleção de uma abordagem
ao processo de avaliação de risco, tais como a disponibilidade de recursos, a natureza e o
grau de incerteza nos dados e informações disponíveis, bem como a complexidade da
aplicação. As técnicas de avaliação de risco devem ser selecionadas com base em fatores
aplicáveis, tais como:
•
Os objetivos do estudo. Os objetivos do processo de avaliação de risco terão uma
influência direta sobre as técnicas utilizadas.
•
As necessidades dos decisores. Em alguns casos, um alto nível de detalhe é
necessário para tomar uma boa decisão, em outros um entendimento mais geral é
suficiente.
•
O tipo e a gama de riscos que estão a ser analisados.
•
A potencial magnitude das consequências. A decisão sobre a profundidade em que o
processo de avaliação é conduzido deve refletir a perceção inicial das
consequências.
•
O grau de conhecimento especializado, recursos humanos e outros recursos
necessários. Um método simples e bem feito pode fornecer melhores resultados do
35
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
que um processo mais sofisticado e mal feito. O esforço aplicado ao processo de
avaliação deve ser compatível com o potencial nível de risco em análise.
•
A disponibilidade de informações e dados. Algumas técnicas requerem mais
informações e dados do que outras
•
A necessidade de modificação/atualização do processo de avaliação de risco. O
processo de avaliação pode necessitar ser modificado/atualizado no futuro e
algumas técnicas são mais ajustáveis do que outras a este respeito
•
Quaisquer requisitos regulatórios e contratuais.
36
Capítulo III -
Metodologias de Avaliação de Risco Ambiental
37
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
3 Metodologias de Avaliação de Risco ambiental
3.1
Metodologias de Avaliação de Risco Ambiental
A segurança em engenharia tem-se vindo a desenvolver continuamente, existindo,
atualmente, uma série de metodologias comprovadas que podem ser aplicadas para
identificar potenciais situações de perigo e que se têm mostrado cada vez mais essenciais
na civilização industrializada em que vivemos.
Geralmente é utilizado mais do que um método de avaliação de risco, visto que
alguns métodos têm objetivos distintos. Uns focam-se na identificação dos perigos, outros
na análise de risco, e existem ainda alguns que incluem a componente de quantificação do
risco. Deste modo, é possível obter uma avaliação do risco mais completa (Ferreira, 2008).
Do mesmo modo que a ARA pode variar em detalhe, também as metodologias a
empregar para a realizar variam. As metodologias são classificadas em três categorias
principais: qualitativos, quantitativos, e semi-quantitativos – Figura 3.1. (Bernard et al., 2000;
Fairman et al., 1998; Gormley et al., 2011; Green et al., 2000; IEC 31010:2009; ISO
31000:2009; Marhavilas et al., 2011; Markowski e Mannan, 2008; Ni et al., 2010).
Métodos
Qualitativos
Metodologias de
Avaliação de
Risco Ambiental
Métodos
SemiQuantitativos
Métodps
Quantitativos
Figura 3.1 – Categorias das metodologias de Avaliação de Risco Ambiental
38
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
A Norma IEC 31010 descreve algumas metodologias de avaliação de risco. Embora
o termo seja idêntico, uma Avaliação de Risco difere de uma Avaliação de Risco Ambiental.
De acordo com a Agência Europeia para a Segurança e a Saúde no Trabalho, uma
Avaliação de Risco é o processo de avaliação dos riscos para a segurança e saúde dos
trabalhadores, resultantes de perigos no local de trabalho. Uma Avaliação de Risco
Ambiental, tal como mencionado anteriormente, está associada a incertezas, alusivas à
possibilidade de ocorrência de um acidente grave com capacidade para provocar danos
tanto no Homem como no ambiente.
Algumas das metodologias de Avaliação de Risco, enumeradas na Norma IEC 31010
– Tabelas 3.1 e 3.2, podem ser adaptadas a um processo de ARA, destacando-se a Análise
dos Modos de Falha e Efeitos (FMEA) e Análise dos Modos e Criticidade dos Efeitos de
Falhas (FMECA), Análise de Árvore de Falhas (FTA), Análise de Árvore de Eventos (ETA) e
a Matriz de Risco (Risk Matrix). Das metodologias enumeradas pela Norma, apenas a
Avaliação de Toxicidade (Toxicity assessment) é direcionada para uma ARA.
Tabela 3.1 – Metodologias de Avaliação de Risco
Técnica
Descritas na
Norma IEC 31010
Categoria
Informação adicional
Brainstorming
Qualitativa
-
Structured or semi-structured interviews
Qualitativa
-
Delphi
Qualitativa
-
Check-lists
Qualitativa
Marhavilas et al. (2011)
Qualitativa
Ericson (2005)
Preliminary Hazard Analysis (PHA
Ericson (2005)
Hazard and operability studies (HAZOP)
Qualitativa
Ferreira (2008)
Marhavilas et al. (2011)
Hazard Analysis and Critical Control
Qualitativa
Structured “What-if” Technique (SWIFT)
Qualitativa
Marhavilas et al. (2011)
Scenario analysis
Qualitativa
-
Business impact analysis
Qualitativa
Root cause analysis
Qualitativa
-
Cause-and-Effect Analysis
Qualitativo
-
Points (HACCP)
Sneak circuit analysis
Qualitativa
Safety audits
Qualitativa
Task Analysis (TA)
Qualitativa
The Sequentially Timed Event Plotting
(STEP) technique
Cost/benefit analysis
Qualitativa
Qualitativa ou Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Marhavilas et al. (2011)
Marhavilas et al. (2011)
Herrera and Woltjer (2010)
-
(continua)
39
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 3.2 – Metodologias de Avaliação de Risco (continuação)
Técnica
Descritas na
Norma IEC 31010
Multi-criteria decision analysis
Categoria
Informação adicional
Qualitativa ou Quantitativa
Layer protection analysis (LOPA)
Quantitativa
Decision Tree Analysis
Quantitativa
-
Human Reliability Analysis
Quantitativa
-
Bow tie analysis
Quantitativa
-
Reliability centred maintenance
Quantitativa
Markov analysis
Quantitativa
Ericson (2005)
Monte Carlo simulation
Quantitativa
-
(MCDA)
Bayesian statistics and Bayes Nets
Quantitativa
-
FN curves
Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Quantitative risk measures of societal risk
Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Quantitative Risk-Assessment (QRA)
Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Quantitativa
Marhavilas et al. (2011)
Predictive, Epistemic Approach (PEA)
Quantitativa
The weighted risk analysis (WRA)
The proportional risk-assessment (PRAT)
technique
Quantitative assessment of domino
scenarios (QADS)
Marhavilas et al. (2011)
Vaidogas (2006)
Marhavilas et al. (2011)
Arabian-Hoseynabadi et al.
(2010)
Failure modes and effects analysis
(FMEA) and Failure Modes and Effects
Barreira (2012)
Semi-Quantitativa
and Criticality Analysis (FMECA)
Costa e Silva et al. (2006)
Chiozza e Ponzetti (2009)
Ericson (2005)
Xiao et al. (2011)
Ericson (2005)
Fault Tree Analysis (FTA)
Semi-Quantitativa
Ferreira (2008)
Marhavilas et al. (2011)
Matos (2009)
Ericson (2005)
Event Tree Analysis (ETA)
Semi-Quantitativa
Cause and Consequence Analysis
Semi-Quantitativa
Semi-Quantitativa
Semi-Quantitativa
Risk-based Maintenance (RBM)
Semi-Quantitativa
Toxicity assessment
Ferreira (2008)
Marhavilas et al. (2011)
Risk indices - Risk Matrix Consequence/probability matrix
Human Error Analysis Techniques (HEAT)
or Human Factor Event Analysis (HFEA)
40
Qualitativa, Quantitativa e
Semi-Quantitativo
Ericson (2005)
Markowski e Mannan (2008)
Ni et al. (2010)
Marhavilas et al. (2011)
Khan e Haddara (2003)
Marhavilas et al. (2011)
-
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
Ao utilizar um método qualitativo, a Norma IEC 31010:2009 recomenda que exista
uma explicação clara de todos os termos empregados e o registo da base para todos os
critérios. É também recomendável que os níveis de risco sejam expressos nos termos mais
adequados para cada tipo de risco e numa forma que auxilie a avaliação de risco.
A mesma Norma salienta que, mesmo com uma completa quantificação, é
necessário reconhecer que os níveis de risco calculados são estimativas, devendo-se evitar
a atribuição de um nível de exatidão e precisão incompatível com a exatidão dos dados e
métodos empregues.
Nos próximos subcapítulos são explicadas as categorias das metodologias (métodos
qualitativos, quantitativos e semi-quantitativos).
3.1.1
Métodos Qualitativos
Os métodos qualitativos são baseados numa avaliação de observância, isto é, de
estimativa analítica (Markowski e Mannan, 2008).
Este tipo de metodologia pode ser simples de aplicar e com uma boa relação custobenefício, no entanto são mais subjetivos que outros métodos, nomeadamente os
quantitativos.
A aplicação e resultados dos métodos qualitativos também podem ser ambíguos,
pois não há forma de saber como a interpretação dos dados qualitativos por uma pessoa é
similar à interpretação de outra. Este facto torna as medidas qualitativas menos úteis para
caracterizar as consequências do risco, contudo, são úteis ao estabelecer uma avaliação
preliminar para análises subsequentes, especialmente quando não se dispõe de informação
quantificada (Gormley et al., 2011).
Este tipo de método avalia o nível de risco resultante em comparação com os
critérios qualitativos e define consequência, probabilidade e nível de risco por níveis de
significância, tais como “alto”, “médio” e “baixo” (IEC 31010:2009).
3.1.2
Métodos Quantitativos
De acordo com as técnicas quantitativas, o risco pode ser considerado como uma
quantidade, que pode ser estimada e expressa por uma relação matemática, com base em
dados históricos (Marhavilas et al., 2011), ou seja, estima valores práticos para as
consequências e respetivas probabilidades, produzindo valores, do nível de risco, em
unidades específicas definidas no contexto da avaliação (IEC 31010:2009).
Deste modo, pode dizer-se que estas técnicas são baseadas numa avaliação de
medidas de risco (Markowski e Mannan, 2008).
41
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
A aplicação deste tipo de metodologia está dependente da seleção ou manipulação
de dados (Gormley et al., 2011). Além disso, uma análise quantitativa completa pode nem
sempre ser possível ou desejável devido à escassez de dados relativos ao sistema ou
atividade em análise, à influência dos fatores humanos ou porque o esforço da análise
quantitativa não é justificável ou requerido (IEC 31010:2009).
3.1.3
Métodos Semi-Quantitativos
As técnicas semi-quantitativas combinam as vantagens das técnicas anteriores (Ni et
al., 2010), contudo, apresentam uma grande complexidade devido ao seu carácter “ad hoc”
que impede uma ampla disseminação (Marhavilas et al., 2011).
Estes métodos utilizam escalas de classificação numéricas para a consequência e
probabilidade, combinando-as de modo a produzir um nível de risco através de uma fórmula.
As escalas podem ser lineares, logarítmicas ou podem ter outra relação; as fórmulas
utilizadas também podem variar (IEC 31010:2009).
Os métodos semi-quantitativos providenciam uma abordagem consistente e
sistemática quando se pretende priorizar diferentes riscos (Gormley et al., 2011).
3.2
Metodologias formuladas para Avaliação de Risco Ambiental
As próximas metodologias descritas foram formuladas para aplicação a um processo
de ARA, nomeadamente a ARAMIS, a H&V, a UNE 150008:2008 e, por último, a
metodologia desenvolvida pela Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA).
3.2.1
Accidental Risk Assessment Methodology for Industries in the framework
of Seveso II Directive (ARAMIS)
Esta metodologia constitui um projeto desenvolvido através de uma parceria entre
instituições de diferentes Estados-Membros da União Europeia (Marques, 2012; Velosa,
2007), de Avaliação de Risco de infraestruturas industriais, tendo em conta as ferramentas
de prevenção implementadas pelos operadores (ARAMIS, 2009). Os seus objetivos
centraram-se essencialmente no estabelecimento de regras para a identificação de cenários
acidentais, assim como na elaboração de um índice de risco relevante, no âmbito da Diretiva
Seveso II (Velosa, 2007).
Este índice de risco divide-se nas componentes de gravidade do risco e
vulnerabilidade da envolvente do estabelecimento, cujos valores calculados são introduzidos
em mapas, recorrendo a sistemas de informação geográfica (Marques, 2012; Velosa, 2007).
42
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
De modo a descrever a sensibilidade dos potenciais alvos, localizados na envolvente
da atividade em estudo, o projeto ARAMIS propõe uma caracterização do grau de risco
através de um índice de risco integrado, composto por parâmetros independentes
relacionados com a avaliação do grau de severidade de determinados cenários, a eficácia
da gestão de prevenção e a estimativa da vulnerabilidade ambiental (Marques, 2012).
De acordo com o guia do utilizador (ARAMIS, 2004), a metodologia ARAMIS é
dividida nas seguintes etapas principais:
•
Identificação dos principais cenários acidentais (MIMAH)
•
Identificação das barreiras de segurança e avaliação do seu desempenho
•
Avaliação da eficácia da gestão de segurança para a viabilidade das barreiras
•
Identificação dos cenários acidentais de referência (MIRAS)
•
Avaliação e mapeamento da gravidade do risco dos cenários de referência
•
Avaliação e mapeamento da vulnerabilidade da envolvente da planta
A metodologia para a identificação dos perigos de acidentes graves (MIMAH –
Methodology for the Identification of Major Accident Hazards) define o potencial máximo de
perigo de uma instalação. O termo “perigos de acidentes graves” refere-se ao pior acidente
que possa acontecer na instalação, assumindo que não existem sistemas de segurança
instalados (incluindo sistemas de gestão de segurança) ou que são inefetivos.
A MIMAH fornece uma metodologia abrangente para recolher a informação
necessária para identificar equipamentos potencialmente perigosos na planta e também
para selecionar equipamentos perigosos relevantes, suscetíveis de provocar acidentes
graves.
A segunda etapa, isto é, identificação das barreiras de segurança e avaliação do seu
desempenho, tem como objetivo fornecer uma estimativa precisa do nível de risco e
promover a implementação de sistemas de segurança. Nesta etapa, os efeitos dos sistemas
de segurança são considerados em termos de frequência do acidente e também em termos
de nível de consequências. De modo a obter o nível de risco aceitável, durante a análise de
risco é atribuída a cada cenário uma meta de redução de risco, definida em termos do
agregado do nível de confiança.
A gestão (terceira etapa) tem uma forte influência na capacidade de controlo do
risco. A gestão de segurança aplicada à política de prevenção de acidentes graves leva à
definição de ações relacionadas com fatores técnicos, humanos e organizacionais. A gestão
objetiva providenciar e manter as barreiras (quer sejam técnicas ou comportamentais) no
nível máximo de efetividade, que depende do quadro organizacional e de gestão,
manutenção, adequabilidade dos procedimentos, educação, atitudes de segurança dos
43
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
funcionários, etc.) contra acidentes. A gestão de segurança afeta a probabilidade de
ocorrência dos cenários.
Após a avaliação dos cenários acidentais e da referenciação das barreiras de
segurança, é necessário avaliar as suas consequências – quarta etapa. A metodologia para
identificação dos cenários acidentais de referência - MIRAS (Methodology for the
Identification of Reference Accident Scenarios) objetiva selecionar apenas os cenários que
correspondem a fenómenos perigosos com uma frequência e/ou consequências que podem
ter efeitos atuais na gravidade (cenários de referência), por entre os cenários acidentais
graves, identificados com a MIMAH.
Após a seleção dos cenários acidentais de referência, esta metodologia implica a
avaliação da gravidade desses cenários (quinta etapa). Esta avaliação permite construir
mapas de gravidade para que os efeitos de um acidente possam ser cruzados com a
vulnerabilidade da envolvente ao acidente.
De modo a avaliar a severidade do risco associado a cada cenário acidental, foi
desenvolvido um índice de gravidade (Tabela 3.2), cujo cálculo se baseia em valores-limite
de radiação térmica, sobrepressão e toxicidade, assim como nas probabilidades e
frequências associadas aos respetivos cenários (Velosa, 2007).
Tabela 3.3 – Índice de gravidade (ARAMIS, 2004)
Nivel de efeito
Descrição
1
Poucos ou nenhuns efeitos
2
Efeitos reversíveis
3
Efeitos irreversíveis
4
Inicio de letalidade e/ou efeitos “dominó”
A última etapa da metodologia ARAMIS é dedicada à avaliação da vulnerabilidade da
envolvente do estabelecimento. Esta é realizada recorrendo a um índice de vulnerabilidade.
Assim, a metodologia ARAMIS, elaborada por um conjunto de peritos na área de
segurança a nível europeu, apresenta orientações e ferramentas para cada passo do
processo de ARA. No entanto, exige modelação para os cenários mais gravosos, ao nível de
efeitos físicos, como a radiação térmica, a sobrepressão ou a nuvem tóxica, o que torna a
sua aplicação mais complexa.
3.2.2
Hazard & Vulnerability Index (H & V Index)
O índice H&V é uma ferramenta de estimativa dos impactes ambientais associados a
substâncias perigosas, desenvolvida pela Universidade de Ostrava na República Checa.
44
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
Este instrumento avalia os impactes em águas superficiais, águas subterrâneas, solos e o
meio biótico (Vojkovská e Danihelka (2002), citado por Marques (2012) e Velosa (2007)).
De acordo com o exposto no trabalho de Velosa (2007), a metodologia que esta
ferramenta apresenta baseia-se na categorização em cinco níveis de gravidade dos
impactes associados a cada cenário acidental e inclui três passos (Figura 3.2):
1. Identificação da perigosidade da substância,
2. Identificação da vulnerabilidade da envolvente,
3. Estimativa do grau de impacte de um acidente na envolvente.
No primeiro passo, procede-se a um cálculo da perigosidade tóxica da substância
envolvida no cenário, para cada compartimento ambiental, tendo como base a sua
ecotoxicidade e propriedades físico-químicas, que possam conduzir à sua dispersão. O
índice considera que a perigosidade de uma substância possui uma vertente tóxica para
qualquer compartimento ambiental, sendo que para o compartimento biota é considerada,
adicionalmente, uma vertente de perigosidade por inflamabilidade.
O segundo passo inicia-se com o reconhecimento dos compartimentos ambientais
passíveis de serem afetados pelo acidente em estudo, seguido do cálculo dos respetivos
índices de vulnerabilidade da envolvente afetada, considerando parâmetros, tais como
geologia, gestão da água, tipo de solo e tipo de paisagem.
Por último, a integração dos índices de perigosidade e de vulnerabilidade, para cada
compartimento ambiental e para cada substância, bem como a quantidade libertada no
cenário considerado, permite a estimativa da gravidade das consequências ambientais para
todos os compartimentos ambientais – aquático (águas superficiais e subterrâneas), solo e
biota. O resultado é uma categorização em 5 classes de gravidade das consequências para
cada compartimento ambiental: A - Impacte desprezável, B - Impacte baixo, C - Impacte
considerável, D - Impacte muito considerável e E - Impacte máximo.
Deste modo, o Índice H & V apresenta critérios de avaliação da perigosidade para o
ambiente das substâncias e da vulnerabilidade da envolvente do estabelecimento,
apresentando como resultado a classificação segundo uma de cinco categorias de
gravidade das consequências (Velosa, 2007).
45
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Inicio
Não
A substância é perigosa?
Fim
Sim
Análise do índice de perigosidade
Síntese
Análise do índice de vulnerabilidade
ITSW
ISW
ITUW
IUW
TS
ITS
IS
TB
ITB
IB
FR
IFR
TW
Quantidade de substância libertada
Consequências ambientais do acidente, por compartimento
Fim
TW – índice de perigosidade por toxicidade da substância, para o meio aquático; TS –
índice de perigosidade por toxicidade da substância, para o solo; TB – índice de
perigosidade por toxicidade da substância, para o compartimento biota; FR – índice de
perigosidade por inflamabilidade; ISW – índice de vulnerabilidade para as águas
superficiais; IUW – índice de vulnerabilidade para as águas subterrâneas; IS – índice de
vulnerabilidade para o solo; IB – índice de vulnerabilidade para o compartimento biota;
ITSW – índice de toxicidade da substância para as águas superficiais; ITUW – índice de
toxicidade para as águas subterrâneas; ITS – índice de toxicidade da substância para o
solo; ITB – índice de toxicidade da substância para o compartimento biota; IFR – índice de
impacte da substância inflamável para o compartimento biota.
Figura 3.2 – Esquema geral do índice H&V (Velosa, 2007)
46
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
3.2.3
Norma espanhola UNE 150008:2008
A Norma UNE 150008:2008, elaborada pela AENOR (Asociación Española de
Normalización y Certificación), constitui uma ferramenta para a análise e ARA de
organizações no âmbito do Decreto-Lei n.º 147/2008, de 29 de julho. Qualquer fator
ambiental que pode ser afetado, derivado das mais variadas ocorrências, é objeto da
presente norma. Para além de abranger o meio abiótico e o meio biótico, também é do seu
âmbito a envolvente humana e socioeconómica (Marques, 2012).
Esta norma tem como objetivo principal descrever o método para analisar e avaliar o
risco ambiental, assim como estabelecer as bases para uma gestão eficaz do mesmo e
facilitar a tomada de decisão nesta matéria (no âmbito de empresas, administrações
públicas e outras organizações) (AENOR, 2008).
Esta norma não proporciona ferramentas específicas, técnicas para a análise de
riscos ambientais ou algoritmos de cálculo, isto é, não estabelece uma definição de
condições ou requisitos de carácter legal em matéria de gestão de risco ambiental.
Contudo, serve de referência para a elaboração de informação, análises e avaliações
do risco ambiental durante as fazes de conceção, construção, funcionamento, operação ou
exploração, assim como para a desmantelamento ou demolição da instalação.
A norma propõe diretrizes de atuação, tanto para a elaboração de relatórios de
análise de risco ambiental como para a tomada de decisão através da sua avaliação e
posterior gestão.
Assim, para avaliar o risco de um cenário são consideradas as expectativas das
partes interessadas ou estudos de custo-benefício das ações a realizar, entre outras
considerações (Peña, 2011).
A norma apresenta uma metodologia (Figura 3.3) que se estrutura em três etapas
principais: análise dos riscos ambientais, avaliação do risco e gestão do risco.
A análise de riscos ambientais engloba a identificação dos perigos e suas causas,
através de uma análise sistemática das atividades e instalações (armazéns, processos e
instalações de produção e auxiliares), a realização de estudos de comportamento humano
(estrutura da organização, disponibilidade de sistemas de gestão) assim como a
consideração de elementos externos à instalação com influência nos possíveis perigos que
podem acontecer (agentes naturais, modalidades de infraestruturas e abastecimento ou
características de instalações vizinhas). Após a conclusão desta etapa, identificam-se os
eventos iniciadores de possíveis acidentes a partir da informação obtida na etapa anterior,
seguindo-se a etapa de postulação de cenários de cada acontecimento iniciador e posterior
47
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
estimativa da probabilidade ou frequência de ocorrência de determinados cenários e das
respetivas consequências.
Uma vez estimadas as probabilidades/frequências de ocorrência dos distintos
cenários identificados e as consequências provenientes de cada um dos três fatores
possíveis (naturais, humanos e socioeconómicos), é necessário proceder à estimativa do
risco através da fórmula:
= × ê
Análise do Risco
Identificação de causas
Fatores Ambientais
e perigos
Identificação de
Cenários
Estimativa das
Atribuição da
consequências
probabilidade
Estimativa do Risco
Avaliação de Risco
Monitorização e Revisão
Comunicação e Consulta
eventos iniciadores
Espectativas das partes interessadas
Custo-benefício
Outras
Gestão de Risco
Eliminação do Risco
Redução e controlo do Risco
Retenção e transferência do Risco
Comunicação do Risco
Figura 3.3 – Processo iterativo para identificar, avaliar e gerir o risco ambiental (AENOR,
2008)
Por último, procede-se à elaboração de tabelas de dupla entrada, para cada tipo de
fator, na qual os cenários são inseridos, de acordo com os índices de probabilidade e de
48
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
gravidade das consequências. Em cada uma destas tabelas, uma para cada fator, deve-se
localizar cada cenário com indicação da probabilidade/frequência de se concretizar esse
cenário e as consequências ou danos que cada cenário produz em cada fator. Deste modo,
a avaliação final do risco, é realizada com base na Figura 3.4.
Probabilidade
Consequências
1
3
4
5
1
1
3
4
5
2
2
6
8
10
3
3
9
12
15
4
4
12
16
20
5
5
15
20
25
0
Legenda:
Risco significativo: 16 a 25
Risco Moderado: 6 a 15
Risco leve: 1 a 5
Figura 3.4 – Estimativa do risco ambiental pela Norma UNE 150008:2008 (MINAM, 2010)
Devem também ser identificadas as incertezas, qualitativamente, associadas a todo
o processo e indicada a sua influência nos resultados finais. No entanto, quando o grau de
incertezas é elevado, deve-se realizar uma análise de sensibilidade de maneira a que os
resultados possam ser expressos dentro de um intervalo de confiança.
Deste modo, a Norma UNE 150008:2008, constitui uma abordagem interessante
para a avaliação de risco ambiental, contudo possui algumas incertezas inerentes à
quantificação das variáveis que entram na sua fórmula (Marques, 2012).
3.2.4
U.S. Environmental Protection Agency (EPA)
Na Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA), a Avaliação de Risco
Ambiental, tipicamente, enquadra-se numa das duas áreas: Saúde Humana e Risco
Ecológico. Estas são descritas em etapas, ou partes, devido às diferenças no modo de
realização de cada um deles. Esta avaliação é utilizada para caracterizar a natureza e
consequência dos riscos para a saúde humana (moradores, trabalhadores, visitantes) e para
os recetores ecológicos (aves, peixes, vida selvagem) de contaminantes químicos e de
outros stressores que podem estar presentes no ambiente (EPA, 2012a).
49
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Estes stressores podem afetar, negativamente, recursos naturais específicos ou
ecossistemas inteiros, incluindo plantas e animais, bem como o meio ambiente no qual
interagem.
A Avaliação de Risco Ambiental, na EPA, depende assim de fatores como a
quantidade de um químico presente no meio ambiente (solo, água, ar), a quantidade de
contato (exposição) que uma pessoa ou recetor ecológico no meio ambiente contaminado
teve e da toxicidade inerente do químico. Com base nesta informação, é avaliada a
frequência e consequência da exposição humana e ecológica que podem ocorrer como
consequência do contato com o meio contaminado, tanto no presente como no futuro.
Na prática, as metas das avaliações de risco ecológico e avaliações de risco à saúde
humana são essencialmente as mesmas. Embora existam algumas diferenças nas
atividades específicas entre os dois tipos de avaliação, elas geralmente aproximam-se de
uma avaliação global dos riscos e a sua caracterização de risco é associada de forma
semelhante (EPA, 2000).
Deste modo, a avaliação de risco à saúde humana adota o conceito da formulação
do problema da avaliação de risco ecológico e incorpora-o em atividades de planeamento e
definição de âmbito. Os esforços destas atividades também produzem, em ambos os tipos
de avaliação, um modelo conceitual que identifica as questões de recetores / contaminantes
de interesse e as potenciais vias de exposição nas quais a avaliação se deve focar.
A fase de análise, onde tanto a avaliação da exposição como a avaliação de efeitos
ou análises de avaliação de dose-resposta são conduzidas sob a avaliação de risco
ecológico, é semelhante à avaliação de dose-resposta e de exposição, realizadas sob a
avaliação de risco à saúde humana. Enquanto as avaliações de risco à saúde humana
focam-se nos riscos para indivíduos e populações / subpopulações, as avaliações de riscos
ecológicos podem concentrar-se em indivíduos (para espécies raras e ameaçadas),
populações, comunidades ou ecossistemas, dependendo das decisões tomadas nas
atividades de planeamento e âmbito / formulação do problema.
A caracterização do risco é uma parte integrante do quadro de avaliação de risco
ecológico e é a etapa final do processo de avaliação de risco à saúde humana.
Os princípios da realização da caracterização de risco na avaliação de risco
ecológico são os mesmos utilizados na avaliação de risco à saúde humana, isto é, devem
ser consistentes com os princípios de transparência, clareza, consistência e razoabilidade
(EPA, 2012c).
Segundo a informação disponibilizada pela EPA (EPA, 2012b), a Avaliação de Risco
à saúde humana é o processo de estimar a natureza e a probabilidade de efeitos adversos à
50
Metodologias de Avaliação de risco Ambiental
saúde em seres humanos que podem estar expostos a produtos químicos em meios
ambientais contaminados, tanto no presente como no futuro.
O processo formal de avaliação de risco à saúde humana inclui quatro passos
básicos, descritos na Figura 3.5.
Identificação dos perigos
Quais são os problemas para a
saúde causados pelo
poluente?
Avaliação do efeito doseresposta
Quais são os problemas para a
saúde a diferentes niveis de
exposição?
Avaliação da exposição
Qual a quantidade de poluente
a que as pessoas estão
expostas durante um periodo
de tempo especifico? Quantas
pessoas estão expostas?
Caracterização do Risco
Qual é o risco extra ou
problemas de saúde na
população exposta?
Figura 3.5 – O processo de Avaliação de Risco à saúde humana da EPA (baseado em EPA,
2012b).
A avaliação de risco ecológico é definida pela EPA (EPA, 2012c) como o processo
para avaliar a probabilidade do meio ambiente ser afetado como resultado da exposição a
um ou mais stressores ambientais, tais como produtos químicos, mudança de terra,
doenças, espécies invasoras e mudanças climáticas.
As avaliações de risco ecológico são utilizadas, tanto para apoiar diversos tipos de
ações, incluindo a regulamentação de locais com resíduos perigosos, produtos químicos
industriais e pesticidas. São também usadas na gestão de bacias hidrográficas ou de outros
ecossistemas afetados por múltiplos stressores químicos, físicos ou biológicos, como para
prever a probabilidade de efeitos futuros ou avaliar a probabilidade de efeitos causados pela
exposição passada a stressores. A informação proveniente desta avaliação é então utilizada
para acompanhamento, tal como comunicação às partes interessadas e ao público em
geral, limitação das atividades relacionadas com o stressor ecológico e do uso de um
determinado produto químico ou o desenvolvimento de um plano de monitorização para
determinar se os riscos foram reduzidos ou se o ecossistema está a recuperar.
A Avaliação de Risco Ecológico inclui três fases (Figura 3.6) e é realizada de acordo
com o guia “Guidelines for Ecological Risk Assessment”, publicado em 1998 (EPA, 1998).
De acordo com este guia, as avaliações de risco ecológico são realizadas para transformar
51
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
dados científicos em informações significativas sobre o risco de as atividades humanas para
o meio ambiente. A sua finalidade é permitir uma tomada de decisão de cariz ambiental
informada.
Formulação do
problema
Análise
Caracterização da
exposição e/ou efeitos
ecológicos
Caracterização do
Risco
Figura 3.6 - O processo de Avaliação de Risco ecológico da EPA (baseado em EPA, 2012c).
52
Capítulo IV -
Aterros
53
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
4 Aterros
4.1
Enquadramento
Os aterros são uma forma de gestão de resíduos que ninguém quer, mas que todos
necessitam. Mesmo com a aplicação de uma gestão integrada de resíduos, isto é, com a
aplicação de técnicas, tecnologias e programas de gestão de resíduos adequados, um
aterro continua a ser necessário.
De facto, os aterros são a única técnica de gestão que é simultaneamente
necessária e suficiente, pois alguns resíduos simplesmente não são recicláveis e
eventualmente atingem o ponto no qual o seu valor intrínseco dissipou-se completamente,
ou seja, não podem mais ser recuperados, e a própria reciclagem produz resíduos,
tornando-se necessária a sua eliminação segura e apropriada (Tchobanoglous e Kreith,
2002).
De acordo com a Diretiva 1999/31/CE do Conselho, de 26 de abril de 1999, relativa à
deposição de resíduos em aterros (vulgo Diretiva 99/31/CE), transposta pelo Decreto-Lei n.º
183/2009 de 10 de agosto (DL 183/2009), para a ordem jurídica nacional, um aterro é uma
instalação de eliminação para a disposição de resíduos acima ou abaixo da superfície
natural (isto é, disposição subterrânea), incluindo: (i) as instalações de eliminação internas
(isto é, os aterros onde o produtor de resíduos efetua a sua própria eliminação de resíduos
no local da produção); e (ii) uma instalação permanente (isto é, por um período superior a
um ano), usada para armazenamento temporário.
Desta definição excluem-se: (i) instalações onde são descarregados resíduos com o
objetivo de os preparar para serem transportados para outro local de valorização, tratamento
ou eliminação; (ii) o armazenamento de resíduos previamente à sua valorização ou
tratamento, por um período geralmente inferior a três anos; (iii) o armazenamento de
resíduos previamente à sua eliminação, por um período inferior a um ano.
Por sua vez, os aterros são classificados numa das seguintes classes (artigo 4.º):
•
Aterros para resíduos perigosos;
•
Aterros para resíduos não perigosos;
•
Aterros para resíduos inertes.
Por uma questão de simplicidade, no desenvolvimento do presente trabalho o termo
aterro será utilizado como referente a aterro para resíduos não perigosos, nos quais se
enquadram os aterros destinados aos Resíduos Urbanos (RU).
54
Aterros
Os aterros tornaram-se o método mais económico e ambientalmente aceite para a
eliminação de resíduos sólidos e, se no passado o termo Aterro Sanitário foi usado para
denominar um aterro no qual os resíduos eram cobertos no fim de cada dia de operação,
atualmente é uma obra de engenharia, concebida para a eliminação de RU, desenhada e
gerida por forma a minimizar os impactes na saúde pública e no ambiente (Tchobanoglous e
Kreith, 2002).
A nível nacional, os aterros tiveram um grande impulsionamento com a aprovação,
em 1997, do Plano Estratégico para os Resíduos Sólidos Urbanos (PERSU), para o período
de 1997 a 2006 (Russo, 2005; Silva et al., 2013; Tavares dos Santos, 2008).
Com o PERSU foi estabelecido pela primeira vez, a nível nacional, um instrumento
de planeamento de referência na área dos RU.
Uma das linhas estratégicas prioritárias do PERSU consistiu no encerramento de
todos os locais de deposição ilegal de resíduos, vulgo lixeiras (341 existentes em 1995), o
que estimulou a construção de infraestruturas que permitissem um destino final adequado
para os RU.
Como consequência, as lixeiras foram substituídas por aterros. A evolução que se
verificou (no espaço de uma década, entre 1996 e 2006) em relação ao número de aterros e
lixeiras existentes em Portugal Continental apresenta-se na Figura 4.1.
Figura 4.1 - Evolução do número de aterros e de lixeiras entre 1996 e 2006 (Tavares dos
Santos, 2008)
Para tal, foram criados Sistemas Multimunicipais e Intermunicipais de gestão de RU,
construídas infraestruturas de valorização e eliminação, e concebidos sistemas de recolha
seletiva multimaterial.
55
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
O PERSU forneceu, ainda, linhas de orientação gerais que permitiram a criação de
fluxos especiais de gestão, o que abriu caminho à elaboração de legislação específica e à
constituição e licenciamento das respetivas entidades gestoras.
Após o período de atuação do PERSU, foi elaborado o PERSU II, que consubstancia
a revisão das estratégias consignadas no PERSU e Estratégia Nacional para a Redução dos
Resíduos Biodegradáveis Destinados aos Aterros (ENRRUBDA) (Silva et al., 2013).
O PERSU II, cuja aprovação foi publicada através da Portaria n.º 187/2007, de 12
de fevereiro, indica a estratégia, define prioridades, estabelece novas metas a atingir,
ações a implementar e as regras orientadoras a definir pelos planos multimunicipais,
intermunicipais e municipais, no que respeita à matéria da gestão dos RU a nível
nacional, para o período de 2007 a 2016. Atualmente, o regime jurídico nacional da gestão
de resíduos encontra-se instituído pelo Decreto-Lei n.º 178/2006, de 5 de setembro.
Os modernos conceitos de gestão de RU preconizam soluções integradas de
valorização, tratamento, e confinamento técnico, sempre com vista à minimização da
deposição de resíduos em aterro (Tchobanoglous e Kreith, 2002).
Ainda assim, quaisquer que sejam as alternativas de tratamento e valorização de
resíduos (incineração, triagem, tratamento mecânico e biológico) ou mesmo com uma
combinação de várias técnicas de gestão ou aplicação de políticas de redução e reutilização
de resíduos, os aterros permanecem e irão permanecer como parte integrante dos sistemas
de gestão de resíduos (Al-Jarrah e Abu-Qdais, 2006; Kontos et al., 2005; Russo, 2005;
Tavares dos Santos, 2008).
Não obstante, estas infraestruturas têm um ciclo de vida: conceção, construção,
exploração, encerramento e pós-encerramento. Quando se esgota a sua capacidade,
procede-se ao seu encerramento e posterior selagem, que consiste na impermeabilização
superficial e reconversão paisagística.
A conceção, a construção e a operação de um aterro, devem seguir regras e
especificações técnicas de modo a minimizar os potenciais impactes destas infraestruturas
no ambiente. Aspetos como a localização, as condições geológicas, hidrogeológicas e
geotécnicas do solo, a topografia/morfologia, clima, acessibilidades, cortina arbórea local,
existência de terras de cobertura, condicionantes legais ou culturais e históricas, devem
fazer parte do acervo da informação técnico-científica para a implantação da construção da
infraestrutura (Russo, 2005).
O foco do presente trabalho recai sobre a localização, pois, devido à sua capacidade
limitada, novos aterros terão que ser construídos. A oposição pública geralmente envolve o
fenómeno NYMBY (Not In My Backyard). Esta caracterização assume que a oposição a
novas infraestruturas deste tipo, baseia-se em desejos egoístas de “empurrar” o fardo da
56
Aterros
responsabilidade para outro local, no entanto, esta forma de oposição não é a única. De
facto, o processo de localizar um aterro terá que ter em conta aspetos políticos, técnicos,
económicos e éticos, que representam fontes de preocupação pública (Tchobanoglous e
Kreith, 2002).
As decisões que envolvam a localização de uma infraestrutura com potenciais riscos
para a saúde pública estão intrinsecamente relacionadas com a confiança que a população
tem no governo, tecnologia e comércio. A corrupção, processos fechados de situar
infraestruturas (não tendo em conta a opinião pública) e acidentes envolvendo tecnologias
avançadas toldam a confiança pública, dificultando o processo de situar um aterro.
Existem vários tipos de análises técnicas, importantes para tomar decisões sensatas
relativas à localização, contudo, raramente são precisas ao ponto de providenciarem
respostas definitivas. Os aspetos chave de uma análise técnica para avaliar as opções de
gestão de resíduos devem incluir previsões da evolução da produção de resíduos,
avaliações da viabilidade do possível local, avaliação de impactes e medidas de mitigação,
avaliação de risco e especificações das normas de monitorização e gestão.
As questões técnicas são reforçadas pela Diretiva 99/31/CE. De acordo com esta
Diretiva, a localização de um aterro deverá ter em consideração os seguintes aspetos
técnicos (ponto 1, Anexo I):
•
A distância do perímetro do local em relação às áreas residenciais e
recreativas, cursos de água, massas de água e outras zonas agrícolas e
urbanas;
•
A existência na zona de águas subterrâneas ou costeiras, ou áreas
protegidas da natureza;
•
As condições geológicas e hidrogeológicas locais;
•
Os riscos de cheias, de aluimento, de desabamento de terra ou de
avalanches;
•
A proteção do património natural ou cultural.
Segundo este diploma, a “instalação de um aterro só é autorizada se, face às
características do local, no que se refere aos requisitos acima mencionados ou as medidas
corretoras a implementar indicarem que o aterro não apresenta qualquer risco grave para o
ambiente”.
De um ponto de vista económico, um aterro representa um fluxo de benefícios e
custos. Os benefícios resultam da capacidade de eliminar resíduos, embora para a maioria
da população este serviço seja dado como garantido. Estes benefícios geralmente estão
distribuídos equitativamente pelos seus utilizadores. Os custos envolvem as taxas e tarifas
57
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
da deposição de resíduos e custos indiretos, como perturbações no tráfico rodoviário,
ruídos, odores, alterações no valor das propriedades próximas ao aterro e riscos elevados
para a saúde e segurança pública (Tchobanoglous e Kreith, 2002).
O processo de situar uma infraestrutura deste tipo também envolve questões éticas.
De facto, a distribuição dos custos e benefícios pode não ser justa. Se a localização
escolhida remete o fardo para comunidades particulares, como pobres, pessoas de
diferentes etnias, ou de alguma forma desfavorecidos, são levantadas questões relativas à
equidade do processo e de descriminação.
4.2
Gestão de Resíduos Urbanos em Portugal
A gestão dos RU em Portugal Continental está atualmente a cargo de 23 Sistemas
de Gestão, cobrindo a totalidade do território continental.
Estes Sistemas são constituídos por 12 Multimunicipais e 11 Intermunicipais. Cada
um possui infraestruturas para assegurar um destino final adequado para os RU produzidos
na área respetiva (Silva et al., 2013).
De acordo com os dados disponibilizados pela APA (Silva et al., 2013), em 2011,
estes Sistemas são auxiliados por 34 aterros em exploração. Os Sistemas de Gestão e os
respetivos aterros em exploração estão enumerados na Figura 4.2.
Segundo os dados mais recentes disponibilizados pela APA relativamente aos RU,
em 2011 (APA, 2013) foram produzidos a nível nacional 5.159 mil toneladas de RU, menos
305 mil toneladas que em 2010, o que representa um decréscimo de cerca de 6% da
produção de RU e contraria a tendência evolutiva dos últimos anos, tal como mostra a
Tabela 4.1.
Esta “inversão” deve ser encarada com cautela, uma vez que terá certamente forte
relação com a situação económica que o país atravessa (Silva et al., 2013).
Em relação às opções de gestão de RU, manteve-se a tendência dos anos
anteriores, com 59% de deposição direta em aterro, 21% de incineração com recuperação
de energia e a restante fração encaminhada para valorização orgânica ou material. Neste
âmbito, há a salientar uma ligeira redução da fração depositada diretamente em aterro como
mostra a Figura 4.3.
58
Aterros
1 – VALORMINHO
2 – RESULIMA
3 – BRAVAL
4 – RESINORTE
5 – Lipor
6 – Ambisousa
7 – SULDOURO
8 – Resíduos do Nordeste
9 – VALORLIS
10 – ERSUC
11 – Planalto Beirão
12 – RESIESTRELA
13 – VALNOR
14 – VALORSUL
15 – Ecolezíria
16 – Resitejo
17 – Tratolixo
18 – AMARSUL
19 – Gesamb
20 – Ambilital
21 – Amcal
22 – Resialentejo
23 – ALGAR
Aterros em Exploração
Figura 4.2 – Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos em Portugal Continental e respetivos
Aterros em exploração, em 2011 (adaptado de Silva et al., 2013)
Tabela 4.1 – Evolução da produção de Resíduos Urbanos em Portugal entre 2007 e 2011 (adaptado
de APA, 2013)
Ano
2007
2008
2009
2010
2011
Produção RU (103 t)
5.007
5.381
5.403
5.464
5.159
Evolução face ao ano anterior %
-
7,5 ↑
0,4 →
1,1 ↑
-5,7 ↓
59
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
RU depositados diretamente em aterro
RU provenientes da recolha indiferenciada que deram entrada em unidades de tratamento mecânico- biológico
RU Biodegradáveis entrados em unidades de valorização orgânica provenientes de recolha seletiva
RU em centrais de incineração
Triagem multimaterial
Figura 4.3 – Evolução da Gestão de Resíduos Urbanos entre 2007 e 2011 (adaptado de APA,
2013)
4.3
Princípios e conceitos básicos
A tecnologia e operacionalidade de um aterro pode assegurar a proteção da saúde
humana e do ambiente desde que sejam projetados adequadamente e monitorizados após o
seu encerramento
O conceito de aterro, como um método de deposição final para os RU, no qual os
materiais são depositados e do qual nunca mais saem, está a alterar-se. Atualmente os
resíduos perigosos, assim como os resíduos líquidos (óleos, por exemplo) já não são
depositados num aterro. Em adição, são providos de sistemas de controlo e recolha de
biogás, sistemas de impermeabilização, sistemas de recolha de lixiviados; sistemas de
monitorização das águas subterrâneas e são melhor situados e localizados de forma a tirar
partido das condições geológicas naturais (Tchobanoglous e Kreith, 2002).
De facto, um aterro pode ser conceptualizado como um reator bioquímico, onde os
resíduos e a energia necessária ao desenvolvimento do processo constituem os seus inputs.
O processo envolve a decomposição de parte dos resíduos orgânicos. Os outputs do
processo são os resíduos finais estabilizados, os gases (biogás) e os produtos líquidos
(águas lixiviantes) resultantes da decomposição. Como em qualquer outro processo, a
eficiência, a quantidade e qualidade dos produtos finais dependem dos inputs, e da forma
como o processo decorre e é controlado.
Os aterros também podem tornar-se um recurso. O biogás pode ser recolhido e
aproveitado para fins energéticos (produção de calor ou energia). Após o seu encerramento,
podem ser usados como áreas de recreio, como parques ou campos de golfe. Podem
60
Aterros
também contribuir para a recuperação de áreas degradadas, por exemplo, antigas pedreiras
ou explorações mineiras
A anatomia de um aterro, com a representação dos vários elementos e fases de
operação, encerramento e pós-encerramento, é apresentada na Figura 4.4.
(1) Sistema de impermeabilização; (2) Sistema de recolha de lixiviados; (3) Monitorização das águas subterrâneas;
(4) Descarga de resíduos; (5) Cobertura diária; (6) Sistema de recolha de biogás; (7) Unidade de conversão do biogás em
eletricidade; (8) Cobertura final; (9) Valetas para recolha de águas pluviais; (13) Utilizações finais que podem ser
implementadas após o encerramento do AS [(10) Campo de golfe; (11) Aeródromo; (12) Refúgio de vida selvagem]
Figura 4.4 – Anatomia de um Aterro Sanitário (adaptado de Tavares dos Santos, 2008)
Alguns termos utilizados para descrever os elementos deste tipo de infraestruturas
são definidos seguidamente. Um aterro é constituído por vários alvéolos que representam
61
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
estruturas espaciais nas quais uma célula de um aterro pode ser dividida. O termo célula é
usado para descrever o volume de material descarregado no aterro durante um período de
operação, geralmente um dia. Uma célula inclui os resíduos sólidos depositados e a
cobertura diária que a envolve. Uma célula corresponde a uma camada de alvéolos
completos na frente ativa do aterro. Geralmente (os aterros) contemplam séries de células.
A cobertura diária geralmente consiste em solo ou materiais alternativos como
composto, areia ou vegetação que é aplicada nas frentes de trabalho do aterro, no fim de
cada período de operação. Historicamente, a sua aplicação foi para impedir ratos, insetos e
outros vetores de doenças de entrar ou sair do aterro. Atualmente é usada para controlar a
dispersão de resíduos, reduzir odores e controlar a entrada de água na infraestrutura
durante as operações. A cobertura final ou selagem corresponde à impermeabilização
superficial final do aterro.
O biogás é o gás produzido pela biodegradação anaeróbia da matéria orgânica. Os
líquidos que percolam através dos resíduos depositados e que efluem de um aterro ou nele
estão contidos são denominados de lixiviados. As águas lixiviantes geradas são
encaminhadas, através de condutas, para uma lagoa onde permanecem durante o tempo
necessário à sua estabilização e homogeneização, denominada de lagoa de estabilização
A monitorização ambiental envolve as atividade associadas com a recolha e análise
de amostras de água e ar, usadas para monitorizar o movimento do biogás e lixiviado no
aterro. O encerramento (de um aterro) é o termo utilizado para descrever as etapas que tem
que ser feitas para encerrar e proteger um aterro. Os cuidados pós-encerramento referemse às atividades associadas com a manutenção a longo prazo do aterro completo
(geralmente 30 a 50 anos). A remediação é a ação necessária para parar e limpar
libertações não planeadas de contaminantes para o ambiente.
.De um modo geral, para que possa ser classificado como tal, um aterro deverá
obedecer às seguintes regras básicas (Tavares dos Santos, 2008):
•
Possuir instalações de apoio apropriadas (Estações de Tratamento de Águas
Lixiviantes – ETAL; lagoa de estabilização; unidade de valorização energética
do biogás, etc.);
•
Boa organização diária na deposição dos resíduos;
•
Compactação dos resíduos através de equipamento mecânico;
•
Existência de material adequado para a cobertura diária dos resíduos e para
a selagem final;
62
•
Leito impermeabilizado;
•
Sistema de drenagem de águas lixiviantes;
•
Sistema de drenagem de biogás;
Aterros
•
Selagem controlada;
•
Boa integração biofísica e paisagística.
De acordo com a Diretiva 99/31/CE e DL 183/2009, os aterros devem ser concebidos
de forma a garantir a impermeabilização dos alvéolos de disposição dos resíduos por
intermédio da conceção de um sistema de proteção ambiental (passivo e ativo), de modo a
evitar a contaminação do solo e das águas subterrâneas.
Assim, a camada de solo subjacente ao aterro deve constituir uma barreira de
segurança passiva durante a fase de exploração e até à completa estabilização dos
resíduos, devendo garantir, tanto quanto possível, a prevenção da poluição dos solos, das
águas subterrâneas e de superfície pelos resíduos e lixiviados.
Esta barreira é composta por uma barreira litológica de baixa permeabilidade e
espessura adequada (no caso de RU: K ≤ 1,0 x 10-9 m/s e espessura ≥ 1m). Caso esta
barreira litológica não ofereça (de modo natural) as condições referidas, poderá ser
complementada e reforçada artificialmente por outros meios dos quais resulte uma proteção
equivalente (e.g., geotêxtil). As barreiras litológicas artificialmente criadas não poderão ser
de espessura inferior a 0,5 m.
Além do sistema de proteção ambiental passivo, os aterros devem ser providos de
um sistema de proteção ambiental ativo, sobrejacente ao anterior, para:
•
Impedir a infiltração das águas de precipitação pela base e taludes de
confinamento do aterro;
•
Evitar a infiltração de águas superficiais e ou subterrâneas nos resíduos
depositados;
•
Captar as águas contaminadas e lixiviados, garantindo que a sua acumulação
na base do aterro se mantenha a um nível mínimo;
•
Escoar para o sistema de tratamento as águas contaminadas e os lixiviados
captados do aterro segundo as normas exigidas para a sua descarga;
•
Captar, tratar e, se possível, valorizar o biogás produzido.
Este sistema deve ser constituído por:
•
Uma
barreira
de
impermeabilização
artificial
(constituída
por
uma
geomembrana ou dispositivo equivalente);
•
Um sistema de drenagem de águas pluviais, constituído por um sistema
separativo na base do aterro (drenos e órgãos de captação e desvio) para
evitar a formação desnecessária de lixiviados e minimizar a afluência de
líquidos ao sistema de tratamento de lixiviados; e/ou um sistema unitário na
63
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
envolvente da área de confinamento (valetas, sumidouros e outros órgãos)
para assegurar o desvio das águas pluviais superficiais da área de
confinamento do aterro, bem como evitar a ocorrência de fenómenos erosivos
ao nível dos taludes do aterro;
•
Um sistema de captação, drenagem e recolha de lixiviados;
•
Um sistema de captação, drenagem e tratamento de biogás.
O sistema de captação e drenagem de águas lixiviantes permite evitar a acumulação
de lixiviados no fundo do aterro e, consequentemente, a pressão sobre a camada
impermeabilizante, encaminhando-os para o sistema de tratamento.
Para que a drenagem seja eficiente, o caudal de lixiviados em cada alvéolo deverá
ser encaminhado para um poço de junção e posteriormente enviadas para uma lagoa
estabilização de onde será, posteriormente, conduzido para tratamento (Russo, 2005).
Este sistema deverá obedecer às seguintes características (DL 183/2009):
•
O fundo do aterro deve ter uma inclinação mínima de 2% em toda a área;
•
A camada mineral drenante deve apresentar uma espessura mínima de 0,5m,
um valor de condutividade hidráulica igual ou superior a 10-4 m/s e ser isenta
de material calcário.
O biogás produzido pelos aterros que recebam resíduos biodegradáveis deve ser
captado, tratado e utilizado de forma a reduzir ao mínimo os efeitos negativos ou a
deterioração do ambiente e os riscos para a saúde humana (Diretiva 99/31/CE).
Após o encerramento operacional do aterro, devem ser tomadas medidas para a sua
selagem. Esta pode ser realizada através duma impermeabilização total, utilizando
geossintéticos
(porém,
com
desvantagens
para
a
estabilização
da
componente
biodegradável presente), ou adotando uma solução híbrida (que garanta entradas
controladas de humidade para a massa de resíduos). Nesta fase, que pode levar vários
anos, devem ser estabelecidos programas de monitorização ambiental para se proceder à
avaliação do progresso na estabilização da massa de resíduos (Russo, 2005).
4.4
Riscos ambientais
Os riscos ambientais de um aterro estão dependentes de um conjunto diversificado
de variáveis, umas relacionadas com os fatores ambientais inerentes à sua localização
(precipitação, topografia, hidrologia, etc.), outras com as suas características de conceção e
do método de operação, bem como do tipo e quantidades de resíduos depositados (Tavares
dos Santos, 2008).
64
Aterros
De acordo com a Diretiva 99/31/CE, selecionado o local de implantação do aterro, a
conceção do projeto deverá obedecer, entre outros, a um conjunto de requisitos relativos ao
controlo das emissões e proteção do ambiente e da saúde pública. No que refere à proteção
ambiental, a Diretiva destaca como áreas mais sensíveis, possíveis de afetar, as águas
superficiais, águas subterrâneas, solo e atmosfera.
As principais áreas afetadas e os possíveis riscos inerentes da presença de um
aterro estão listados na Tabela 4.2. A escorrência superficial sobre os resíduos e/ou a
precipitação caída sobre o aterro, infiltra-se. À medida que se desloca pela massa de
resíduos vai carregar-se quimicamente (vai recolhendo matéria sólida dissolvida e em
suspensão, bem como produtos residuais microbianos, formando uma solução).
Conjuntamente com as águas resultantes da decomposição dos resíduos, formam-se as
águas lixiviantes.
Tabela 4.2 – Principais riscos e áreas afetadas devido à implantação de um Aterro (adaptado de
Tavares dos Santos, 2008)
Áreas afetadas
Poluição da água
•
Poluição de águas superficiais
•
Poluição de águas subterrâneas
Poluição do solo
Poluição atmosférica
•
Poeiras
•
Libertação de gases
Efeitos
• Contaminação das linhas de água;
• Contaminação do lençol freático por infiltração das águas lixiviantes;
• Diminuição da qualidade de eventuais captaçoes de água existentes (poços,
furos) podendo mesmo ocorrer o seu abandono.
• Poderá levantar sérios problemas de saúde pública, contudo trata-se de uma
pequena área contaminada e controlada.
• As poeiras podem funcionar como veículo de transporte de vetores de
doenças;
• As poeiras e gases podem originar situações de toxicidade e irritação das
mucosas;
• Odores desagradáveis;
• Corrosão de materiais;
• Perigo de explosão quando o CH4 se mistura com o ar numa proporção de 515%;
• Contribuição para o efeito de estufa.
Poluição sonora
• Incómodo, podendo levar à diminuição do rendimento de trabalho.
Saúde pública
• Patologias;
• Acidentes .
Paisagem
• Aspetos inestéticos e desagradáveis à vista.
A composição química das águas depende, fundamentalmente, da composição dos
resíduos depositados, das atividades de decomposição existentes, da taxa de percolação e
da idade do enchimento do aterro.
65
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
As águas lixiviantes arrastam consigo produtos em decomposição e substâncias
quimicamente ativas que podem atingir um curso de água ou lençol freático e,
consequentemente, causar graves problemas de poluição das águas (desoxigenação da
água, alteração da fauna e flora bênticas e a toxicidade amoniacal para as comunidades
piscícolas).
Vários autores, como Li et al. (2012); Russo (2005) ou Tavares dos Santos (2008),
referem que o risco de poluição de águas subterrâneas pelas águas lixiviantes constitui,
provavelmente, o impacte negativo mais importante dos aterros, o que implica a grande
preocupação de instalação de adequados sistemas de impermeabilização e de recolha e
métodos de tratamento de lixiviados (Russo, 2005; Tavares dos Santos, 2008;
Tchobanoglous e Kreith, 2002)
Os problemas de poluição de solos adjacentes aos aterros têm como origem os
derrames de combustíveis dos veículos de recolha, poeiras e solo poluído arrastado por
efeito de chuvas intensas (poluição química). Pode também ocorrer casos de poluição
biológica por microrganismos patogénicos, provenientes do aterro. Estes inconvenientes
podem ser prevenidos recorrendo a uma operação adequada e à instalação de sistemas de
drenagem de taludes (Russo, 2005; Tavares dos Santos, 2008).
Os aterros contribuem significativamente para a emissão global antropogénica de
metano para a atmosfera. Através de processos anaeróbios, os compostos orgânicos
presentes nos resíduos são convertidos em biogás, mistura maioritária de metano (CH4) e
dióxido de carbono (CO2) (45 a 60% e 40 a 60%). Verifica-se ainda a libertação de, entre
outros, monóxido de carbono (CO), azoto (N2), ácido sulfídrico (H2S), hidrogénio (H2) e
oxigénio (O2). Esta libertação ocorre desde a fase de exploração até vários anos após a
selagem do aterro.
A emissão de biogás provoca impactes locais e globais importantes. Localmente
pode causar maus cheiros e danos na vegetação circundante ao aterro; a uma escala global
contribuem significativamente para o efeito de estufa.
O biogás produzido é explosivo, devido essencialmente à presença do metano. O
limite explosivo do metano encontra-se entre 5 e 15% no ar à pressão atmosférica e à
temperatura ambiente.
A recuperação e aproveitamento do seu potencial energético têm provado constituir a
melhor forma de reduzir as emissões de metano e diminuir o risco de explosões.
Os problemas de maus cheiros provenientes de aterros derivam da libertação de gás
sulfídrico e de compostos orgânicos sulfurosos. Os maiores problemas aparecem durante a
operação do aterro e decorrem da fase de fermentação ácida dos resíduos.
66
Aterros
O transporte de poeiras pelo vento pode constituir também um problema para a
vizinhança, pelo que devem ser adotadas medidas para as evitar, nomeadamente, através
da cobertura dos resíduos.
Vários tipos de animais (aves, roedores e insetos) são atraídos pelo aterro à procura
de alimentos. A presença destes animais constitui um potencial risco para a saúde pública
por atuarem como vetores (transmissores) de doenças (Russo, 2005; Tavares dos Santos,
2008; Tchobanoglous e Kreith, 2002).
As aves constituem ainda um problema sério para aeroportos que se encontrem nas
vizinhanças de aterros, principalmente durante as operações de aterragem e levantamento
de voo de aeronaves, podendo provocar acidentes (Kontos et al., 2005; Russo, 2005;
Tavares dos Santos, 2008).
Os ruídos associados à operação do aterro sanitário devem-se, essencialmente, ao
tráfego de veículos de transporte dos resíduos, e ao equipamento de compactação e
movimentação de terras. Por vezes, o ruído de aves atraídas pelos resíduos contribui
também para o problema do ruído, que pode ser minimizado através de equipamentos
modernos, barreiras vegetais e períodos de operação adequados (Russo, 2005; Tavares
dos Santos, 2008).
67
.
Capítulo V -
Proposta Metodológica
69
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
5 Proposta Metodológica
5.1
Relevância da metodologia proposta
Apesar do conhecimento dos potenciais riscos ambientais associados a um aterro,
geralmente utiliza-se uma orientação corretora que postula uma intervenção sobre os
impactes uma vez produzidos (também denominada de gestão finalista), o que não os evita
mas atua sobre eles, mitigando-os. Contudo, a partir da interferência nos processos
intrínsecos a um aterro, isto é, adotando uma gestão preventiva, é possível minimizar a
possibilidade de ocorrência de impactes adversos, evitando assim a sua difusão e com ela o
aparecimento de contaminação ambiental (Vegara, 2008).
Esta posição de prevenção é referida pela Diretiva 99/31/CE e estipulada pela DRA
(Diretiva 2004/35/CE).
No caso concreto de um aterro, uma medida para evitar e/ou minimizar, isto é,
prevenir os riscos ambientais, resultantes da presença desta infraestrutura, é a escolha de
uma localização adequada para o situar.
A escolha da localização de um aterro é um processo complexo, envolvendo
parâmetros sociais, ambientais, técnicos e económicos, assim como regulamentações
governamentais (Al-Jarrah e Abu-Qdais, 2006; Kontos et al., 2005; Zamorano et al., 2008).
O processo objetiva localizar áreas que irão minimizar os riscos, tanto para a saúde
pública como para o ambiente, e sejam financeiramente eficientes. Geralmente, este
processo envolve a manipulação de dados espaciais. Com este propósito, foram
desenvolvidas várias técnicas para localizar um aterro, algumas das quais utilizam Sistemas
de Informação Geográfica (SIG) para selecionar localizações adequadas para estas
infraestruturas (Demesouka et al., 2013; Gbanie et al., 2013; Gorsevski et al., 2012; Guiqin
et al., 2009; Kontos et al., 2005; Marín et al., 2012; Şener et al., 2010; Sumathi et al., 2008;
Zamorano et al., 2008).
Os SIG são utilizados para realizar uma triagem inicial da região em estudo, de modo
a serem encontradas áreas adequadas para a infraestrutura, providenciando, como
resultado, a discriminação da região em estudo em zonas adequadas ou inadequadas
(técnica binária). Combinam dados espaciais (mapas, fotografias aéreas e imagens de
satélite) com bases de dados quantitativas, qualitativas e descritivas, que podem suportar
uma ampla gama de consultas espaciais. Os SIG podem ser usados individualmente ou em
combinação com outras técnicas, tais como a análise multicritério (Demesouka et al., 2013;
Gbanie et al., 2013; Gorsevski et al., 2012; Kontos et al., 2005) e o processo analítico
hierárquico (Guiqin et al., 2009; Şener et al., 2010).
70
Proposta Metodológica
Metodologias alternativas sem recurso aos SIG foram propostas para auxiliar a
escolha de uma localização para um aterro, nomeadamente Calvo propôs uma metodologia
de diagnóstico ambiental para aterros de RU (Calvo, 2003; Calvo et al., 2007; Calvo et al.,
2005), Vegara e Zamorano implementaram uma série de modificações à metodologia de
Calvo, originando a metodologia EVIAVE (Evaluación de Impacte Ambiental de Vertederos)
(Vegara, 2008; Zamorano et al., 2006; Zamorano et al., 2009) e Al-Jarrah propôs um
sistema inteligente, recorrendo à logica de conjuntos difusos, para situar um aterro de RU
(Al-Jarrah e Abu-Qdais, 2006).
Este trabalho descreve um modelo matemático que, tendo por base a metodologia
EVIAVE (cf. 5.2) para Avaliar o Risco Ambiental inerente às possíveis localizações para um
aterro, auxilia a tomada de decisão relativamente à localização ótima minimizadora dos
riscos.
Na presente proposta, a metodologia EVIAVE foi modelada sob a forma de um
modelo de otimização que combina, em simultâneo, todo um conjunto de condicionantes
que interferem no processo de escolha de localização, selecionando uma localização ótima
final que valide os critérios estabelecidos. Implementado computacionalmente no XPRESS,
com uma interface simples de tabelas EXCEL, o package aqui proposto constitui uma
ferramenta útil e eficiente de apoio à tomada de decisão.
O modelo proposto faz a triagem dos locais mais favoráveis em termos do potencial
risco ambiental intrínseco a cada localização. Uma vez que os SIG fazem uma triagem
inicial das áreas adequadas à instalação de um aterro e o modelo matemático proposto
caracteriza as áreas em termos de risco ambiental, este pode ser utilizado como uma
ferramenta complementar aos SIG, pois considera uma análise mais minuciosa e criteriosa.
A informação necessária a este modelo pode ser obtida através de dados históricos
ou através da informação disponibilizada pelos SIG. No entanto, é recomendável realizar
uma visita de campo, pois pode haver informação omissa em dados históricos e em dados
obtidos pelos SIG, tais como recentes modificações no terreno ou a existência de
infraestruturas não contempladas.
Similarmente à EVIAVE, o modelo proposto estabelece índices gerais para
quantificar o risco ambiental global e índices individuais para elementos ambientais
específicos,
contudo
também
contempla
questões
administrativas
e
restrições
(governamentais, legislativas ou de outra natureza) no processo de cálculo.
De facto, este modelo matemático não só determina o Índice de Risco Global (gRI –
Global Impact Risk Index) de uma localização em estudo, como permite, ainda, separar a
avaliação de risco em duas componentes ou índices, o Índice de Risco Ambiental (eRI) e o
Índice de Risco Administrativo (aRI).
71
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
A introdução do Índice de Risco Administrativo permite integrar fatores legais e/ou
técnicos que podem interferir na escolha da localização do aterro no processo de ARA. Por
exemplo, algumas características territoriais podem conter limitações impostas pela
legislação, o que inviabiliza a implementação do aterro nesse local, mesmo que essa
localização possua um baixo valor de risco ambiental associado.
No cálculo do gRI, é considerada uma ponderação (α) para a componente ambiental,
sendo a ponderação complementar (1 – α) atribuída à componente administrativa. Esta
ponderação, além de permitir diferenciar o problema nas duas componentes mencionadas,
permite ainda valorizar uma em detrimento da outra, ou mesmo excluir uma do processo de
cálculo.
O presente modelo matemático contempla ainda a possibilidade da utilização de
várias restrições. Estas restrições pretendem tornar o processo de ARA mais interativo e ao
mesmo tempo permitir ao utilizador restringir o possível risco associado a uma ou mais
características ou mesmo excluir localizações por não cumprirem requisitos préestabelecidos. As restrições podem estar relacionadas com a sensibilidade de determinadas
localizações, questões legislativas, ou outros fatores que o utilizador considere pertinentes.
Deste modo, é possível excluir localizações no output final, ao contrário das
restantes metodologias que, independentemente do valor calculado, incluem sempre todas
as hipóteses. Estas localizações, apesar de excluídas no output final, não são excluídas do
processo de cálculo, isto é, o utilizador é notificado que determinada localização foi excluída
por incumprimento de uma restrição imposta, contudo, o risco inerente dessa localização é,
mesmo assim, calculado.
A introdução no modelo de restrições que contemplam imposições de cariz
governamental, legislativo ou de outra natureza, objetivam introduzir, no processo de
cálculo, determinadas exigências que, apesar de não estarem diretamente associadas ao
Risco Ambiental de uma localização em estudo, afetam a possibilidade de instalação de um
aterro nessa localização, isto é, representam exigências que, quando não satisfeitas,
inviabilizam a instalação do aterro na área em questão e, consequentemente, invalidam a
Avaliação de Risco Ambiental para essa área.
Para o processo de cálculo são necessários três grupos de variáveis, nomeadamente
variáveis ambientais, indicadores de impacte e variáveis administrativas para determinar a
Probabilidade de Contaminação (Pbc) (por analogia ao método clássico de cálculo de risco,
representa a probabilidade de ocorrência de um evento), o Valor Ambiental (eV) (também
por analogia ao processo clássico, representa a consequência do evento) e o aRI,
respetivamente. Estas variáveis têm que ser independentes umas das outras para manter o
rigor do processo de cálculo e evitar redundâncias entre critérios.
72
Proposta Metodológica
Para cada grupo é possível considerar tantas variáveis quantas o utilizador possa
classificar e justificar a sua inclusão, ou seja, este modelo não está dependente do número
de variáveis. Quantas mais variáveis em cada grupo, mais precisos serão os resultados.
De fato, o modelo proposto é suficientemente geral e adaptável a problemas de
qualquer dimensão.
A introdução de restrições no processo de cálculo do Risco Ambiental torna os
índices mais precisos e os resultados mais objetivos. No sentido de possibilitar a
intervenção do utilizador no processo de cálculo, é implementada uma interface do utilizador
– processo de cálculo à ARA.
Uma explicação mais detalhada das potencialidades deste modelo, bem como das
suas componentes, é dada no ponto 5.3.
5.2
Fundamentos da proposta metodológica – metodologia EVIAVE
Calvo desenvolveu, em 2003, na Universidade de Granada (Espanha), uma
ferramenta de gestão e planificação ambiental, de acordo com os critérios ambientais da
Diretiva 99/31/CE, do Conselho de 26 de Abril, para aterros. A metodologia foi desenvolvida
para quantificar os impactes de aterros de RU, tendo em consideração as características da
área na qual o aterro está localizado, bem como da massa de resíduos, permitindo priorizar,
ambientalmente, os aterros analisados e comparar os seus estados ambientais, com a
finalidade de estabelecer medidas de controlo para a sua adequação à norma citada.
De modo a demostrar a sua potencialidade, foi aplicada a aterros de RU localizados
em Espanha (Calvo et al., 2005), Chile (Calvo et al., 2007) e Venezuela (Méndez et al.,
2008), permitindo demonstrar a sua eficiência na avaliação ambiental deste tipo de aterros,
sempre dentro do marco legal e dos requisitos estabelecidos pela Diretiva 99/31/CE.
Contudo, a investigação desenvolvida por Calvo (2003), assim como a sua posterior
aplicação, demonstrou a necessidade de implementação de uma série de modificações à
metodologia. Estas modificações foram propostas por investigadores, também da
Universidade de Granada, nomeadamente Vegara (2008) e Zamorano et al. (2006), dando
origem à metodologia EVIAVE.
Esta metodologia objetiva caracterizar e diagnosticar aterros, através do uso de
índices ambientais, formulados para providenciar uma avaliação quantitativa das interações
ambientais entre o aterro e os elementos ambientais potencialmente afetados (água
superficial e subterrânea, atmosfera, solo e saúde humana). Adicionalmente, realiza uma
avaliação do valor ambiental de cada elemento (ambiental) considerado, assim como do
estado operacional do aterro (do ponto de vista ambiental) (Méndez et al., 2008; Vegara,
2008; Zamorano et al., 2006; Zamorano et al., 2009).
73
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
A estrutura hierárquica da metodologia EVIAVE e a sequência de operações
necessária para a obtenção dos índices estão exibidas na Figura 5.1.
A metodologia está estruturada em quatro níveis. O primeiro nível apresenta os
critérios e subcritérios utilizados, que estão relacionados com a quantificação das variáveis
ambientais e dos indicadores de impacte ambiental utilizados para calcular os diferentes
índices ambientais. Estes critérios e subcritérios refletem os elementos ambientais
presentes no aterro.
No segundo nível, cada localização é quantificada pelo Índice de Risco de
Contaminação (CRI – Contamination Risk Index). A Probabilidade de Contaminação (Pbc –
Probability of Contamination) é calculada para cada elemento ambiental na vizinhança do
aterro e o Valor Ambiental (eV – Environmental Value), também especificado neste nível,
identifica e quantifica a avaliação ambiental de cada elemento considerado no local do
aterro. A partir da Pbc para cada elemento ambiental, dois outros índices são obtidos. Estes
fornecem informação sobre a adequabilidade da localização do aterro e do seu estado
operacional e são denominados por Probabilidade de Contaminação relacionada com a
localização do aterro (Pbc-s) e Probabilidade de Contaminação relacionada com a gestão e
exploração (Pbc-o). No primeiro caso apenas são incluídas as variáveis relacionadas com a
localização, enquanto no segundo são incluídas as relacionadas com a gestão e exploração
do aterro.
O terceiro nível especifica o Índice de Rico Ambiental (eRI – Environmental Risk
Index), que determina os potenciais impactes negativos para cada elemento ambiental.
No quarto e último nível, o Índice de Impacte Ambiental do Aterro (ELI Environmental Landfill Impact Index) é determinado. Este índice representa o estado
ambiental do aterro e quantifica a interação entre o aterro e o ambiente no qual este está
inserido (Zamorano et al., 2006).
A metodologia EVIAVE pode ser aplicada a aterros de RU, classificados como
aterros de resíduos não perigosos pela Diretiva 99/31/CE (Vegara, 2008; Zamorano et al.,
2006; Zamorano et al., 2008; Zamorano et al., 2009).
Na EVIAVE foi realizada uma revisão das variáveis ambientais, assim como a
inclusão de algumas não consideradas na metodologia original de Calvo. Enquanto na
metodologia original eram contempladas 24 variáveis suscetíveis de afetar os elementos
ambientais, na metodologia EVIAVE são contempladas 26. As variáveis utilizadas por
ambas as metodologias estão expostas na Tabela 5.1.
74
Proposta Metodológica
Nível 4
Nível 3
Índice de Risco
Ambiental
Água Superficial
Índice de Risco
Ambiental
Água Subterrânea
Índice de Impacto
Ambiental do Aterro
Índice de Risco
Ambiental
Atmosfera
Índice de Risco
Ambiental
Solo
Índice de Risco
Ambiental
Saúde
Nível 2
Nível 1
Probabilidade de
Contaminação
Água Superficial
Variáveis do Aterro
Valor Ambiental
Água Superficial
Indicadores de
Impacte
Probabilidade de
Contaminação
Água Subterrânea
Variáveis do Aterro
Valor Ambiental
Água Subterrânea
Indicadores de
Impacte
Probabilidade de
Contaminação
Atmosfera
Variáveis do Aterro
Valor Ambiental
Atmosfera
Indicadores de
Impacte
Probabilidade de
Contaminação
Solo
Variáveis do Aterro
Valor Ambiental
Solo
Indicadores de
Impacte
Probabilidade de
Contaminação
Saúde
Variáveis do Aterro
Valor Ambiental
Saúde
Indicadores de
Impacte
Figura 5.1 - Hierarquia da metodologia EVIAVE (adaptado de Zamorano et al., 2006)
75
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 5.1 – Variáveis ambientais utilizadas por ambas as metodologias (adaptada de Vegara, 2008)
Calvo (2003)
EVIAVE
1.
Cobertura final
1.
Assentamento da massa de resíduos
2.
Compactação
2.
Cobertura diária
3.
Controlo ambiental
3.
Cobertura final
4.
Controlo de gases
4.
Compactação
5.
Controlo de lixiviados
5.
Controlo de gases
6.
Distância a infraestruturas
6.
Controlo de lixiviados
7.
Distância a núcleos populacionais
7.
Distância a infraestruturas
8.
Idade do aterro
8.
Distância a massas de água superficial
9.
Equipamento pessoal
9.
Distância a núcleos populacionais
10. Estado dos caminhos internos
10. Idade do aterro
11. Existência de águas superficiais
11. Erosão
12. Falhas
12. Estado dos caminhos internos
13. Impermeabilização do aterro
13. Falhas
14. Material de cobertura
14. Impermeabilização do aterro
15. Operatividade do aterro
15. Morfologia
16. Declive para os canais superficiais
16. Pluviometria
17. Permeabilidade
17. Ponto situado em zona inundável
18. Pluviometria
18. Risco sísmico
19. Profundidade das águas subterrâneas
19. Segurança
20. Aterro em zona de escorrência superficial
20. Sistema de drenagem superficial
21. Ponto situado em zona inundável
21. Taludes
22. Sistema de drenagem superficial
22. Tamanho
23. Taludes do aterro
23. Tipo de resíduos
24. Tipo de resíduos e percentagem de matéria
orgânica
24. Vento
25. Visibilidade
26. Vulnerabilidade das águas subterrâneas
Estas variáveis refletem as características do aterro e foram selecionadas pela sua
sensibilidade aos processos bioquímicos e físicos decorrentes da instalação de um aterro.
Estes processos influenciam direta ou indiretamente os impactes ambientais nos distintos
elementos ambientais considerados.
O seu estudo permite quantificar a possibilidade de impactes ambientais provocados
pelo aterro, relacionando as características do aterro com as suas interações com o
ambiente, descrevendo assim a dinâmica do aterro.
76
Proposta Metodológica
Tal como mencionado anteriormente, é possível distinguir as variáveis em variáveis
de localização e de gestão e exploração. Os elementos ambientais afetados por estas
variáveis estão expostos na Tabela 5.2.
Tabela 5.2 – Variáveis consideradas na metodologia EVIAVE que afetam cada um dos elementos
ambientais considerados (adaptada de Vegara, 2008 e Zamorano et al., 2009)
Classificação da variável
Variável
Elemento ambiental
Gestão e
Água
Água
exploração
superficial
subterrânea
X
X
Cobertura diária
X
Cobertura final
X
Compactação
X
Controlo de gases
X
Controlo de lixiviados
X
Localização
Assentamento da massa
de resíduos
Distância a
infraestruturas
Distância a massas de
água
Distância a núcleos
populacionais
Atmosfera
Solo
Saúde pública
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Idade do aterro
X
X
Erosão
Estado dos caminhos
X
X
X
Morfologia
X
X
Pluviometria
X
X
X
X
X
X
X
X
Ponto situado em zona
inundável
Risco sísmico
X
X
X
X
Sistema de drenagem
X
X
X
X
X
Segurança
X
X
X
X
aterro
X
X
X
Impermeabilização do
X
X
X
internos
Falhas
X
X
X
X
X
X
Taludes
X
X
X
X
X
X
Tamanho
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
superficial
Tipo de resíduos
Vento
X
X
Visibilidade
X
X
Vulnerabilidade das
águas subterrâneas
TOTAL
X
12
X
14
16
17
12
15
17
77
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
A metodologia também define parâmetros para cada elemento ambiental que
providenciam informação sobre a importância ambiental específica de cada elemento
considerado no local.
Estes parâmetros são considerados como o valor ambiental de cada elemento e
consideram a relação entre as características ambientais e/ou sociopolíticas do aterro e as
suas emissões.
Os parâmetros considerados pela metodologia estão expostos na Tabela 5.3. Para o
elemento Saúde pública não foi definido nenhum parâmetro, pois, neste caso específico, a
metodologia considera sempre o valor mais alto.
No presente trabalho, a essência da metodologia EVIAVE será utilizada para propor
uma metodologia de ARA para auxiliar a escolha da localização mais adequada para um
aterro de RU.
Tabela 5.3 – Parâmetros utilizados pela metodologia EVIAVE para cada elemento ambiental
(adaptada de Vegara, 2008 e Zamorano et al., 2006)
Elemento ambiental
Parâmetros
Tipo de massa de água superficial
Água superficial
Uso da água
Qualidade da água
Água subterrânea
Uso da água
Qualidade da água
Atmosfera
Qualidade do ar
Solo
Tipo de vegetação
Uso do solo
Tipo de cobertura
5.3
Modelo Matemático
Encontrar a melhor localização para um aterro sanitário é um problema real, sujeito a
um conjunto de limitações impostas. No presente trabalho, este problema real foi modelado
(para linguagem matemática), ou seja, foi formulado um modelo matemático que
corresponde a um problema de programação linear binária e que, depois de resolvido,
fornece a melhor solução (solução ótima) para o problema real.
O modelo matemático baseia-se no uso de índices ambientais e administrativos,
explicados nas subseções que se seguem, que avaliam quantitativamente as possíveis
interações entre um aterro e os descritores ambientais (elementos ambientais)
potencialmente afetados devido à localização desta infraestrutura.
78
Proposta Metodológica
Este modelo, tal como a metodologia EVIAVE, avalia aterros sanitários de RU,
classificados como aterros de resíduos não perigosos pela Diretiva 99/31/CE, sendo por
isso, aplicável na União Europeia e em qualquer outro país onde exista uma legislação
semelhante, ou mesmo na ausência de legislação ou legislação menos restritiva do que esta
Diretiva.
5.3.1
Definição das variáveis e parâmetros do modelo
5.3.1.1 Notação
Para a formalização do modelo matemático associado ao problema de identificação
da melhor localização para um aterro sanitário, apresentam-se as seguintes notações:
Conjuntos:
•
D – conjunto de descritores (elementos) ambientais;
•
L – conjunto das possíveis localizações para o aterro;
•
R – conjunto de variáveis para o Índice de Risco de Contaminação ambiental
(eCRI);
•
A – conjunto de variáveis para as questões administrativas;
•
I – conjunto de indicadores de impacte;
•
P – conjunto de imposições governamentais.
Índices:
•
d – descritor (elemento) ambiental, d ∈ D;
•
l – localização, l ∈ L;
•
r – variável ambiental, r ∈ R;
•
a – vaiável administrativa, a ∈ A;
•
i – indicador de impacte, i ∈ I;
•
p – imposição governamental, p ∈ P.
Parâmetros:
•
gRI – Índice de Risco Global (Global Impact Risk Index); corresponde à
combinação dos riscos ambiental e administrativo;
•
Pbc
–
Indicador
de
Probabilidade
de
Contaminação
(Probability
Contamination Indicator) para o descritor ambiental d na localização l;
79
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
•
eV – Valor Ambiental (Environmental Value) do descritor ambiental d na
localização l;
•
eCRI! – Índice de Risco de Contaminação Ambiental (Environmental
Contamination Risk Index) do descritor ambiental d e variável r na localização
l;
•
•
•
•
•
•
•
eRC! – Classificação da variável r na localização l;
eRW ! – Ponderação da variável r para o descritor ambiental d;
eIC# – Classificação do indicador de impacte i na localização l;
eIW # – Ponderação do indicador de impacte i para o descritor ambiental d;
aVC% – Classificação da variável administrativa a na localização l;
aVW % – Ponderação da variável administrativa a;
'
B – Valor associado à imposição governamental p na localização l (1 se a
imposição for satisfeita; 0 caso contrário);
•
•
•
eub# – Limite (superior) para o indicador de impacte i;
aub% – Limite (superior) para a variável administrativa a;
pub – Limite (superior) para o indicador de Probabilidade de Contaminação
(Pbc) associado ao descritor ambiental d;
•
•
c*+, , c*./ – Classificações mínimas e máximas para as variáveis r;
α – Ponderação para as questões ambientais (índice de Risco Ambiental) no
Índice de Risco Global (gRI); a ponderação para as questões administrativas
(índice de Risco Administrativo) é 1 − α (complementar; α ∈ 40,16).
Variáveis de decisão:
•
1 se a localização l é escolhida para situar o aterro
7 8
0 caso contrário
Com esta notação é possível formular um problema de programação linear binária
associado à identificação da localização adequada para situar um aterro de modo a
minimizar o gRI, tendo em consideração questões ambientais e administrativas e também
compilando requerimentos legais (ver seção 5.3.3).
5.3.1.2 Índice de Risco de Contaminação Ambiental
O índice de Risco de Contaminação Ambiental (eCRI) fornece a avaliação de cada
variável r. Estas variáveis são denominadas de variáveis ambientais e deverão estar
80
Proposta Metodológica
relacionadas com os processos bioquímicos e físicos que, direta ou indiretamente, afetam
os descritores ambientais. Podem estar relacionadas tanto com o resultado da localização
como com um componente essencial do processo de localização.
Ao selecionar as variáveis r deve-se ter em consideração estudos prévios e as
orientações estabelecidas pela Diretiva 99/31/CE. Algumas características a ter em conta
para a escolha das variáveis incluem:
•
Distâncias desde o limite do local da possível localização do aterro até áreas
residenciais ou recreativas, cursos de água, canais (vias navegáveis) e outros locais
agrícolas ou urbanos;
•
A existência de lençóis freáticos (água subterrânea), linhas costeiras ou áreas
protegidas;
•
Características geológicas e hidrogeológicas na área, ou mais especificamente, a
existência de uma barreira geológica constituída por uma camada mineral que
satisfaça os requisitos de permeabilidade e espessura estabelecidos na Diretiva
99/31/CE;
•
Risco de inundação, subsidência, deslizamentos ou avalanches;
•
Proteção do património cultural e natural na área;
•
Condições climáticas.
O presente modelo não considera um número pré-estabelecido de variáveis, pelo
contrário, permite avaliar todas as variáveis que se considere relevante incluir. Este número
apenas dependerá da informação disponível para caracterizar as mesmas variáveis.
A quantificação das variáveis r, segundo as diretrizes estabelecidas pela metodologia
EVIAVE, realiza-se considerando para cada uma delas a sua classificação e ponderação. A
classificação de uma variável dependerá da condição em que se encontra e a ponderação
dependerá da importância que se pretende atribuir a cada variável r.
Uma vez definida a classificação e ponderação de cada variável r, o Índice de Risco
de Contaminação Ambiental (eCRI), para cada variável r e descritor ambiental d, na
localização l, é dado por:
9: = 9
;
çã
á × çã
á
5.3.1.3 Valor Ambiental
O Valor Ambiental (eV) identifica e quantifica a avaliação ambiental de cada descritor
na área do aterro. Trata-se de um valor ambiental relativo, pois tem em consideração a
relação entre as características ambientais e/ou sociopolíticas do aterro e as respetivas
81
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
emissões poluentes, assim como a importância ambiental de cada descritor na redondeza
da infraestrutura.
Para quantificar o eV são utilizadas variáveis, denominadas de indicadores de
impacte. Os indicadores de impacte têm a sua origem no processo de Avaliação de Impacte
Ambiental, e têm como finalidade medir o impacte do aterro em cada descritor ambiental.
Estes indicadores representam as características ambientais que podem ser
afetadas pelo aterro e dependem do tipo de aterro e das características específicas da área
afetada. A qualidade do ar, populações biológicas, comunidades e habitats, qualidade da
água e biota são exemplos de indicadores.
Para quantificar o eV para cada descritor ambiental, devem ser definidos indicadores
de impacte tendo em conta a sua relevância para a avaliação de impacte relativa a aterros.
Podem ser definidos um ou mais indicadores de impacte para cada descritor ambiental,
dependendo da informação e dados disponíveis.
Cada indicador necessita de uma classificação (em função da localização) e de uma
ponderação (para o descritor ambiental considerado). Deste modo, o eV para cada descritor
ambiental d considerado na localização em estudo l é determinado da seguinte forma:
? =
∑ ;
çã#A#B%C!D#E'%BFD × G
çã#A#B%C!D#E'%BFD
∑ G
çã#A#B%C!D#E'%BFD
Se um descritor ambiental obtiver valores altos ou muito altos de eV, isso indica que
a localização para o aterro situa-se numa área de grande sensibilidade para o descritor em
questão ou, por analogia ao método clássico de cálculo de risco, maior serão as
consequências para o descritor em questão.
5.3.1.4 Probabilidade de Contaminação
De acordo com a metodologia EVIAVE, a Probabilidade de Contaminação (Pbc) para
cada descritor ambiental deve considerar a escala de operação, características dos resíduos
e a taxa de deposição de resíduos no ambiente do aterro, pois uma localização, desenho e
operação adequada é essencial para eliminar ou minimizar os potenciais impactes
ambientais adversos (possibilidade de ocorrência).
Para determinar a Pbc para cada descritor ambiental d, numa dada localização l,
considera-se o eCRI, determinado para cada descritor ambiental d e variável r, numa
determinada localização l em estudo, e os seus valores mínimos e máximos para cada
variável r, ou seja:
82
Proposta Metodológica
=
∑ Í9I
J
çãKJI
× ∑ ;
çãJíJ
9:'%!%%M%!#%MD!
∑ ;
çãJá7J
9:'%!%%M%!#%MD! − ∑ ;
çãJíJ
9:'%!%%M%!#%MD!
5.3.1.5 Índice de Risco Ambiental
O índice de Risco Ambiental (eRI), avaliado de forma similar ao processo clássico de
avaliação de risco,
: = × 9ê
,
reflete o resultado da avaliação de risco ambiental de uma determinada localização l.
Neste modelo, a probabilidade de ocorrência de um evento é determinada pela
Probabilidade de Contaminação (Pbc) e a consequência do mesmo pelo Valor Ambiental
(eV). Tanto a Pbc como o eV são calculados para cada descritor ambiental d numa
determinada localização l em estudo. Assim, o eRI para uma dada localização l é calculado
pelo seguinte somatório:
: = N 9I
J
çã × ?
KJI
Quanto maior o valor do eRI maior será o risco ambiental (maior grau de efeitos
ambientais adversos) na localização l em estudo.
5.3.1.6 Índice de Risco Administrativo
A introdução deste índice permite integrar fatores legais ou técnicos que podem
interferir na escolha da localização do aterro no processo de ARA.
De facto, algumas das características territoriais podem conter limitações impostas
pela legislação, o que inviabiliza a localização do aterro, mesmo que essa localização
possua um baixo valor de risco associado. Por outro lado, a presença de um aterro pode
representar um determinado grau de risco (contaminação ou degradação), para uma área
(condicionada) vizinha.
Para determinar este índice é necessário selecionar as variáveis administrativas a
serem avaliadas. Na escolha destas variáveis deve-se considerar as condicionantes legais
ao uso e ocupação do solo, em vigor na área de estudo. Alguns exemplos destas
condicionantes são:
•
Plano Diretor Municipal (PDM) – restrições de utilidade pública, servidões
administrativas e medidas preventivas;
83
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
•
Áreas de interesse para a conservação da natureza e biodiversidade – áreas
protegidas, reserva ecológica e agrícola nacional e áreas de domínio público hídrico;
•
Equipamentos de saúde e educação;
•
Locais de interesse histórico-cultural;
•
Áreas recreativas e de lazer.
A classificação destas variáveis é realizada tendo em conta os possíveis riscos da
localização do aterro relativamente às áreas condicionadas selecionadas. É possível
classificar as variáveis considerando a distância a que a possível área para situar o aterro se
localiza em relação às condicionantes selecionadas. Deste modo, quanto mais próxima (a
possível localização do aterro) a uma área condicionada maior será a sua classificação,
dado representar maior risco de afetação.
Além das condicionantes legais referidas, também é possível incluir, neste grupo de
variáveis, algumas de natureza técnica que não estejam diretamente envolvidas com as
emissões poluentes do aterro, mas que resultem da sua presença como, por exemplo, a
distância que os veículos que transportam os resíduos terão que realizar desde o centro
produtor de resíduos até ao aterro (quanto maior a distância maior o consumo energético
dos veículos e consequentemente mais emissões gasosas dos mesmos para a atmosfera).
É possível encontrar na legislação algumas distâncias mínimas obrigatórias. Outras
podem ser encontradas em diversa bibliografia mencionada ao longo do presente trabalho.
Quando se verifica o não cumprimento da distância mínima, a localização em estudo será
excluída no output final por não cumprir este requerimento.
Além da classificação, é ainda possível atribuir uma ponderação distinta a cada
variável, a qual deverá ser proporcional à importância da variável no processo da ARA.
É possível selecionar um qualquer número de variáveis, desde que seja possível
classificá-las e justificar a sua utilização. Deste modo o Índice de Risco Administrativo (aRI)
para cada localização l é determinado da seguinte forma:
: = ;
çã%M%!#áMD%E#A#OF!%F#M%% × G
çã%M%!#áMD%E#A#OF!%F#M%%
5.3.1.7 Índice de Risco Global
A última etapa resulta na formulação de um índice geral denominado Índice de Risco
Global – gRI (Global Impact Risk Index). Este índice caracteriza o risco ambiental global da
localização considerada. Aplicado a diferentes localizações no mesmo estudo, o gRI
quantifica o Risco Ambiental inerente a cada localização, facilitando a escolha da mais
84
Proposta Metodológica
adequada, ou seja, a que possui menores problemas ambientais (com menor Risco
Ambiental associado).
O cálculo do gRI, em cada localização l, combina cumulativamente os índices de
Risco Ambiental (eRI) e Risco Administrativo (aRI) dos vários descritores (ambientais e
administrativos), devidamente ponderados pela importância relativa que se considere
relevante atribuir-lhes:
P: =∝ N : + (1−∝) N :
5.3.2
Restrições do Modelo
O presente modelo matemático considera algumas restrições no processo de cálculo
do risco ambiental.
Estas restrições tornam o processo mais criterioso e mais adaptável a cada situação
particular, facilitando a tomada de decisão no que diz respeito a localizar um aterro do ponto
de vista ambiental.
Estas restrições refletem determinadas condicionantes ao processo de cálculo que
tanto podem ser estipuladas pelo utilizador como exigidas pelos critérios técnicos e/ou legais
aplicáveis.
O modelo contempla dois tipos de restrições, nomeadamente imposições e limites
para os valores / classificação dos indicadores de impacte (eIC), variáveis administrativas
(aVC) e probabilidade de contaminação (Pbc). No entanto, a sua utilização é facultativa para
a avaliação de risco ambiental global (gRI), competindo ao utilizador a opção de utilizar ou
não estas restrições. As restrições são explicadas seguidamente.
5.3.2.1 Imposições
Há certas imposições que, apesar de não estarem diretamente relacionadas com o
risco ambiental, influenciam ou podem mesmo inviabilizar a instalação de um aterro numa
determinada área.
Estas restrições traduzem-se em opções binárias, sim ou não. Se sim a infraestrutura
pode ser instalada na área em estudo e faz sentido proceder à ARA, caso contrário, isto é,
se a infraestrutura por algum motivo não pode ser instalada na área em estudo, o modelo
excluirá essa área.
Um exemplo de uma restrição deste tipo é a área necessária para instalar um aterro.
Esta área engloba o espaço necessário para a instalação de infraestruturas de apoio, do
próprio aterro e ainda para o perímetro de segurança. Se uma possível área não possui o
85
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
tamanho mínimo requerido, o aterro não pode ser aí instalado, independentemente do risco
ambiental inerente a essa área.
5.3.2.2 Limite superior do Indicador de Impacte
Em determinadas áreas, devido à sua sensibilidade, pode ser oportuno introduzir
restrições aos indicadores de impacte. São úteis quando se pretende que determinado
indicador de impacte não ultrapasse um dado valor imposto pelo utilizador, ou seja, limitam
as consequências de um determinado indicador no descritor ambiental correspondente.
Esta restrição não inviabiliza o processo de avaliação de risco ambiental. No entanto,
no output final, o utilizador é informado que determinada localização foi excluída por exceder
o limite imposto.
5.3.2.3 Limite superior das Variáveis Administrativas
Esta restrição restringe o risco associado a uma determinada variável administrativa
a no cálculo do aRI. Torna-se útil quando se pretende limitar o grau de risco ao qual uma
determinada área condicionada estará sujeita (por exemplo, limitar o risco que a presença
de um aterro representa para uma área protegida) ou mesmo limitar a distância entre o
aterro e o centro produtor de resíduos.
Tal como a restrição anterior, no caso do limite imposto ser excedido, o utilizador é
informado da exclusão da localização em questão, no entanto o processo de cálculo do
Risco Ambiental é efetuado.
5.3.2.4 Limite superior da Probabilidade de Contaminação
A introdução desta restrição surge no âmbito dos trabalhos desenvolvidos por Li et
al. (2012) e por Russo (2005). Estes autores realçam a contaminação das águas
subterrâneas como o impacte mais grave de um aterro sanitário. A contaminação das águas
subterrâneas torna-se mais crítica devido à importância, deste recurso hídrico, nos vários
setores socioeconómicos, especialmente na satisfação das necessidades hídricas de
abastecimento doméstico, industrial e agrícola, em Portugal (Lobo-Ferreira et al., 1995;
Ribeiro, 2010).
Assim, surgiu a necessidade de limitar a possibilidade de contaminação para este
descritor ambiental. No entanto, o mesmo procedimento pode ser aplicado a qualquer
descritor ambiental e não só às águas subterrâneas.
Similarmente às restrições anteriores, se determinada localização exceder o limite
imposto para determinado descritor ambiental d, o utilizador é informado da sua exclusão no
output final.
86
Proposta Metodológica
5.3.3
Formulação
Usando a notação descrita anteriormente, apresenta-se o seguinte modelo
matemático, que constitui um problema de programação linear binária, associado à
identificação da melhor localização para um aterro, minimizando o Índice de Risco Global –
gRI, e satisfazendo as restrições impostas.
Minimizar gRI
sujeito a
P: = N 7 WX N ? + (1 − X) N ?9% ?[ % \(1)
UV
UY
%UZ
N 7 = 1(2)
UV
=
∑!∈^ 9:! − E#A ∑!∈^ [ !
∈ `, ∈ a(3)
(E%_ − E#A ) ∑!∈^ [ !
9:! = 9! [ ! ∈ `, ∈ , ∈ a(4)
? =
∑#∈d :9# :[ #
∈ `, ∈ a(5)
∑#∈d :[ #
N f = || ∈ a(6)
'∈h
'
:9# ≤ # ∈ :, ∈ a(7)
?9% ≤ % ∈ K, ∈ a(8)
≤ G ∈ `, ∈ a(9)
7 ∈ n0,1o ∈ a(10)
87
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
O Índice de Risco Global – gRI reflete o potencial risco ambiental e administrativo,
inerente à localização para um aterro e é determinado pela Equação (1). Esta equação
corresponde à contribuição dos riscos ambientais e administrativos, que podem ter
diferentes ponderações.
Este índice toma valores compreendidos entre 0 e 25 com classificações que vão de
“adequabilidade muito alta” a “inadequada”, como mostra a Tabela 5.4.
Tabela 5.4 – Classificação do Índice de Risco Global (gRI)
Indicador
gRI
Classificação
Adequabilidade
Adequabilidade
Adequabilidade
Adequabilidade
muito alta
alta
razoável
baixa
0 ≤ gRI < 5
5 ≤ gRI <10
10 ≤ gRI < 15
15 ≤ gRI < 20
Inadequada
20 ≤ gRI ≤ 25
Cada um dos componentes do gRI, isto é, o Índice de Risco Ambiental (eRI) e o
Índice de Risco Administrativo (aRI) podem assumir valores entre 0 e 25, que traduzem o
índice de risco (RI) de cada componente. A classificação atribuída a estes componentes é
exibida na Tabela 5.5:
Tabela 5.5 - Classificação dos Índices de Risco Ambiental (eRI) e Administrativo (aRI)
Indicador
Classificação
Risco muito
eRI / aRI
Risco baixo
Risco moderado
Risco alto
Risco muito alto
5 ≤ RI <10
10 ≤ RI < 15
15 ≤ RI < 20
20 ≤ RI ≤ 25
baixo
0 ≤ RI < 5
A restrição (2) assegura que temos variáveis de decisão mutuamente exclusivas. O
problema retorna a localização mais adequada para situar o aterro (o problema apresenta
solução se existir pelo menos uma localização adequada).
A Probabilidade de Contaminação (Pbc) para cada descritor ambiental d, numa
localização l, é determinada pela restrição (3), toma valores no intervalo [0,1] e é
classificada de acordo com a Tabela 5.6.
Tabela 5.6 – Classificação da Probabilidade de Contaminação (Pbc) para cada descritor ambiental
Indicador
Classificação
Improvável
Pouco provável
Razoavelmente
0 ≤ Pbc < 0,2
0,2 ≤ Pbc < 0,4
0,4 ≤ Pbc < 0,6
Pbc
Provável
Muito provável
0,6 ≤ Pbc < 0,8
0,8 ≤ gRI ≤ 1
provável
A restrição (4) traduz o Índice de Risco de Contaminação Ambiental (eCRI). Para
determinar este índice é necessário classificar e ponderar as variáveis ambientais r. Deverá
88
Proposta Metodológica
ser adotada uma escala de classificação coerente para todas as variáveis. É recomendável
(mas não obrigatório), por uma questão de simplicidade e de rigor de critérios, utilizar a
mesma escala da metodologia EVIAVE, isto é, 1, 2, 3, 4 ou 5, em que 1 representa a
classificação mais baixa e 5 a mais alta (esta escala de classificação foi a adotada na
formulação do presente modelo).
Como mencionado anteriormente, a ponderação das variáveis dependerá da
importância que se pretende atribuir a cada variável r. Para a formulação do presente
modelo pode ser definida qualquer escala de ponderações, no entanto utilizou-se a mesma
da EVIAVE, na qual cada variável pode ter uma ponderação de 1 ou 2, dependendo da
relação entre a variável e o conceito de elementos estruturais do aterro: matéria orgânica,
humidade e densidade de resíduos. Estes três elementos estruturais participam nos
principais processos bioquímicos e físicos que ocorrem no aterro, originando emissões de
gás e lixiviado que afetam todas as variáveis.
Deste modo, todas as variáveis r diretamente relacionadas com estes elementos
estruturais, assim como aquelas que não estando diretamente relacionadas com os
elementos estruturais em questão sejam a causa direta do risco de impacte sobre o
descritor ambiental d considerado, têm a ponderação de 2. A ponderação 1 é atribuída
quando a variável r não está relacionada com nenhum elemento estrutural, nem afeta
diretamente o descritor ambiental d avaliado.
O eCRI assume valores entre 1 e 10, em função dos critérios de classificação e
ponderação das variáveis r estabelecidos, tal como apresentado na Tabela 5.7.
Tabela 5.7 – Índice de Risco de Contaminação Ambiental (eCRI) para uma variável r, em função da
sua classificação e ponderação (de acordo com os critérios EVIAVE)
Ponderação
pqrst
Valor da
Classificação
Muito alta
1
2
classificação
pqutv
t
st
puqwst
v = pquv pqr
5
5
Alta
4
4
Média
3
3
Baixa
2
2
Muito Baixa
1
1
Muito alta
5
10
Alta
4
8
Média
3
6
Baixa
2
4
Muito Baixa
1
2
89
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
O Valor Ambiental (eV) é determinado em (5). Para este parâmetro têm que ser
definidas variáveis, denominadas de indicadores de impacte. Estes indicadores de impacte
necessitam de uma classificação e uma ponderação.
A classificação deve obedecer, por uma questão de coerência, aos mesmos critérios
utilizados nas variáveis ambientais (no presente trabalho foi utilizada a mesma escala de
valores considerada para as variáveis citadas). A ponderação de cada indicador deverá
refletir a sua importância no impacte provocado no descritor ambiental considerado, na
localização em estudo. Independentemente da escala de ponderação utilizada, os
indicadores que afetam o descritor ambiental Saúde Pública deverão ter a ponderação
máxima, similarmente à EVIAVE.
Com a escala de classificação aqui utilizada, o eV pode assumir as classificações
expressas na Tabela 5.8:
Tabela 5.8 – Classificação do Valor Ambiental (eV) para cada descritor ambiental
Indicador
pxsv
Classificação
Muito baixo
Baixo
Médio
Alto
Muito alto
1 ≤ eV < 1,8
1,8 ≤ eV < 2,6
2,6 ≤ eV < 3,4
3,4 ≤ eV < 4,2
4,2 ≤ eV ≤ 5
A restrição (6) assegura que as imposições são satisfeitas, ou seja, apenas são
consideradas as localizações que satisfaçam todas as imposições governamentais.
A restrição (7) garante que a classificação dos indicadores de impacte não excede o
limite imposto pelo utilizador.
A restrição (8) estabelece limites para as variáveis administrativas. A classificação
destas variáveis deve ter a mesma escala utilizada nas variáveis ambientais (1, 2, 3, 4 ou 5).
No caso de se optar por classificar estas variáveis com base em distâncias, em que cada
valor corresponde a um intervalo de distâncias), quando não se verifica o cumprimento de
uma distância mínima estipulada deverá ser atribuída uma classificação extra de 6.
Deste modo, a localização em estudo será excluída no output final por não cumprir
este requerimento, no entanto, não é excluída do processo de cálculo. Esta característica
não é exclusiva da classificação baseada em distâncias, de fato, a mesma pode ser aplicada
a outro tipo de classificação não qual a exclusão por não cumprimento de um determinado
requisito seja aplicável.
A restrição (9) assegura que o indicador de probabilidade de contaminação não
exceda os limites impostos.
Por último, a restrição (10) certifica que as variáveis de decisão são binárias.
90
Proposta Metodológica
5.4
5.4.1
Experiência Computacional
Implementação Computacional
Esta proposta tem por suporte o desenvolvimento de um modelo matemático,
implementado no software Xpress-Mosel 3.2.3. e resolvido pelo pacote de otimização
Xpress-Optimizer 22.0, cujo código de programação se encontra em Anexo (ver Anexo I).
O objetivo do modelo é auxiliar o processo de cálculo do Risco Ambiental inerente às
diferentes localizações possíveis para um aterro sanitário. Para que isto seja possível, é
necessário criar uma interface com o utilizador. Esta interface visa a correta introdução dos
dados (coeficientes do modelo) pelo utilizador e respetiva leitura dos mesmos pelo modelo.
Os dados são estruturados no software Microsoft Excel, com recurso a sete folhas de
cálculo. Cada folha de cálculo permite ao utilizador definir os coeficientes necessários para o
processo de cálculo.
Seguidamente é explicado como foi efetuada a configuração de cada folha de
cálculo.
5.4.1.1 Descritores Ambientais
Nesta folha são definidos os descritores ambientais (eD – Environmental Descriptors)
alvo da avaliação de risco. Os impactes ambientais de um aterro sanitário dependem de um
conjunto diversificado de variáveis, contudo os componentes ambientais afetados são
essencialmente a água (superficial e subterrânea), atmosfera, solo e, consequentemente, a
saúde pública. Estes componentes correspondem aos descritores ambientais considerados
no presente trabalho.
A folha de cálculo foi organizada como exemplificado na Figura 5.2. O primeiro
descritor ambiental foi definido na coluna B, célula B3 e os restantes nas células inferiores
da mesma coluna.
O modelo apresentado considerou os descritores ambientais mencionados, no
entanto não está dependente deles, isto é, o utilizador pode definir outros descritores, bem
como alterar o seu número.
91
…
…
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Figura 5.2 – Organização da folha de cálculo “Descritores Ambientais” em Excel para o
correto funcionamento do código implementado
5.4.1.2 Localizações
Nesta folha de cálculo são especificadas as possíveis localizações para situar o
aterro (LC – Landfill Possible Locations) e que serão consideradas na ARA. A configuração
desta folha foi efetuada como mostra Figura 5.3.
A primeira localização foi definida na célula C3 e as restantes na mesma coluna, nas
…
…
células inferiores, C4, C5,…
Figura 5.3 - Organização da folha de cálculo “Localizações” em Excel para o correto
funcionamento do código implementado
Na
coluna
B,
as
possíveis
localizações
alfabeticamente) por uma questão de organização.
92
são
enumeradas
(numérica
ou
Proposta Metodológica
5.4.1.3 Índice de Risco de Contaminação Ambiental
Aqui são definidas e classificadas as variáveis de aterro (eRC) e as respetivas
ponderações (eRW) que contribuem para o cálculo do risco do índice de Risco de
Contaminação
Ambiental
(eCRI)
e
consequentemente
para
a
Probabilidade
de
Contaminação (Pbc).
Similarmente às folhas anteriores, a coluna A e a linha 1 foram deixadas em branco.
Na coluna B, linha 8, introduziu-se o número da variável (V) e na coluna C da mesma linha
mencionada, a sua designação (eRD - Variable Designation). Embora estas colunas não
entrem no processo de cálculo, facilitam a organização e disposição dos parâmetros a
introduzir. A linha 7 é reservada para os títulos que o utilizador pretende atribuir.
Assim, a designação da primeira variável de aterro foi posicionada na linha 8, célula
C8, e as restantes nas linhas inferiores da mesma coluna (C9, C10,…).
Cada coluna seguinte (D, E,…) correspondeu a uma localização diferente. A
denominação das localizações foi atribuída na linha 5 (a partir da célula D5) e na linha 6
(com inicio na célula D6) (novamente por questões de organização) atribuiu-se a mesma
organização estipulada na folha de cálculo anterior.
Deste modo, a classificação para a variável 1 na localização A foi colocada na célula
D8, para a localização B na célula E8, e assim sucessivamente.
Finda a classificação das variáveis para cada localização em estudo, foi designada a
ponderação de cada variável em função do descritor ambiental. Os descritores ambientais
foram expostos imediatamente a partir da primeira coluna e na mesma linha, após a
exposição das localizações em estudo. A ponderação deverá ser atribuída na respetiva linha
da variável em questão e na coluna correspondente ao descritor que influencia.
A Figura 5.4 ilustra um exemplo de organização da folha de cálculo para atribuição
da classificação das variáveis em função da localização e respetivas ponderações para cada
descritor ambiental.
Como mencionado no ponto 5.3.3, é recomendável utilizar a mesma escala da
metodologia EVIAVE, isto é, 1, 2, 3, 4 ou 5, em que 1 representa a classificação mais baixa
e 5 a mais alta. A escala de ponderação também deverá ser a da EVIAVE, na qual cada
variável pode ter uma ponderação de 1 ou 2, dependendo da relação entre a variável e o
conceito de elementos estruturais do aterro (explicados no mesmo ponto).
93
…
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Figura 5.4 - Organização da folha de cálculo “Índice de Risco de Contaminação Ambiental”
em Excel para o correto funcionamento do código implementado
5.4.1.4 Valor Ambiental
Nesta folha de cálculo são definidos os parâmetros necessários ao cálculo do valor
ambiental (eV). São definidos os indicadores de impacte (eID), respetivas classificações
(eIC), ponderações (eIW) e o limite superior (eubi).
A organização da folha de cálculo é idêntica à utilizada para o risco de contaminação
ambiental com duas alterações.
A primeira alteração advém da introdução de uma nova coluna. Esta coluna foi
localizada entre o número da variável (V) e a respetiva designação (eID). Nesta coluna
foram organizados os indicadores de impacte (i – Impact Indicator). Estes indicadores
quantificam o impacte do aterro em cada descritor ambiental d e deste modo foram
agrupados consoante o descritor que afetam. Foi atribuída a cada indicador uma designação
em função do descritor que afeta. Deste modo, é possível determinar facilmente o conjunto
de indicadores que afeta cada descritor (por exemplo, o descritor 1 corresponde à letra A, o
segundo descritor à letra B, etc.; para o primeiro indicador que afeta o descritor 1 foi
atribuída a designação A1, para o segundo A2 e assim sucessivamente para cada
indicador).
Após a designação dos indicadores (eID) na coluna D, procedeu-se da mesma forma
que no eCRI para a classificação dos indicadores i em relação à localização l e respetivas
ponderações (eIW) em relação aos descritores considerados.
94
Proposta Metodológica
A segunda alteração resulta da introdução de outra coluna após a ponderação para o
último descritor. Esta coluna corresponde ao limite superior para cada indicador de impacte
(iUbond). O valor do limite para um determinado indicador de impacte i é introduzido na linha
correspondente a esse indicador e corresponderá a um dos possíveis valores da
classificação (eIC).
…
A Figura 5.5 exemplifica a organização recomendada para esta folha de cálculo.
Figura 5.5 - Organização da folha de cálculo “Valor Ambiental” em Excel para o correto
funcionamento do código implementado
A classificação dos indicadores de impacte deve obedecer, por uma questão de
coerência, aos mesmos critérios utilizados nas variáveis r, ou seja, deverá ser atribuído os
valores 1, 2, 3, 4 ou 5, sendo que 1 corresponde à classificação mais baixa e 5 à mais alta.
A ponderação de cada indicador deverá refletir a sua importância no impacte
provocado no descritor ambiental considerado na localização em estudo, contudo os
indicadores que afetam o descritor ambiental Saúde Pública deverão ter a ponderação
máxima, similarmente à EVIAVE.
5.4.1.5 Índice de Risco Administrativo
Para a quantificação das questões administrativas que ocorrem em cada localização,
alvo da ARA, é necessário definir as variáveis administrativas (aVD – Administrative
Variable), uma classificação (aVC) e respetiva ponderação (aVW) para cada uma.
A organização e disposição da folha de cálculo é similar à utilizada para o eCRI
(ponto 5.4.1.3), contudo com a introdução de duas alterações.
95
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
A primeira alteração correspondeu à eliminação das colunas correspondentes aos
descritores ambientais, pois, no cálculo do índice de risco administrativo, cada variável
administrativa a apenas é classificada em função da localização l, no entanto, deixou-se
uma coluna para a atribuição da ponderação de cada variável.
A segunda alteração resultou da introdução de uma nova coluna para a atribuição do
limite superior para as variáveis administrativas (auba). A disposição desta coluna é idêntica
à utilizada na atribuição do limite superior para os indicadores de impacte (iUbond) (ponto
anterior).
…
A organização desta folha de cálculo deverá ser equivalente à exibida na Figura 5.6.
Figura 5.6 - Organização da folha de cálculo “índice de Risco Administrativo” em Excel para o
correto funcionamento do código implementado
A classificação destas variáveis deve ter a mesma escala utilizada nas variáveis
referidas anteriormente e deverá ser atribuída a classificação extra de 6 quando se verifica a
violação de um requerimento técnico ou legal. A ponderação deverá ser proporcional à
importância da variável para o processo de avaliação de risco ambiental.
96
Proposta Metodológica
5.4.1.6 Imposições
As imposições (ID – Imposition), caso existam, deverão estar definidas nesta folha de
cálculo. Na linha 5 são atribuídos os títulos apropriados.
As imposições deverão estar enumeradas na coluna B, a partir da linha 6, isto é, a
primeira na célula B6 e as seguintes nas células inferiores da mesma coluna.
As localizações deverão estar designadas nas colunas seguintes (C, D,…) e
denominadas na linha 3 (célula C5). As restantes deverão estar posicionadas nas mesmas
linhas, todavia, nas colunas subsequentes. Deste modo, a classificação para a imposição 1
na localização A deverá ser colocada na célula C6, para a localização B na célula D6, e
…
assim sucessivamente. A Figura 5.7 exibe a organização desta folha de cálculo.
Figura 5.7 - Organização da folha de cálculo “Imposições Governamentais” em Excel para o
correto funcionamento do código implementado
Como estas imposições correspondem a valores binários, a classificação a atribuir é
1, no caso de a imposição ser satisfeita, ou 0, caso contrário.
5.4.1.7 Limite da Probabilidade de Contaminação
Por último, foi criada uma folha de cálculo onde são considerados os limites para a
Probabilidade de Contaminação (Pbc). A Pbc é calculada para cada descritor ambiental,
sendo possível impor um limite máximo para o valor da probabilidade associado a cada
descritor em função da sua sensibilidade.
Os descritores foram enumerados na coluna B. O primeiro na linha 5 e os seguintes
nas linhas inferiores (na mesma ordem estipulada no ponto 5.4.1.1). Na coluna C foi definido
97
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
o limite superior para cada descritor na respetiva linha, como mostra a Figura 5.8. O valor do
…
limite a atribuir corresponde a um valor entre 0 e 1.
Figura 5.8 - Organização da folha de cálculo “Limite da Probabilidade de Contaminação” em
Excel para o correto funcionamento do código implementado
.
98
Capítulo VI -
Validação do modelo matemático
99
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
6 Validação do Modelo Matemático
6.1
Descrição do Caso de Estudo
A validação do modelo matemático proposto neste trabalho foi efetuada com base no
estudo realizado para a implementação do novo aterro do Sistema Multimunicipal do Sul do
Douro (SULDOURO). Trata-se de um estudo realizado pelo Instituto do Ambiente e
Desenvolvimento, em fevereiro de 2010 (IDAD, 2010), para identificação e seleção dos
locais, ambiental e socialmente, mais viáveis, de acordo com os pressupostos dos DecretosLei 178/2006 e 183/2009, para a implementação do aterro da SULDOURO. Esta
infraestrutura foi projetada para receber os resíduos produzidos pelos concelhos de Santa
Maria da Feira e Vila Nova de Gaia.
O processo de identificação dos locais baseou-se nas visões dos vários atores
sociais interessados no processo (órgãos autárquicos, entidades com competências
técnicas diversas e a população em geral), para assim se obter uma análise o mais
consensual e sustentável possível, tendo em conta as características demográficas e
orográficas deste território.
O estudo teve em apreciação os requisitos técnicos impostos pela legislação e os
resultados da participação pública e, deste modo, foi definido um conjunto de objetivos de
sustentabilidade considerados no processo de seleção, nomeadamente:
•
Compatibilizar os usos do solo e regulamentos existentes;
•
Assegurar a salvaguarda das áreas com valor para a conservação da
natureza e biodiversidade;
•
Assegurar a proteção do património classificado;
•
Minimizar os riscos e proteção dos recursos;
•
Assegurar a qualidade de vida das populações.
A pesquisa abrangeu a totalidade do território dos dois concelhos integrantes do
sistema multimunicipal, a fim de alargar o máximo possível a área em estudo e garantir que
as soluções obtidas fossem as ambientalmente mais adequadas.
Procurou-se selecionar locais com uma área mínima de 25 ha para a implantação do
aterro e provenientes de freguesias distintas, de modo a garantir a equidade social e a
diversidade territorial.
A identificação prévia de um conjunto de possíveis locais para a implantação do
aterro foi conseguida com o auxílio de um SIG. A utilização desta ferramenta possibilitou
juntar na mesma base de trabalho um vasto conjunto de informação, permitindo uma análise
100
Validação do Modelo Matemático
integrada do território dos concelhos de Vila Nova de Gaia e Santa Maria da Feira, e
identificar de forma eficiente as alternativas ambientalmente mais favoráveis.
Para cada objetivo de sustentabilidade mencionado foram apresentadas cartas
síntese com a identificação das áreas desfavoráveis à implantação do aterro. Estas cartas
foram sobrepostas entre si em ambiente de SIG, originando uma carta final com a
identificação de todos os locais desfavoráveis à implantação da infraestrutura. Excluindo
estes locais e tendo em conta a área mínima necessária para o aterro (25 ha), foram
identificados 9 locais favoráveis, Tabela 6.1.
Tabela 6.1 – Seleção prévia de locais para a instalação do aterro da SULDOURO (IDAD, 2010)
Concelho
Santa Maria da Feira
Local
Área (ha)
Espargo / Rio Meão
71,4
Espargo / S. João de Vêr
56,4
Escapães
27,3
Milheirós de Poiares
35,8
Caldas de S. Jorge / Pigeiros
29,3
Canedo - Canedo
37,2
Sobreda - Canedo
36,8
Santa Maria da Feira e Vila Nova de Gaia
Costouras - Canedo
49,7
Vila Nova de Gaia
Canelas
33,8
Após a seleção destes locais, foi realizado um processo de validação que consistiu
numa análise mais pormenorizada e que levou à redefinição dos limites espaciais de cinco
locais, diminuindo a sua área disponível e resultando na exclusão de três.
Os seis locais viáveis obtidos foram comparados de forma objetiva através de
indicadores quantitativos (população a 1 km; odores e transportes), devido à relevância na
qualidade de vida das populações.
A aplicação destes indicadores, que pretendem retratar as principais preocupações
que ressaltaram da participação pública, permitiu a seleção de dois locais que foram objeto
de estudo adicional, ou seja, os dois locais mais viáveis para a instalação da infraestrutura.
De modo a testar o modelo matemático apresentado, serão considerados os nove
locais iniciais. Estes locais serão alvo do processo de ARA, tendo em conta as
condicionantes e demais informação contida no caso de estudo, que resultaram na exclusão
de três locais e posteriormente na seleção dos dois mais viáveis.
101
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
6.2
Aplicação do Modelo Matemático ao Caso de Estudo
Está demostrado que a presença de um aterro acarreta efeitos negativos para o meio
ambiente (Calvo, 2003; Calvo et al., 2007; Calvo et al., 2005; Demesouka et al., 2013;
Fairman et al., 1998; Gbanie et al., 2013; Gorsevski et al., 2012; Guiqin et al., 2009; Kontos
et al., 2005; Li et al., 2012; Marín et al., 2012; Méndez et al., 2008; Russo, 2005; Şener et
al., 2010; Sumathi et al., 2008; Tavares dos Santos, 2008; Vegara, 2008; Zamorano et al.,
2006; Zamorano et al., 2008; Zamorano et al., 2009). As consequências destes impactes
resultam da distribuição espacial dos efeitos assim como das características dos seus
recetores.
O primeiro passo para aplicar o modelo matemático de Avaliação de Risco
Ambiental, particularmente quando aplicado a aterros para RU (resíduos não perigosos), é a
identificação dos possíveis recetores dos impactes provocados pela presença destas
infraestruturas, isto é, os descritores ambientais.
Relativamente à identificação destes recetores, a Diretiva 1999/31/CE objetiva “com
base em requisitos operacionais e técnicos estritos em matéria de resíduos e aterros, prever
medidas, processos e orientações que evitem ou reduzam tanto quanto possível os efeitos
negativos sobre o ambiente, em especial a poluição das águas de superfície, das águas
subterrâneas, do solo e da atmosfera, sobre o ambiente global, incluído o efeito de estufa,
bem como quaisquer risco para a saúde humana, resultantes da deposição de resíduos em
aterros durante todo o ciclo de vida do aterro” (artigo 1.º).
Deste modo, e em concordância com a Diretiva, os descritores ambientais
considerados neste trabalho são: águas superficiais, águas subterrâneas, solo, atmosfera e
saúde pública.
Após a seleção dos descritores ambientais é necessário identificar e selecionar as
características que refletem os possíveis impactes nos descritores considerados. Estas
características representam as diferentes variáveis e indicadores usados, que terão
associada uma ponderação que irá refletir a sua importância no processo global de
avaliação de risco ambiental.
Procurou-se utilizar as mesmas variáveis e indicadores da metodologia na qual ele
se baseia – EVIAVE, as quais foram analisadas e adaptadas para o caso de estudo,
preservando, sempre que oportuno, a classificação original. Estas modificações não
afetaram a estrutura, índices e objetivos da metodologia original, apenas as condições de
certas variáveis de acordo com os dados contidos no estudo de seleção de locais
alternativos para o novo aterro da SULDOURO (IDAD, 2010).
102
Validação do Modelo Matemático
Como o presente modelo objetiva avaliar o risco ambiental inerente a uma possível
localização para um aterro, apenas se consideraram as variáveis ambientais EVIAVE afetas
à localização desta infraestrutura.
Das 12 variáveis ambientais contempladas na metodologia EVIAVE, apenas 9 foram
possíveis de aplicar no modelo. Esta limitação deveu-se à falta de informação para
caracterizar as restantes.
De modo a aumentar o número de variáveis para melhor avaliar cada localização,
foram utilizadas 2 afetas à exploração e gestão do aterro (na metodologia EVIAVE),
nomeadamente a “Deposição de resíduos” e “Tipo de resíduos”. Embora estejam ligadas à
fase de gestão e exploração, representam características que indiretamente podem afetar a
localização, pois o risco de situar um aterro de resíduos perigosos é diferente de situar um
aterro de resíduos não perigosos (onde se incluem os aterros de RU), o mesmo
acontecendo com a deposição de resíduos – quanto maior for a taxa de deposição de
resíduos esperada maior será o risco (fuga de lixiviado, por exemplo) que o aterro
representa.
Deste modo, foram utilizadas 11 variáveis ambientais da metodologia EVIAVE. Para
estas variáveis foram mantidas as ponderações originais, que tomam o valor 1 ou 2
consoante a relação entre a variável e os elementos estruturais do aterro (referidos no ponto
5.3.3). As variáveis e respetivas ponderações estão enumeradas na Tabela 6.2.
Tabela 6.2 – Variáveis ambientais originais da metodologia EVIAVE utilizadas para validar o Modelo
Matemático
Classificação da variável (EVIAVE)
Variável
Localização
Gestão e
exploração
Ponderação
Distância a infraestruturas
X
2
Distância a massas de água superficial
X
2
Distância a áreas residenciais
X
2
Falhas
X
1
Morfologia
X
2
Risco sísmico
X
1
Visibilidade
X
2
Vulnerabilidade do aquífero
X
2
Pluviometria
X
2
Deposição de resíduos
X
2
Tipo de resíduos
X
2
A metodologia EVIAVE contempla 9 indicadores de impacte para os descritores
ambientais água superficial (tipo de massa de água superficial, uso da água e qualidade da
água), água subterrânea (uso da água e qualidade da água), atmosfera (qualidade do ar) e
103
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
solo (uso do solo, tipo de vegetação e cobertura vegetal), contudo não estipula nenhum para
o descritor saúde pública.
Por falta de informação, apenas foi possível utilizar 6 dos indicadores originais, no
entanto são introduzidos 2, cujo impacte se reflete na saúde pública. Os indicadores de
impacte e os respetivos descritores ambientais afetados estão expostos na Tabela 6.3.
Os indicadores introduzidos para descrever os possíveis riscos, aos quais a
população está sujeita, foram baseados no estudo realizado pelo IDAD (2010).
Tabela 6.3 – Indicadores de impacte e respetivos descritores ambientais afetados
Indicador de impacte
Descritor ambiental
Tipo de massa de água superficial
Água superficial
Uso da água subterrânea
Água subterrânea
Qualidade do ar
Atmosfera
Uso do solo
Tipo de vegetação
Solo
Cobertura vegetal
População afetada em torno do aterro
Odores
Saúde pública
Para interligar os fatores legais e técnicos, que podem interferir na escolha da
localização do aterro, com o processo de avaliação de Risco Ambiental são propostas 7
variáveis administrativas (selecionadas com base na informação contida no caso de estudo),
nomeadamente:
•
Condicionantes do Plano Diretor Municipal;
•
Áreas protegidas;
•
Reservas Ecológica e Agrícola Nacionais e áreas de domínio público hídrico;
•
Equipamentos de educação e saúde;
•
Locais de interesse histórico / cultural;
•
Áreas de recreio e lazer;
•
Proximidade aos centros produtores de resíduos.
Estas variáveis foram consideradas pelo seu carácter legal e/ou técnico capaz de
influenciar a escolha da localização para o aterro.
Por último, e como se pretende validar todas as potencialidades do modelo
matemático, foi selecionada uma imposição técnica – área disponível. Esta imposição
resulta de um pré-requisito contemplado no estudo do IDAD (2010) e utilizado como fator de
exclusão de possíveis localizações.
104
Validação do Modelo Matemático
Seguidamente é exposta a fundamentação de cada variável utilizada no modelo
matemático e respetiva classificação.
Note-se que as variáveis, indicadores e mesmo a imposição aqui usadas não
pretendem ser as únicas possíveis de utilizar no modelo, mas apenas um conjunto possível
de apoio à validação do modelo.
É possível encontrar mais variáveis aplicáveis a um estudo envolvendo aterros nos
trabalhos de Al-Jarrah e Abu-Qdais (2006); Gbanie et al. (2013); Gorsevski et al. (2012);
Guiqin et al. (2009); Kontos et al. (2005); Marín et al. (2012); Sumathi et al. (2008) ou Li et
al. (2012) que estabeleceu 37 índices para avaliação de contaminação da água subterrânea
na vizinhança de um aterro, para citar alguns.
6.3
Variáveis Ambientais
As
variáveis
ambientais
representam
as
características
do
aterro,
sendo
selecionadas pela sua sensibilidade nos processos bioquímicos e físicos decorrentes no
mesmo e que, direta ou indiretamente, afetam os descritores ambientais considerados.
O seu conhecimento e análise quantitativa relacionam as características da
infraestrutura e a sua interação com o meio envolvente no momento da avaliação,
descrevendo, deste modo, a dinâmica do aterro.
6.3.1
Distância a Infraestruturas
A proximidade de um aterro a certas infraestruturas pode ter riscos associados, pelo
que se torna imperativo salvaguardar uma distância a essas infraestruturas.
Por exemplo, os aterros atraem uma grande variedade de aves que podem interferir
nas operações de descolagem e/ou aterragem de aviões, pelo que é essencial considerar
uma distância adequada para a localização do mesmo (Kontos et. al, 2005; Guiqin et. al,
2009).
Kontos et al. (2005) também referem a necessidade de afastar a localização de um
aterro de infraestruturas relacionadas com a captação de água subterrânea, como poços e
fontes.
No caso de gasodutos e oleodutos é necessário salvaguardar uma distância de
proteção por questões de segurança; durante as escavações e terraplanagens nas zonas do
traçado das condutas há um risco de comprometer estas estruturas, além disso as possíveis
migrações de biogás do aterro podem representar um risco no caso da sua acumulação e
inflamação perto das condutas (Vegara, 2008).
105
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Com base na bibliografia consultada, foram selecionadas as infraestruturas
suscetíveis de serem afetadas pela presença de um aterro. Estas infraestruturas,
similarmente à EVIAVE, foram agrupadas em dois grupos (Tipo I e Tipo II).
O primeiro grupo – Tipo I – inclui as infraestruturas que podem afetar um número
elevado de indivíduos e que podem provocar acidentes aéreos, explosões ou contaminação
de águas.
O segundo grupo – Tipo II – inclui aquelas cuja presença implica um incómodo ou
que estão relacionadas com riscos de acidentes laborais e dificuldades de operação laboral,
quando situadas na proximidade de um aterro.
Embora se tenha mantido a divisão das infraestruturas em dois grupos, os critérios
foram modificados com base na bibliografia consultada.
A classificação da variável é atribuída em relação à distância das infraestruturas ao
aterro. Com base na bibliografia consultada foi possível inferir as distâncias propostas por
diversos autores. Estas distâncias estão expostas na Tabela 6.4.
Tabela 6.4 – Distâncias mínimas de um aterro a infraestruturas
Tipo II
Tipo I
Infraestrutura
Distância mínima
ao aterro (m)
Aeroportos
3000
Aeródromos
Estações elétricas
Condutas e rede de abastecimento de água
Oleodutos
Gasodutos
Infraestruturas de armazenamento/captação de água
Indústrias de exploração mineral
Redes de alta tensão
1500
1000
100
2000 (montante)
500 (jusante)
100
100
1000
1000
100
Autoestradas
500
Rede de transporte ferroviário
500
Rede viária principal
500
Rede viária secundária
100
Poços, nascentes
Fonte
Demesouka et al., 2013
Guiqin et. al, 2009
Kontos et al., 2005
Vegara, 2008
Vegara, 2008
Vegara, 2008
Kontos et al., 2005
Vegara, 2008
Vegara, 2008
Demesouka et al., 2013
Demesouka et al., 2013
Vegara, 2008
Demesouka et al., 2013
Guiqin et al. (2009)
Demesouka et al., 2013
Guiqin et al. (2009)
Demesouka et al., 2013
Demesouka et al., 2013
Guiqin et al. (2009)
Com base na classificação utilizada na metodologia EVIAVE e nas distâncias
recomendadas por Demesouka et al. (2013), Guiqin et al. (2009), Kontos et al. (2005) e
Vegara (2008), é proposta a seguinte classificação para esta variável – Tabela 6.5:
106
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.5 – Classificação da variável ambiental – distância a infraestruturas
Classificação
Infraestruturas com risco
nulo
Infraestruturas com
baixo risco
Infraestruturas com risco
médio
Muito baixo
1
Baixo
2
Médio
3
Alto
4
Infraestruturas com risco
alto
Muito alto
5
Infraestruturas com risco
muito alto
6.3.2
Condição
Não há risco para infraestruturas pois encontram-se localizadas
tendo em conta a distância mínima de referência.
Cumprem-se todas as condições de distância mínima de referência
para as infraestruturas do Tipo I, mas não para 1 ou 2 do Tipo II.
Cumprem-se todas as condições de distância mínima de referência
para as infraestruturas do Tipo I, mas não para 3 ou mais do Tipo II.
Não se cumprem as distâncias mínimas de referência para uma das
infraestruturas do Tipo I, independentemente do número de
infraestruturas afetadas do Tipo II.
Não se cumprem as distâncias mínimas de referência para duas ou
mais das infraestruturas do Tipo I, independentemente do número
de infraestruturas afetadas do Tipo II.
Distância a Massas de Água Superficial
A contaminação de massas de água superficiais pelos lixiviados, além de gerar maus
odores e deterioramento do aspeto dos cursos de água, provoca ainda um incremento de
cargas orgânicas, a diminuição do oxigénio dissolvido e aumenta, ainda, a carga de
nutrientes como azoto e fosforo.
O aumento da carga de nutrientes provoca o crescimento descontrolado de algas
que originam os processos de eutrofização, podendo levando à morte das comunidades
piscícolas, alteração da fauna e flora bênticas e a toxicidade amoniacal para os peixes
(Russo, 2005; Vegara, 2008).
A Diretiva 1999/31/CE estabelece as diretrizes gerais e requisitos que se devem ter
em conta para a localização de um aterro, indicando que se deve ter em consideração as
distâncias do perímetro do aterro em relação a cursos de água e massas de água
superficiais, contudo não refere quais deverão ser estas distâncias.
Como base nos requisitos da Diretiva, a classificação desta variável é realizada de
acordo com a distância entre um aterro e massas de água superficiais, ou seja, quanto
maior for a proximidade de um aterro a um curso de água superficial maior será o risco de
contaminação deste elemento hídrico.
Com base na legislação Grega e Europeia, Kontos et al. (2005) indicam que o
depósito de resíduos na vizinhança de massas de água superficiais não é permitido. Para
classificar esta variável consideraram não só o tipo de massa de água mas também o seu
tamanho.
Com base na Diretiva 1999/31/CE, Demesouka et al. (2013) estabelecem uma
distância mínima de 500 m a rios e lagos para minimizar a contaminação da água superficial
pelo lixiviado ou por inundações. A mesma distância mínima foi proposta por Guiqin et al.
(2009).
107
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Vegara (2008) propôs a seguinte classificação da variável para a metodologia
EVIAVE – Tabela 6.6:
Tabela 6.6 - Distâncias e respetiva classificação de um aterro a massas de água superficiais
propostas por Vegara (2008)
Classificação
Condição
Muito baixa
1
Águas superficiais situadas a distâncias superiores a 1000 m.
Baixo
2
Águas superficiais situadas a distâncias compreendidas entre 700 e 1000 m.
Média
3
Águas superficiais situadas a distâncias entre 300 e 700 m.
Alto
4
Muito alta
5
Águas superficiais situadas entre 50 e 300 m.
Águas superficiais situadas a menos de 50 m ou com resíduos em contacto
direto com águas superficiais.
Como o modelo matemático proposto é baseado na metodologia EVIAVE, a
classificação proposta por Vegara (2008) foi adotada para o caso de estudo.
6.3.3
Distância a Áreas Residenciais
Um aterro acarreta riscos para a saúde de povoações próximas. As populações que
vivem perto de aterros estão expostas a contaminantes que podem ser transportados pelo
vento e/ou água. A contaminação pelo vento inclui a migração de gases, poeiras e produtos
químicos, especialmente durante a fase de exploração, podendo depositar-se no solo,
contaminando-o. As águas superficiais e subterrâneas podem ser contaminadas, afetando
fontes públicas de abastecimento ou águas com fins recreativos. A contaminação da água e
do solo pode também afetar o crescimento e consumo de alimentos agrícolas e pecuários.
Tendo em conta a legislação Grega e a Diretiva Europeia, Demesouka et al. (2013)
estabeleceram que a localização de um aterro é proibida a uma distância inferior a 500 m de
áreas residenciais, de modo a garantir a aceitação pública, devido a fenómenos de intrusão
ótica e de saúde, que estão fortemente relacionados com o síndrome NIMBY (Not In My
Back Yard) e também devido a questões de decaimento do valor do terreno.
Baseando-se na mesma legislação, Kontos et al. (2005) também estabeleceram uma
distância mínima de 500 m. Para classificar esta variável tiveram em consideração a
distância direta entre áreas residenciais, a localização do aterro e a população possível de
ser afetada.
Guiqin et al. (2009) também consideraram uma distância mínima de 500 m e
proposeram uma classificação independente da população possivel de ser afetada. A
classificação está exposta na Tabela 6.7.
108
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.7 - Distâncias e respetiva classificação de um aterro a áreas residenciais, propostas por
Guiqin et al. (2009)
Distância (m)
Classificação
>500
1
500 – 1000
2
1000 – 1500
3
1500 – 2000
4
>2000
5
Com base na classificação proposta por Calvo (2003) para esta variável e na demais
bibliografia consultada, Vegara (2008) propôs uma classificação que considera não só a
distância mas também a densidade populacional. Para tal, considerou uma população com
mais de 10000 habitantes/Km2 como alta densidade populacional.
Já no relatório preliminar desenvolvido pela IDAD (2010), que serviu de caso de
estudo para o presente trabalho, foi utilizada uma distância mínima de 200 m a áreas
residenciais. Assim, de forma a manter a coerência com os critérios utilizados no caso de
estudo, e como a população possível de ser afetada será um critério utilizado numa outra
variável, a classificação aqui proposta tem apenas em consideração a distância entre a
localização do aterro e a área residencial mais próxima.
Então, com base na classificação de Guiqin et al. (2009), é proposta a seguinte
classificação para esta variável – Tabela 6.8:
Tabela 6.8 – Classificação da variável distância a áreas residenciais.
Classificação
6.3.4
Distância (m)
Muito baixa
1
<200
Baixo
2
200 – 800
Média
3
800 – 1400
Alto
4
1400 – 2000
Muito alta
5
>2000
Falhas
As falhas são eventos tectónicos originados pela fratura do terreno, ao longo da qual
ocorreu um deslocamento relativo, maior ou menor, das duas secções fraturadas.
A localização de um aterro numa zona de falhas, mesmo em áreas com solos pouco
permeáveis, representa uma possibilidade de contaminação de águas subterrâneas, pois os
líquidos percolados podem alcançar zonas subterrâneas através das falhas (Calvo 2003).
109
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
De modo a minimizar a potencial contaminação dos aquíferos e garantir a adequada
exploração do aterro, Demesouka et al. (2013) utilizaram uma distância mínima a zonas de
falhas de 200 m para situar um aterro.
Com base no trabalho de Calvo (2003) e considerando as diretrizes da EPA, Vegara
(2008) propôs uma classificação para esta variável, relacionando a distância com o grau de
atividade das falhas. A classificação proposta pelo autor foi adotada no presente trabalho e
encontra-se exposta na Tabela 6.9.
Tabela 6.9 – Classificação da variável ambiental falhas (Vegara, 2008)
Classificação
Muito baixo
Baixo
Condição
1
2
Não existem
Não existem falhas ou estão a mais de 60 m do aterro e fora
do seu perímetro.
Existem na envolvente do
Existem falhas a mais de 60 m do aterro, dentro do seu
aterro contudo são de baixa
perímetro contudo estão inativas desde a época do Terciário
atividade
ou anteriores (mais de 1.650.000 anos).
Existem falhas ativas a mais de 60 m do aterro, dentro do
Médio
3
Existem na envolvente do
aterro com atividade média
seu perímetro (moveram-se durante o Holoceno, nos últimos
10.000 anos) ou podem estar potencialmente ativas porque
se moveram durante o Quaternário (10.000 – 1.650.000
anos).
Existem falhas no aterro, inativas (não se moveram durante
Alto
4
No aterro mas inativas
o Terciário) ou potencialmente ativas (não se moveram
durante o Quaternário).
Muito alto
6.3.5
5
No aterro
Existem falhas ativas no aterro (moveram-se durante o
Holoceno).
Morfologia
A morfologia do terreno pode condicionar o arraste de materiais pela escorrência
superficial ou a drenagem de lixiviados para massas de água, contaminando-as.
Com base na premissa que quanto mais plana for uma área, mais adequada será
para a construção de um aterro, Kontos et al. (2005) avaliou o grau de inclinação do terreno
para classificar esta variável. O autor considerou inclinações inferiores a 9,5º como as mais
favoráveis para situar um aterro. No oposto considerou inclinações superiores a 45º.
Devido à instabilidade durante a fase de construção e risco elevado de contaminação
da água, Demesouka et al. (2013) excluíram áreas com declives superiores a 10%.
Guiqin et al. (2009), tal como os autores anteriores, excluíram áreas com declives
superiores a 10%, no entanto avaliaram esta variável numa perspetiva económica, isto é,
quanto maior o declive do terreno, maior serão os custos da escavação. Os autores
110
Validação do Modelo Matemático
consideraram que o declive mais favorável à instalação de um aterro deverá estar
compreendido entre 0 e 10%.
Uma classificação da morfologia do terreno, baseada quer no declive quer na
escorrência superficial, foi proposta para a metodologia EVIAVE por Vegara (2008). O autor
considerou que a área mais apropriada para a localização de um aterro deve ter um declive
compreendido entre 1 e 20% e baixo potencial de escorrência.
De forma a avaliar a morfologia do terreno para a possível localização do aterro da
SULDOURO, no estudo de seleção do local mais apropriado foi ainda usada outra
classificação, em função da classe do declive.
Com base nas classes de declive identificadas, e de modo a manter a coerência com
o estudo que culminou no caso de estudo aqui avaliado, foi adotada a seguinte classificação
para esta variável – Tabela 6.10.
Tabela 6.10 – Classificação da morfologia do terreno em função da classe de declive (adaptado de
IDAD, 2010)
Declive
6.3.6
Classe
Classificação
<3%
Plano
1
3% a 8%
Suave
2
3
8% a 16%
Moderado
16% a 25%
Acentuado
4
>25%
Muito acentuado
5
Risco Sísmico
Desastres extremos, como terremotos, podem levar ao aluimento da massa de
resíduos, a destruição do sistema de revestimento impermeável artificial, e até mesmo da
camada aquífugo (formação geológica impermeável que não armazena nem transmite água)
acima do aquífero, provocando a migração de quase todo o lixiviado para o lençol freático
(Li et al., 2012). Podem ainda provocar a destruição dos sistemas de drenagem de águas
pluviais, lixiviados e gases ou mesmo da cobertura do aterro (Calvo, 2003).
Esta variável afeta diferentes infraestruturas relacionadas com a minimização do
risco ambiental sobre as águas (subterrâneas e superficiais), solo e atmosfera, como
também a estabilidade da massa de resíduos, afetando o descritor saúde pública (Calvo,
2003).
Em 1935, Richter idealizou uma escala graduada de magnitudes de sismos para
quantificar a energia libertada por um sismo. É uma escala numérica, compreendida entre
valores menores que 0 a valores superiores a 9,5 (máximo registado), não existindo um
111
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
máximo ou mínimo fixo, cuja magnitude é medida a partir da amplitude sísmica, expressa
num sismograma, numa escala logarítmica de base 10.
De acordo com a Sociedade Portuguesa de Engenharia Sísmica, a capacidade real
de destruição de um sismo não depende apenas da libertação de energia, expressa pela
magnitude, mas também da sua intensidade (parâmetro que caracteriza os efeitos
produzidos por um sismo nas pessoas, objetos, estruturas construídas e meio ambiente,
num determinado local). A cada conjunto de efeitos corresponde um determinado grau de
intensidade. Assim, a intensidade num determinado local depende não só da energia
libertada pelo sismo (magnitude), mas também da distância a que esse sítio se encontra do
local em que foi gerado o sismo e das características geológicas do sítio.
Existem várias escalas para identificar as intensidades. As mais utilizadas na europa
são a Escala de Mercalli Modificada (MMI) – Tabela 6.11 - e a Escala Macrossísmica
Europeia (EMS98) – Tabela 6.12. Cada uma destas escalas descreve os efeitos produzidos
pela vibração do solo, associando-lhes um determinado grau de intensidade.
Tabela 6.11 – Escala de Mercalli Modificada (MMI) (Versão simplificada)
Grau de
intensidade
I
Consequências
Impercetível. Apenas registado pelos aparelhos de precisão ou sismógrafos.
Muito fraco. Sentido por um muito reduzido número de pessoas em repouso, em especial pelas que
II
habitam em andares elevados.
III
Fraco. Sentido por um pequeno número de habitantes. Bem sentido nos andares elevados.
Médio. Sentido dentro das habitações, podendo despertar do sono um pequeno número de pessoas.
IV
Nota-se a vibração de portas e janelas e das loiças dentro dos armários.
Pouco forte. Praticamente sentido por toda a população, fazendo acordar muita gente. Há queda de
V
alguns objetos menos estáveis e param os pêndulos dos relógios. Abrem-se pequenas fendas nos
estuques das paredes.
Forte. Provoca início de pânico nas populações. Produzem-se leves danos nas habitações, caindo
VI
algumas chaminés. O mobiliário menos pesado é deslocado.
Muito forte. Caiem muitas chaminés. Há estragos limitados em edifícios de boa construção, mas
VII
importantes e generalizados nas construções mais frágeis. Facilmente percetível pelos condutores
de veículos automóveis em trânsito. Desencadeia pânico geral nas populações.
Ruinoso. Danos acentuados em construções sólidas. Os edifícios de muito boa construção sofrem
VIII
alguns danos. Caiem campanários e chaminés de fábricas.
Desastroso. Desmoronamento de alguns edifícios. Há danos consideráveis em construções muito
IX
sólidas.
Muito desastroso. Abrem-se fendas no solo. Há cortes nas canalizações, torção nas vias de caminho
X
de ferro e empolamentos e fissuração nas estradas.
Catastrófico. Destruição da quase totalidade dos edifícios, mesmo os mais sólidos. Caiem pontes,
diques e barragens. Destruição das redes de canalização e das vias de comunicação. Formam-se
XI
grandes fendas no terreno, acompanhadas de desligamento. Há grandes escorregamentos de
terrenos.
XII
Cataclismo. Destruição total. Modificação da topografia.
112
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.12 - Escala Macrossísmica Europeia (EMS98)
Grau de
intensidade
I
II
III
IV
Descrição dos efeitos observados
Não sentido.
Raramente sentido. Sentido apenas por muito poucas pessoas que se encontram em repouso.
Fraco. Sentido dentro de casa por algumas pessoas. As pessoas em repouso sentem um balanço
ou um leve tremor.
Amplamente sentido. Sentido dentro de casa por muitas pessoas e por muito poucas fora de casa.
Algumas pessoas acordam. As janelas, portas e loiças chocalham com algum ruído.
Forte. Sentido dentro de casa pela maior parte das pessoas e por algumas fora de casa. Muitas
V
pessoas acordam. Algumas pessoas ficam assustadas. Os edifícios tremem. Os objetos suspensos
baloiçam grandemente. Pequenos objetos são deslocados. Portas e janelas abrem-se e fecham-se.
Ligeiramente danificador. Muitas pessoas assustam-se e correm para fora de casa. Alguns objetos
VI
caiem. Muitas casas sofrem danos ligeiros não estruturais, como pequenas fendas e queda de
pequenos pedaços de estuque.
Danificador. A maior parte das pessoas assusta-se e corre para fora de casa. A mobília é arrastada
e caiem muitos objetos de prateleiras. Muitos edifícios normais, bem construídos, sofrem danos
VII
moderados: pequenas rachas nas paredes, queda de estuque, caiem partes de chaminés; os
edifícios mais velhos podem apresentar grandes rachas nas paredes e queda de paredes interiores
(de enchimento).
Pesadamente danificador. Muitas pessoas têm dificuldade em se manter de pé. Muitas casas têm
VIII
grandes rachas nas paredes. Muitos edifícios normais, bem construídos, sofrem queda de paredes,
enquanto os edifícios mais frágeis e velhos podem colapsar.
IX
X
XI
XII
Destrutivo. Pânico geral. Muitas construções fracas colapsam. Mesmo edifícios normais, bem
construídos, apresentam danos severos: queda de paredes e colapso estrutural parcial.
Muito destrutivo. Muitos edifícios normais, bem construídos, colapsam.
Devastador. A maior parte dos edifícios normais, bem construídos, colapsam; mesmo alguns com
bom desenho antissísmico são destruídos.
Completamente devastador. Quase todos os edifícios são destruídos.
No que respeita a Portugal, existe uma classificação do território em termos de
sismologia. O Decreto-lei nº 235/83, de 31 de Maio, divide o território nacional em quatro
zonas que, por ordem decrescente de perigosidade sísmica, são designadas por A, B, C e
D, quantificada pelo coeficiente de sismicidade α igual a 1, 0.7, 0.5 e 0.3, respetivamente.
A classificação exposta no Decreto-lei nº 235/83 foi utilizada como referência no
estudo da SULDOURO, no entanto pretende-se que esta variável seja aplicável em lugares
com diferentes escalas sísmicas de referência, e não somente a Portugal.
Deste modo, usando as duas escalas sísmicas mais utilizadas na Europa, propõe-se
a classificação exposta na seguinte tabela – Tabela 6.13:
113
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 6.13 – Classificação do Risco Sísmico de acordo com as escalas Macrossísmica Europeia
(EMS98) e de Mercalli Modificada (MMI)
Classificação
6.3.7
Condição (de acordo com a escala EMS98 e MMI)
Muito baixo
1
Baixo
2
Baixo
VI – VII
Médio
3
Médio
VII – VIII
Alto
4
Alto
VIII – IX
Muito alto
5
Muito alto
>IX
Muito baixo
<VI
Visibilidade
Esta variável foi introduzida por Kontos et al. (2005) e não se baseia em nenhuma
restrição legal, mas com a proteção estética de áreas inabitadas de modo a prevenir a
oposição pública causada pela visibilidade de um aterro (síndrome NYMBY), pois a
aparência de um local é a maior influência na perceção da sociedade.
Os autores basearam-se em distâncias radiais a áreas urbanas e vias principais
(autoestradas e rede viária principal), isto é, quanto maior a distância de um aterro a uma
área urbana ou estrada, melhor é a sua localização.
Para a avaliação desta variável, os autores não consideraram somente a distância
direta, pois áreas relativamente perto de centros urbanos ou estradas podem não ser
visíveis devido à morfologia da superfície do terreno.
Com base no trabalho de Kontos et al. (2005), Vegara (2008) propôs a classificação
presente na Tabela 6.14 para esta variável na metodologia EVIAVE. Esta classificação
também será usada no presente trabalho.
Tabela 6.14 – Classificação da variável visibilidade (Vegara, 2008)
Classificação
Condição
Muito baixo
1
Não visível a partir de pontos de observação devido à morfologia da superfície.
Baixo
2
Visível de áreas urbanas a mais de 2000 m e/ou de vias principais a uma distância
Médio
3
Alto
4
Visível de áreas urbanas a uma distância entre 500 e 1000 m.
Muito alto
5
Visível de áreas urbanas a menos de 500 m.
compreendida entre 500 e 2000 m.
Visível de áreas urbanas a uma distância entre 1000 e 2000 m e/ou de vias principais a
uma distância inferior a 500 m.
6.3.8
Vulnerabilidade do Aquífero
A contaminação das águas subterrâneas pelo lixiviado é o impacte ambiental mais
grave de um aterro (Li, 2012; Russo, 2005; Tavares dos Santos, 2008).
114
Validação do Modelo Matemático
A Diretiva Quadro da Água (Diretiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do
Conselho, de 23 de Outubro de 2000) é o principal instrumento da Política da União
Europeia relativa à água, estabelecendo um quadro de ação comunitária para a proteção
das águas subterrâneas, no qual os Estados-Membros da CE devem assegurar a proteção,
melhoria e restauração do bom estado químico das águas subterrâneas, prevenindo a sua
poluição e deterioração e assegurando um equilíbrio entre a sua captação e renovação.
Com a introdução do termo “vulnerabilidade da água subterrânea à poluição”, por
Margat em 1968, sucederam-se numerosas definições, qualificações e metodologias acerca
do mesmo. De acordo com Lobo-Ferreira et al. (1995), o termo é definido como “a
sensibilidade da qualidade das águas subterrâneas a uma carga poluente, função apenas
das características intrínsecas do aquífero”, para Paralta et al. (2005), define-se como a
maior ou menor capacidade de atenuação das camadas superficiais do aquífero face à
passagem de poluentes, sendo uma propriedade intrínseca do sistema hidrogeológico.
Por outras palavras, a vulnerabilidade é uma propriedade qualitativa que indica o
grau de proteção natural de um aquífero em relação à contaminação e, deste termo,
resultam duas apreciações: vulnerabilidade intrínseca, que é derivada das características
exclusivas ao meio (tipo de aquífero e cobertura, permeabilidade, profundidade, recarga,
entre outras), sem ter em conta a incidência das substâncias poluentes, e vulnerabilidade
específica, que se relaciona com o tipo e carga de poluente (Vegara, 2008).
De acordo com Lobo-Ferreira et al. (1995), o risco de contaminação da água
subterrânea não depende apenas da vulnerabilidade mas também da existência de cargas
poluentes, ou seja, pode ter-se um aquífero com alta vulnerabilidade mas sem risco de
poluição, devido à ausência de carga poluente significativa, e vice-versa.
A avaliação do grau de vulnerabilidade dos aquíferos, além de permitir o
mapeamento da vulnerabilidade à contaminação, é também um instrumento útil nas
tomadas de decisão, ao nível do planeamento e ordenamento do território que visa mais a
proteção deste recurso do que a recuperação do aquífero poluído, ou seja, é uma
ferramenta preventiva (Paralta et al., 2005).
Esta avaliação é conseguida com recurso a metodologias que sintetizam a influência
de um conjunto de fatores que, direta ou indiretamente, contribuem para avaliar a
vulnerabilidade dos aquíferos. Seguidamente apresentam-se as metodologias mais
utilizadas – DRASTIC, SINTACS, GOD, EPIK e AVI e também duas metodologias
desenvolvidas por investigadores nacionais – IS e EPPNA.
115
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
•
Método DRASTIC
O modelo DRASTIC foi desenvolvido por Aller et al., em 1987, para a Agência de
Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA), com o objetivo de avaliar a vulnerabilidade
intrínseca da água subterrânea (Li et al., 2012; Lobo-Ferreira et al., 1995; Paralta et al.,
2005; Vegara, 2008; Wang et al., 2012). É um modelo fácil de implementar e providencia
uma boa avaliação da vulnerabilidade da água subterrânea à poluição, descrevendo as
características inatas de condições hidrogeológicas específicas e providencia, deste modo,
algumas medidas de defesa contra a contaminação externa. A vulnerabilidade intrínseca é
independente da natureza do contaminante e do cenário de contaminação e considera as
características geológicas, hidrológicas e hidrogeológicas da área de interesse (Wang et al.,
2012).
Este modelo utiliza sete parâmetros ou indicadores hidrogeológicos, para determinar
o índice de vulnerabilidade do aquífero:
•
D (Depth to water table) – profundidade do aquífero
•
R (net Recharge) – recarga profunda de aquíferos
•
A (Aquifer media) – litologia do aquífero
•
S (Soil media) – tipo de solo
•
T (Topography) – topografia
•
I (Impact of vadose zone) – impacte da zona não-saturada
•
C (hydraulic Conductivity) – condutividade hidráulica
O índice de vulnerabilidade varia entre 23 (pouco vulnerável) e 226 (muito
vulnerável) (Lobo-Ferreira et al., 1995).
•
Método IS
O método IS ou Índice de Suscetibilidade deriva do método DRASTIC e foi
desenvolvido no Projeto ERHSA (Estudo dos Recursos Hídricos Subterrâneos do Alentejo),
em 2000. A principal alteração neste índice é a adição de um parâmetro de ocupação do
solo, abandonando assim o conceito de índice puramente intrínseco (baseado unicamente
nas condições naturais), ou seja, foi desenvolvido com o objetivo de avaliar a
vulnerabilidade específica. Os parâmetros integrantes deste modelo são:
•
D – profundidade do aquífero
•
R – recarga profunda de aquíferos
•
A – litologia do aquífero
•
T – topografia
•
OS – tipo de ocupação do solo
116
Validação do Modelo Matemático
O índice de suscetibilidade varia entre 0 (baixa vulnerabilidade) e 100%
(extremamente alta vulnerabilidade) (Paralta et al., 2005).
•
Método SINTACS
O método SINTACS, desenvolvido em 1990 por Civita et al., provém do método
DRASTIC e surgiu devido às diversas características hidrogeológicas em Itália, e à
necessidade de mapas de vulnerabilidade com maior rigor. O acrónimo SINTACS
compreende os seguintes parâmetros (Vegara, 2008):
•
S - profundidade da água subterrânea
•
I - infiltração
•
N - zona não saturada
•
T - tipo de solo
•
A - características hidrogeológicas do aquífero
•
C - condutividade hidráulica
•
S - inclinação topográfica
Aos parâmetros mencionados anteriormente, que influenciam a vulnerabilidade
intrínseca, pode-se acrescentar o uso do solo e a incidência da água de superfície.
•
Método GOD
O método GOD foi desenvolvido em 1987 por Foster e atribui classificações entre 0 e
1 às três variáveis que constituem o acrónimo (Lobo-Ferreira et al., 1995):
•
G (Ground water occurrence) – tipo de aquífero
•
O (Overall aquifer class) – litologia do aquífero
•
D (Depth) – profundidade da água do aquífero
O aquífero é classificado em relação a cada um dos três parâmetros, numa escala
que pode variar entre 1 (vulnerabilidade máxima) e 0,016 se houver aquífero, ou zero na
ausência de aquífero.
•
Método EPIK
O método EPIK foi desenvolvido por Doerfliger e Zwahlen, em 1997, para avaliar a
vulnerabilidade das águas subterrâneas em aquíferos cársicos. O acrónimo traduz (Vegara,
2008):
117
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
•
E (Epikarst) – Epicarso: zona próxima da superfície com alta permeabilidade e
intensa carsificação;
•
P (Protective cover) – Cobertura de proteção: constituída pelo solo e outros materiais
de cobertura;
•
I (Infiltration) – Infiltração;
•
K (Karst network development) – desenvolvimento da rede do aquífero cársico.
O índice de vulnerabilidade de um aquífero cársico pode alternar entre o valor de 9
(alta vulnerabilidade) e 34 (baixa vulnerabilidade)
•
Método AVI
O método AVI ou Índice de Vulnerabilidade de Aquífero (Aquifer Vulnerability Index)
foi desenvolvido em 1993 por Van Stempvoort et al. Este método usa apenas dois
parâmetros como variáveis: a espessura de cada camada j que se encontram acima da
água subterrânea Ej e a condutividade hidráulica estimada em cada camada Kj (Paralta et
al., 2005).
Este índice representa a resistência ao fluxo vertical e significa o tempo aproximado
da passagem de um poluente por advecção através das diferentes camadas aquíferas. O
valor do índice varia entre valores inferiores a 10 (anos), que corresponde a uma classe de
vulnerabilidade extremamente alta e valores superiores a 10000 (anos) que corresponde a
uma classe de vulnerabilidade extremamente baixa.
•
Método EPPNA
Este método foi proposto pela Equipa de Projeto do Plano Nacional da Água
(EPPNA), em 1998. Trata-se de um método qualitativo de avaliação da vulnerabilidade de
um aquífero à poluição. Esta avaliação é realizada com base nas características litológicas
dos aquíferos ou nas formações hidrogeológicas.
A avaliação da vulnerabilidade à poluição com base nestes critérios corresponde a
um método clássico de correlação das características litológicas, estruturais e morfológicas
das formações geológicas, numa determinada região, com a aptidão hidrogeológica e
fornece classes de vulnerabilidade correspondentes a um determinado nível de risco.
Este método (utilizado para avaliar a vulnerabilidade à poluição no caso de estudo)
considera oito classes de vulnerabilidade, que variam entre vulnerabilidade alta (V1) a muito
baixa (V8) (IDAD, 2010; Paralta et al., 2005).
118
Validação do Modelo Matemático
A escolha do método a aplicar depende de vários fatores, tais como conhecimento
da metodologia, informação disponível, âmbito da avaliação e validação de resultados
(Vegara, 2008; Zamorano, 2008).
Como nem sempre existem dados disponíveis para aplicar um método concreto, e
com a finalidade de criar uma classificação desta variável o mais universal possível, no
presente trabalho optou-se por relacionar a classificação da vulnerabilidade com as
metodologias referidas previamente, tal como demonstrado na Tabela 6.15.
Tabela 6.15 – Classificação da variável vulnerabilidade do aquífero
Classificação
Muito baixo
Baixo
Médio
Alto
Muito alto
1
2
3
4
5
Método
Índice de vulnerabilidade
DRASTIC
<28
IS
≤30
SINTACS
≤ 80
GOD
<0,1
EPIK
34
AVI
>10000
EPPNA
V8
DRASTIC
29 ≤ IV ≤85
IS
30 < IV ≤50
SINTACS
81 ≤ IV ≤105
GOD
0,1 ≤ IV <0,3
EPIK
25 ≤ IV <34
AVI
1000 - 10000
EPPNA
V6 e V7
DRASTIC
86 ≤ IV ≤ 142
IS
50 < IV ≤70
SINTACS
106 ≤ IV ≤140
GOD
0,3 ≤ IV <0,5
EPIK
19 < IV <25
AVI
100 - 1000
EPPNA
V4 e V5
DRASTIC
143 ≤ IV ≤196
IS
70 < IV ≤90
SINTACS
141≤ IV ≤186
GOD
0,5≤ IV <0,7
EPIK
9 < IV ≤19
AVI
10 - 100
EPPNA
V2
DRASTIC
>196
IS
>90
SINTACS
≥187
GOD
≥0,7
EPIK
9
AVI
0 - 10
EPPNA
V1 e V3
119
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
6.3.9
Pluviometria
Vegara (2008) notou que em locais com precipitação escassa, os aterros carecem de
conteúdo em humidade suficiente para produzir lixiviados, encontrando-se inativos no que
respeita a reações bioquímicas. Por outro lado, com maior teor de humidade, provocada por
precipitações elevadas, a produção de lixiviados é incrementada em períodos de tempo
mais largos.
Demesouka et al. (2013) consideraram que a precipitação aumenta a possibilidade
de poluição de recursos hídricos devido ao transporte de poluentes, o que requer um
sistema efetivo de drenagem de águas pluviais que irá aumentar os custos de construção
de um aterro. No seu trabalho, os autores excluíram áreas atingidas por chuva forte (com
base na precipitação média anual).
Calvo (2003) encontrou na sua pesquisa bibliográfica diferentes critérios de
classificação da precipitação, alguns em função do seu estado, natureza, tamanho, duração,
intensidade e origem, outros considerando o tamanho das gotas e sua agregação, em
função da sua intensidade (mm/h), origem, distribuição temporal e finalmente a frequência
de repetição. Contudo, salientou que o mais importante, do ponto de vista da análise e
dimensionamento de infraestruturas de um aterro, é a obtenção da precipitação liquida, que
se converte em escorrência superficial, que deve ser desviada ou armazenada.
Tendo em conta o critério de intensidade de precipitação, o Atlas do Ambiente
classifica a precipitação como fraca, moderada ou forte. No caso de precipitação na forma
de aguaceiros, a escala utilizada compreende aguaceiro fraco, moderado, forte e muito forte
(ou violento).
Dada a importância da quantidade de precipitação, os seus valores são tomados
como fundamento de classificação de climas pelo Altas do Ambiente. Assim, a classificação
do clima segundo a precipitação encontra-se na Tabela 6.16.
Tabela 6.16 – Classificação do clima segundo a precipitação (em milímetros por ano – mm/a) (Atlas
do Ambiente)
Desértico
Árido
Semiárido
<125 mm/a
125 – 250 mm/a
250 – 500 mm/a
Moderadamente
chuvoso
500 – 1000 mm/a
Chuvoso
Excessivamente
1000 – 2000
mm/a
chuvoso
>2000 mm/a
Tendo por base a informação disponibilizada pela Atlas do Ambiente e a
classificação proposta por Vegara (2008) para o índice de Calvo (2003), no presente
trabalho é proposta a seguinte classificação para a pluviometria – Tabela 6.17.
120
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.17 – Classificação da pluviometria
Classificação
Condição
Muito baixo
1
Precipitação muito baixa
Menos de 500 mm/a
Baixo
2
Precipitação baixa
500 a 1000 mm/a
Médio
3
Precipitação média
1000 a 1500 mm/a
Alto
4
Precipitação alta
1500 a 2000 mm/a
Muito alto
5
Precipitação muito alta
Mais de 2000 mm/a
6.3.10 Deposição de resíduos
Esta variável, utilizada na metodologia EVIAVE como variável de gestão e operação
do aterro, relaciona a pressão exercida pelos resíduos, depositados, sobre a camada de
impermeabilização, isto é, quanto maior o aterro, maior será a quantidade de resíduos
depositados, o que aumentará a pressão na camada de impermeabilização e
consequentemente aumentará o risco de fuga do lixiviado.
De forma a classificar esta variável, é considerada a quantidade de resíduos
depositados anualmente em aterros. Esta quantidade é proporcional à população servida
pela infraestrutura (de salientar que taxa de produção de resíduos – capitação – pode variar
de uns núcleos para outros).
De acordo com os dados disponibilizados pela Agência Portuguesa do Ambiente
(APA) relativamente aos Resíduos Urbanos em 2010 (APA, 2011), foi possível inferir as
quantidades de RU depositados em aterros pelos 23 Sistemas de Gestão de Resíduos
Urbanos (SGRU) em Portugal – Tabela 6.18. A quantidade de RU depositada em aterro
engloba os resíduos da recolha encaminhados diretamente para o aterro e também os
rejeitados dos processos de compostagem e incineração encaminhados para o aterro.
Tabela 6.18 - Quantitativos depositados nos aterros dos Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos
em Portugal, em 2010 (APA, 2011)
Sistema
Aterro
Início de Exploração
Quantidade encaminhada (t)
Aterro de Valença
Ago-98
36,03
RESULIMA
Aterro de Viana do Castelo
Dez-98
127,949
BRAVAL
Aterro de Póvoa de Lanhoso
Jul-98
98,685
Aterro de Santo Tirso
Fev-00
34,517
Aterro de Boticas
Nov-01
42,073
VALORMINHO
Norte
RESINORTE
Lipor
Ambisousa
Aterro de Vila Real
Ago-00
43,194
Aterro de Celorico de Basto
Nov-01
111,937
Aterro de Lamego
Jan-02
38,841
Aterro da Maia
Jun-01
57,579
Aterro de Lousada
Nov-98
64,027
Aterro de Penafiel
Jul-99
66,06
SULDOURO
Aterro de Gaia
Mar-99
187,81
Resíduos do Nordeste
Aterro de Mirandela
Set-97
58,768
(continua)
121
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 6.19 - Quantitativos depositados nos aterros dos Sistemas de Gestão de Resíduos Urbanos
em Portugal, em 2010 (APA, 2011) (continuação)
Sistema
Alentejo
Lisboa e Vale do Tejo
Centro
VALORLIS
ERSUC
Aterro
Início de Exploração
Quantidade encaminhada (t)
Aterro de Leiria
Em obra
112,992
Aterro de Aveiro
Dez-98
196,702
Aterro de Coimbra
Set-98
132,048
Aterro da Figueira da Foz
Set-98
66,029
Planalto Beirão
Aterro de Tondela
Jul-98
127,226
RESIESTRELA
Aterro do Fundão
Nov-01
73,521
VALNOR (Ex-Raia-Pinhal)
Aterro de Castelo Branco
Abr-99
36,694
Ecolezíria
Aterro de Almeirim
Jul-00
62,596
Resitejo
Aterro da Chamusca
Mai-99
89,853
Aterro do Cadaval
Nov-01
164,438
Aterro de Vila Franca de Xira
Jun-98
105,645
Aterro de Palmela
Jan-97
297,799
Aterro do Seixal
Jul-95
176,692
80,387
VALORSUL
Amtres-Tratolixo
AMARSUL
Aterro de Cascais
42,951
Gesamb
Aterro de Évora
Jan-02
Ambilital
Aterro de Santiago do Cacém
Mar-00
64,347
Amcal
Aterro de Cuba
Jun-99
12,936
Aterro de Avis
Mai-00
47,246
VALNOR
Algarve
Resialentejo
Aterro de Abrantes
Jun-98
17,905
Aterro de Beja
Dez-01
96,917
Aterro de Portimão
Fev-98
175,748
Aterro de Loulé
Jul-00
182,776
ALGAR
Com base nos dados disponibilizados pela APA, foi possível determinar a quantidade
de resíduos encaminhada para cada aterro dos SGRU em 2010 – Figura 6.1.
250000
200000
150000
100000
50000
0
Quantidade de residuos encaminhada para aterro (t/aterro)
Figura 6.1 – Quantidade de resíduos (t) encaminhados para cada aterro dos Sistemas de
Gestão de Resíduos Urbanos em 2010.
122
Validação do Modelo Matemático
Estes dados foram posteriormente divididos em cinco grupos homogéneos,
permitindo assim uma classificação para esta variável – Tabela 6.19.
A classificação proposta para esta variável é unicamente aplicável a Portugal, sendo
necessário fazer uma classificação semelhante para aplicar a variável noutro país.
Tabela 6.20 – Classificação da variável “Deposição de resíduos”
Classificação
Condição
Muito baixo
1
Aterro de muito baixa capacidade
<40000 Ton/ano
Baixo
2
Aterro de baixa capacidade
40000 – 80000 Ton/ano
Médio
3
Aterro de média capacidade
80000 – 120000 Ton/ano
Alto
4
Aterro de alta capacidade
120000 – 160000 Ton/ano
Muito alto
5
Aterro de muito alta capacidade
>160000 Ton/ano
6.3.11 Tipo de Resíduos
O tipo de resíduos dispostos num aterro é determinante no que se refere à toxicidade
do lixiviado e à produção de biogás. De igual modo, é importante conhecer a percentagem
de matéria orgânica nos resíduos, pois corresponde à fração biodegradável e que se
transforma mediante processos microbiológicos (fase aeróbia, acida e metanogénica),
produzindo além do lixiviado e biogás, odores (Vegara, 2008)
De facto, em condições favoráveis de humidade e temperatura, produzem-se
emissões potencialmente poluentes (líquidas e gasosas), provenientes da degradação da
matéria orgânica depositada num aterro. Pode-se dizer que um aterro funciona como um
bio-reactor, onde fenómenos biológicos de degradação da massa de resíduos podem
processar-se em ambiente anaeróbio ou parcialmente aeróbio, dependendo do modo de
operação do aterro e da forma como se realça essa degradação. Destes processos de
biodegradação resulta a transformação da matéria orgânica em compostos minerais e
gasosos.
Os lixiviados são caracterizados por altas concentrações de matéria orgânica e
quantidades consideráveis de metais pesados. A composição do biogás produzido vai
também evoluindo ao longo dos processos, destacando-se o CO2 e o CH4, que
representam, em conjunto, mais de 95% do seu volume (Russo, 2005).
A Decisão do Conselho (2003/33/CE), de 19 de Dezembro, estabelece os critérios e
processos de admissão de resíduos nos termos do artigo 16º do anexo II da Diretiva
1999/31/CE, resumidos na Figura 6.2.
123
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Figura 6.2 - Diagrama com as opções de deposição em aterro previstas na Diretiva
1999/31/CE
124
Validação do Modelo Matemático
Os critérios e processos de admissão de resíduos estabelecidos permitem identificar
cinco grupos de aterros, em função do tipo de resíduo assim como do teor da fração
orgânica. Os cinco grupos identificados são utilizados neste trabalho como fundamento para
a classificação desta variável – Tabela 6.20.
Tabela 6.21 – Classificação do tipo de resíduos (adaptado de Diretiva 2003/33/CE)
Classificação
Condição
Muito baixo
1
Baixo
2
Médio
3
Poder contaminante muito
baixo
Poder contaminante baixo
Poder contaminante
moderado
Classe A - Aterro para resíduos inertes.
Classes B1a e B1b - Aterro para resíduos não perigosos. Subcategoria
para resíduos inorgânicos com baico teor de matéria orgânica.
Classe B2 - Aterro para resíduos não perigosos. Subcategoria para
resíduos predominantemente orgânicos – aterros de reator biológico e
aterros para resíduos orgânicos pré-tratados.
Classe B3 - Aterro para resíduos não perigosos. Subcategoria para
Alto
4
Poder contaminante alto
Muito alto
5
Poder contaminante muito alto
resíduos urbanos sólidos com um teor substancial de resíduos tanto
orgânicos como inorgânicos.
6.4
Classe C – Aterro para resíduos perigosos.
Indicadores de Impacte
Os indicadores de impacte definem as características de cada descritor ambiental
que podem ser afetadas pela presença de um aterro. Estes indicadores têm de ser
quantificáveis e objetivos, de modo a eliminar a subjetividade inerente da avaliação
ambiental.
6.4.1
Tipo de Massa de Água Superficial
Na metodologia EVIAVE, este indicador foi definido com base na Diretiva
2000/60/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 23 de Outubro - Diretiva Quadro da
Água.
As massas de água superficiais foram classificadas em: (I) cursos de água artificiais
ou fortemente modificadas (canais de navegação, canais de rega, lagoas artificiais); (II) rios
de 3ª ordem e cursos de água sazonais (rios e ribeiras); (III) massas de água sazonais
(lagoas e represas); (IV) águas costeiras e rios de 1ª e 2ª ordem e, por último, (V) zonas
classificadas como sensíveis e massas de água permanente (pântanos, áreas entre marés,
estuários, salinas, albufeiras).
Embora esta classificação sirva os objetivos do presente trabalho, optou-se por
introduzir uma modificação. Ao invés de se considerar em (V) apenas as zonas classificadas
125
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
como sensíveis, passamos a considerar todas as zonas protegidas, identificadas no anexo II
da Diretiva 2000/60/CE, ou seja:
•
Zonas designadas para a captação de água (de superfície) destinada ao consumo
humano;
•
Zonas designadas para a proteção de espécies aquáticas de interesse económico;
•
Massas de água designadas como águas de recreio, incluindo zonas designadas
como de águas balneares ao abrigo da Diretiva 76/160/CEE;
•
Zonas sensíveis, em termos de nutrientes, incluindo as zonas designadas como
vulneráveis ao abrigo da Diretiva 91/676/CEE e as zonas designadas como zonas
sensíveis ao abrigo da Diretiva 91/271/CEE;
•
Zonas designadas para a proteção de habitats ou de espécies em que a manutenção
ou melhoramento do estado da água seja um dos fatores importantes para proteção,
incluindo sítios relevantes da rede Natura 2000, designados ao abrigo da Diretiva
92/43/CEE e da Diretiva 79/409/CEE.
Assim, a Tabela 6.21 exibe a classificação para este indicador de impacte, realizada
com base na classificação do mesmo indicador na metodologia EVIAVE.
Tabela 6.22 – Classificação dos tipos de massa de água superficial (adaptado de Vegara, 2008 e
Zamorano, 2009)
Classificação
1
Cursos de água artificiais ou fortemente modificadas (canais de navegação, canais de
rega, lagoas artificiais).
2
Rios de 3ª ordem e cursos de água sazonais (rios e ribeiras).
3
Massas de água sazonais (lagoas e represas).
4
Águas costeiras e rios de 1ª e 2ª ordem.
5
6.4.2
Condição
Zonas protegidas e massas de água permanente (pântanos, áreas entre marés,
estuários, salinas, albufeiras).
Uso da Água Subterrânea
O uso da água subterrânea pode ser afetado pela poluição. A poluição da água
subterrânea pode torná-la não potável ou mesmo inapta, em alguns casos, para rega,
devido aos elevados valores de condutividade elétrica (Vegara, 2008).
A contaminação das águas subterrâneas torna-se ainda mais importante, pois é
imprescindível para a integridade dos ecossistemas que estão dependentes deste recurso
natural, representando mais de 95% das reservas de água doce exploráveis do globo. Dela
dependem em grande parte as atividades agrícolas e industriais, constituindo além do mais
126
Validação do Modelo Matemático
uma componente fundamental no abastecimento público: mais de metade da população
mundial depende das águas subterrâneas (Ribeiro, 2010).
Os riscos atribuídos à exposição proveniente das águas subterrâneas contaminadas,
perto de aterros, envolvem a ingestão de água e alimentos produzidos localmente e
contacto dérmico através de água do banho.
Tal como refere Vegara (2008), o uso deste indicador, além de traduzir o possível
risco sobre o descritor ambientais águas subterrâneas, também tem como finalidade
considerar a importância dos recursos numa perspetiva do uso que o Homem faz deles,
independentemente da sua qualidade.
A classificação (Tabela 6.22) adotada para este indicador de impacte coincide com a
utilizada na metodologia EVIAVE, na qual o indicador é classificado mediante o uso dado à
água subterrânea.
Tabela 6.23 – Classificação do uso da água subterrânea (adaptado de Vegara, 2008)
Classificação
6.4.3
Condição
1
Sem uso para o Homem.
2
Outros usos, não contemplados seguidamente.
3
Indústria.
4
Agricultura.
5
Uso para abastecimento humano.
Qualidade do Ar
Através de processos anaeróbios, os compostos orgânicos presentes nos resíduos
são convertidos em biogás. O biogás é constituído por uma mistura maioritariamente de
metano e dióxido de carbono (45 a 60% e 40 a 60%, respetivamente), embora contenha
ainda outros componentes tóxicos e produtores de cheiro.
De facto, os aterros contribuem significativamente para a emissão global
antropogénica de metano para a atmosfera, estimando-se que as emissões globais de
metano provenientes destas infraestruturas equivalham a 6-13 % da emissão global de
metano no planeta (Russo, 2005).
A emissão de gás causa impactes locais e globais importantes. Localmente pode
causar maus cheiros, danos em vegetação circundante de aterros (Russo, 2008), corrosão
de materiais e perigo de explosão (quando o metano se mistura com o ar numa proporção
de 5-15%) (Tavares dos Santos, 2008). Globalmente contribuem significativamente para o
efeito de estufa (Russo, 2008; Tavares dos Santos, 2008).
Os impactes na atmosfera derivados de um aterro também englobam poeiras e maus
cheiros. As poeiras podem funcionar como veículo de transporte de vetores de doenças e,
127
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
juntamente, com os gases, podem dar origem a situações de toxicidade e irritação das
mucosas (Tavares dos Santos, 2008). Os problemas de maus cheiros provenientes de
aterros derivam da libertação de gás sulfídrico e de compostos orgânicos sulfurosos,
ocorrendo principalmente durante a operação do aterro e decorrentes da fase de
fermentação ácida dos resíduos (Russo, 2005).
Porém, todos estes impactes resultam de um aterro já em funcionamento, o que
adversa os objetivos do presente trabalho – avaliar o risco ambiental inerente da possível
localização para a instalação da infraestrutura.
Assim, partindo dos pressupostos que a qualidade do ar pode ser considerada como
um indicador da contaminação atmosférica e que quanto melhor a qualidade do ar maior
será o risco proveniente da instalação do aterro, no presente trabalho optou-se por avaliar
este indicador de acordo com a legislação europeia.
A Diretiva-Quadro da Qualidade do Ar, Diretiva 96/62/CE do Conselho, de 27 de
Setembro, considera que “para proteger o ambiente como um todo, assim como a saúde
humana, é necessário evitar, impedir ou reduzir as concentrações dos poluentes
atmosféricos nocivos e estabelecer valores-limite e/ou limiares de alerta para os níveis de
poluição do ar ambiente”. Considera também que “a qualidade do ar ambiente deve ser
avaliada em função de valores-limite e/ou de limiares de alerta e, no que respeita ao ozono,
de valores-alvo e/ou valores-limite, tendo em conta a dimensão das populações e dos
ecossistemas expostos à poluição atmosférica, bem como o ambiente”.
A avaliação da Qualidade do Ar pode ser estimada de várias formas, sendo uma
delas a monitorização em contínuo utilizando estações fixas. Contudo, é também possível
avaliar a Qualidade do Ar através de campanhas realizadas com estações móveis, da
aplicação de modelos com base nas emissões dos diferentes poluentes e nas diversas
condições meteorológicas, ou ainda no uso de outras metodologias que transmitam a
informação necessária a uma apropriada gestão.
Para facilitar a informação, a APA, através do Qualar, definiu um Índice de Qualidade
do Ar (IQar) baseado na Diretiva-Quadro da Qualidade do Ar. O IQar é uma ferramenta que
permite uma classificação simples e compreensível do estado da qualidade do ar e um fácil
acesso do público a esta informação (através da consulta direta ou através dos órgãos de
comunicação social). Este índice permite também dar resposta às obrigações legais e é
sempre disponibilizado às 12 horas de cada dia.
Com a Diretiva-Quadro foi introduzida uma margem de tolerância sobre o valor limite
dos diferentes poluentes que permite aos Estados-Membro terem um período de adaptação
aos novos valores. Esta margem de tolerância e a sua diminuição, tendo sido adaptado,
128
Validação do Modelo Matemático
pelo IQar, todos os anos até 2010, altura em que deixou de existir margem de tolerância e
em que o valor limite ficou fixo - Figura 6.3.
O IQar de uma determinada área resulta da média aritmética calculada para cada um
dos poluentes medidos em todas as estações da rede dessa área, sendo disponibilizado
diariamente pela APA, com base em informação recolhida pelas Comissões de
Coordenação e Desenvolvimento Regional.
O índice varia de Muito Bom a Mau para cada poluente englobado:
•
O monóxido de carbono, medido segundo a média registada durante 8h
consecutivas (CO 8h)
•
O dióxido de azoto (NO2)
•
O ozono (O3)
•
As partículas inaláveis ou finas, cujo diâmetro médio é inferior a 10 µm (PM10).
•
O dióxido de enxofre (SO2)
O grau de degradação da qualidade do ar estará dependente da pior classificação
verificada entre os diferentes poluentes, ou seja, o poluente que apresentar o pior índice
define o índice de qualidade do ar para esse dia.
Figura 6.3 - Classificação do Índice de Qualidade do Ar proposto para o ano de 2010
Com base nos critérios estipulados pelo IQar da APA, é proposta a seguinte
classificação para este indicador de impacte – Tabela 6.23.
Tabela 6.24 – Classificação da qualidade do ar, de acordo com o Índice de Qualidade do Ar, da APA.
Classificação
Condição
1
IQar Mau
2
IQar Fraco
3
IQar Médio
4
IQar Bom
5
IQar Muito Bom
129
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
6.4.4
Uso do Solo
O impacte ambiental no solo, causado por um aterro, depende do seu uso prévio à
instalação do aterro. As ações realizadas sobre o solo podem levar a efeitos que podem
condicionar de forma irreversível, dependendo do contaminante, a atividade que
potencialmente se podia desenvolver no mesmo, comprometendo o seu valor ambiental.
Deste modo, pode-se dizer que o tipo de uso do solo representa um valor acrescido do
mesmo.
A pressão sobre os usos do solo pode refletir uma probabilidade mais alta de
conflitos de interesse entre tipos diferentes de usos ou entre distintos utilizadores do solo.
Pode também indicar problemas provenientes de uma procura de solo excessiva ou
demasiado escassa em certas zonas. Por exemplo, numa área altamente dinâmica, como
uma região urbana, as habitações e as funções económicas competem pelo espaço
disponível. Por outro lado, a falta de procura de solo pode associar-se a uma probabilidade
mais alta de abandono ou desertificação de terras (Vegara, 2008).
Todas estas questões estão relacionadas com o ordenamento do território e
respetiva classificação do uso do solo. De acordo com Costa Lobo et al (1995), o
ordenamento deve priorizar a defesa dos recursos naturais, ou seja, deve identificar zonas
únicas, cujas características justifiquem a sua salvaguarda. Contudo, deve também
responder às necessidades socioeconómicas do desenvolvimento urbano, procurando
reduzir os eventuais impactes negativos sobre os recursos naturais. Neste contexto,
considera-se o uso urbano no seu sentido lato, englobando os espaços industriais, turísticos
e os corredores-canais de infraestruturas de nível regional. Por último, o ordenamento
deverá dar resposta às necessidades em espaços agrícolas e atender à demarcação e
desenvolvimento dos espaços florestais de produção.
Segundo os mesmos autores, a classificação do uso do solo baseia-se nas classes e
categorias que constituem modelos conceptuais das unidades territoriais definidas, sendo
designadas pelo uso dominante na unidade territorial, isto é, se o uso dominante é o urbano,
a classe designa-se por “classe de espaço urbano”.
Os autores também referem que os usos urbano e industrial alteram profundamente
a estrutura do território, e só muito excecionalmente se admite a reversibilidade no processo
já que as reconversões no contexto destes usos implicam sempre elevados investimentos.
Por outro lado, há necessidades e intenções de desenvolvimento a que é preciso responder
e, como a estrutura urbana é uma das menos flexíveis, nas prioridades da afetação do
espaço, o uso urbano sobrepõe-se, numa perspetiva estritamente económica e funcional,
aos usos agrícola e florestal.
130
Validação do Modelo Matemático
Assim, a classificação deste indicador de impacte realizou-se numa perspetiva de
afetação económica, o que pressupõe uma maior proteção a zonas nas quais o homem
sustente algum tipo de atividade, o que não significa que não se tenha em conta outros
aspetos de carácter edáfico, mas estes serão considerados noutros indicadores.
De acordo com a classificação do uso do solo, proposta por Costa Lobo et al (1995)
– Tabela 6.24, é possível identificar três grandes grupos possíveis de sustentar algum tipo
de atividade económica: urbano, urbanizável e não urbanizável.
Os grupos estão enumerados por ordem decrescente de valor económico. Nos
primeiros grupos é ainda possível identificar cinco possíveis categorias: residencial, turístico,
industrial, equipamentos coletivos e espaços exteriores urbanos de lazer.
Combinando estes critérios é possível obter uma classificação em cinco grupos, tal
como mostra a Tabela 6.25.
Tabela 6.25 – Classificação dos usos do solo (adaptado de Costa Lobo, et al., 1995)
Classes de uso
Espaços silvestres
naturais
Espaços florestais
Espaços agrícolas
Espaços
agroflorestais
Espaços
agroindustriais
Espaços de indústrias
extrativas
Espaços urbanos
Espaços urbanizáveis
Espaços de
complexos industriais
isolados
Espaços canais
Espaços de usos
especiais
extraurbanos
Descrição
Onde as medidas de proteção especial de recursos naturais e a salvaguarda de valores
paisagísticos dominam sobre as atividades produtivas. Ex.: zonas húmidas, florestas de proteção,
praias, cordões dunares, parques e reservas, sítios protegidos para a sobrevivência de espécies,
testemunhos de fenómenos geológicos e outros merecedores de particular interesse científico.
Onde a produção florestal domina. Incluem as florestas de uso múltiplo onde, para além da
produção florestal, poderão coexistir outros usos ou atividades, nomeadamente atividades de
recreio e lazer.
Tendo como referência as condições ideais para a atividade agrícola mais adequada às
características sociais e ecológicas da região, o plano demarca os espaços que mais se
aproximam deste modelo, no presente ou no futuro, através de alterações desejáveis.
São os espaços silvo-pastoris e as áreas de montado de sobro e de azinho, onde a atividade
agrícola e a pastorícia coexistem com a silvicultura.
As tecnologias agrícolas modernas utilizadas na fruticultura intensiva a céu aberto e nas estufas,
bem como os complexos de indústrias agropecuárias representam riscos de poluição do solo e da
água que recomendam abordagens específicas no ordenamento.
Onde existem ou estão previstos estes tipos de explorações, salvaguardando-se a disponibilidade
do terreno necessário ao bom funcionamento desta atividade incluindo o controlo do impacte sobre
as áreas envolventes.
Caracterizados pelo elevado nível de infraestruturação, densidade populacional ou de
concentração humana em atividades diversificadas. No âmbito da categoria de uso urbano podem
distinguir-se diversas subcategorias ou ordens funcionais de uso: residencial, comércio, serviços,
indústria, misto (envolvendo usos anteriores), turístico, centros históricos, áreas centrais (que se
destacam pelo seu efeito polarizador e concentração de equipamentos coletivos), usos especiais
(nomeadamente instalações militares interiores ao espaço urbano), equipamentos coletivos,
espaços exteriores urbanos de lazer (jardins, alamedas e parques).
Espaços que a prazo e nos termos a especificar nos planos urbanísticos, virão a adquirir as
características de espaços urbanos.
Apresentam um elevado nível de infraestruturação mas destinam-se exclusivamente a atividades
transformadoras e seus serviços próprios. Distinguem-se dos espaços urbanos pela
especialização das atividades, pelos riscos ambientais que envolvem, e daí a sua autonomia e
critérios específicos de localização e enquadramento em relação aos espaços urbanos.
Corredores cativados para infraestruturas que ligam pontos distantes e têm um efeito de barreira
física mais ou menos condicionante dos espaços marginantes.
Ex.: instalações militares, de captação e tratamento de água, subestação de energia elétrica, etc..
131
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 6.26 – Classificação do indicador “uso do solo”
Classificação
6.4.5
Condição
1
Não urbanizável.
2
Urbanizável residencial ou industrial.
3
Urbano de equipamentos coletivos ou espaços exteriores urbanos de lazer.
4
Urbano industrial e urbanizável turístico.
5
Urbano turístico e urbano residencial.
Tipo de Vegetação
A vegetação é o conjunto de comunidades vegetais existentes no território, com
variação espacial e temporal, e submetidas às influências naturais (efeito da sazonalidade) e
antropogénicas. A vegetação filtra tanto a água como o ar, estabiliza os solos, reduz o efeito
da erosão e dos deslizamentos que podem surgir devido à contaminação e sedimentação
das massas de água e podem por em perigo edifícios e propriedades, ou levar à destruição
do habitat de espécies animais de elevado valor de conservação e/ou socioeconómico.
Um habitat com impactes graves na sua vegetação pode tornar-se crítico para a
sobrevivência destas espécies, tornando-se necessário assegurar um equilíbrio saudável
entre as atividades humanas e a proteção do habitat desta fauna (Vegara, 2008).
Villalobos (1991), citado por Vegara (2008), estabeleceu critérios para classificar este
indicador de impacte em relação ao uso do solo e da vegetação, nomeadamente a
diferenciação em baldios, culturas de sequeiro, culturas de regadio ou de sequeiro com
árvores dispersas, florestas de repovoamentos jovens e floresta autóctone ou de
povoamentos bem estabelecidos.
Baseando-se nos critérios de Villalobos, Vegara (2008) propôs a classificação
presente na Tabela 6.26 para a metodologia EVIAVE e que foi adotada no presente
trabalho.
Tabela 6.27 – Classificação da cobertura vegetal (adaptado de Vegara, 2008)
Classificação
Condição
1
Espaços abertos com pouca vegetação ou terreno baldio.
132
2
Formações arbustivas e herbáceas sem árvores ou culturas de sequeiro.
3
Formações herbáceas com árvores, culturas de regadio ou sequeiro com árvores dispersas.
4
Formações de matas com árvores, florestas de repovoamento jovem.
5
Formações arbóreas densas, florestas autóctones ou de repovoamento bem estabelecido.
Validação do Modelo Matemático
6.4.6
Cobertura Vegetal
A cobertura vegetal corresponde à projeção vertical da parte aérea das plantas de
uma dada população sobre a superfície do solo, a qual se expressa em percentagem da
área total da comunidade. Uma maior ou menor percentagem permite uma maior ou menor
proteção do solo e do meio ambiente em geral, desempenhando uma papel importante na
estabilização dos solos, redução dos efeitos da erosão e dos deslizamentos. Outra forma de
avaliar a cobertura vegetal é através da sua abundância, isto é, o número de indivíduos por
unidade de área.
Apesar de parecer imprecisa e depender do observador, a avaliação visual é um dos
métodos mais eficientes para a avaliação do coberto vegetal, existindo escalas para o efeito.
Entre várias, a escala de Braun-Blanquet é a mais conhecida. Esta escala combina a
cobertura com a abundância dos indivíduos, sendo por isso conhecida como escala da
abundância-cobertura.
Tal como na metodologia EVIAVE, a escala de Braun-Blanquet foi utilizada neste
trabalho para classificar este indicador – Tabela 6.27.
Tabela 6.28 – Classificação do coberto vegetal (adaptado de Vegara, 2008)
Classificação
Condição
1
Indivíduos abundantes ou dispersos, cobrindo menos de 5% da área.
2
Indivíduos muito abundantes ou dispersos, cobrindo entre 6 e 25% da área.
3
Qualquer número de indivíduos, cobrindo entre 26 e 50% ida área.
4
Qualquer número de indivíduos, cobrindo entre 51 e 75% da área.
5
Qualquer número de indivíduos, cobrindo mais de 75% da área.
6.4.7
População Afetada em Torno do Aterro
O funcionamento de um aterro, quer pela movimentação de maquinaria pesada no
seu interior, quer pela circulação de veículos pesados de transporte de resíduos nas vias
que lhe dão acesso, tem associado algum incómodo na sua envolvente.
Este indicador pretende avaliar a população afetada que reside num raio de 1 Km em
torno do aterro. Devido à sua relevância para com a qualidade de vida das populações, foi
utilizado como indicador quantitativo para a comparação e identificação dos locais finais (6
locais) no relatório preliminar da SULDOURO e será utilizado no trabalho como indicador de
impacte no descritor Saúde Pública.
133
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Para o cálculo deste indicador é necessário identificar, com base nos dados
estatísticos de população disponibilizados pelas instituições nacionais de estatística, a
população residente em redor de cada um dos possíveis locais até uma distância de 1 Km.
No estudo do IDAD (2010), a população possível de ser afetada em cada possível
localização – Tabela 6.28, foi identificada com auxílio da ferramenta SIG.
Para classificar esta variável considerou-se que ao valor mínimo de população
afetada (339) corresponde o valor de 1 (menor risco), e ao valor máximo (2664), o valor de 5
(maior risco). Deste modo, foram criados cinco grupos homogéneos, de população possível
de afetar, para classificar a variável, como mostra a Tabela 6.29.
Tabela 6.29 – População residente a 1 Km das possíveis localizações do aterro (adaptado de IDAD,
2010)
Local
População a 1 Km
Escapães
1288
Milheirós de Poiares
1769
Caldas de S. Jorge / Pigeiros
474
Canedo – Canedo
814
Sobreda – Canedo
339
Canelas
2664
Tabela 6.30 – Classificação da população afetada a 1Km do Aterro
Classificação
População afetada
1
0 - 500
2
500 - 1000
3
1000 - 1500
4
1500 - 2000
5
>2000
Similarmente ao caso da variável ‘Deposição de resíduos’ (6.3.10), a classificação
proposta para este indicador é unicamente aplicável a este caso de estudo, sendo
necessário fazer uma classificação semelhante para aplicar a variável a outras possíveis
localizações.
6.4.8
Odores
A emissão de odores é um dos problemas associados à localização de um aterro,
tornando-se, deste modo, pertinente desenvolver um indicador que permita comparar qual a
dimensão deste potencial efeito em cada um dos locais selecionados.
A ocorrência deste problema está dependente das condições de operação do aterro,
assim como das condições meteorológicas, nomeadamente, intensidade e direção do vento,
134
Validação do Modelo Matemático
temperatura e presença ou não de inversões térmicas, sendo a primeira variável a mais
relevante (IDAD, 2010).
Tal como o indicador anterior, este também foi utilizado no estudo da localização
para o aterro da SULDOURO. Para o quantificar, utilizou-se a rosa de ventos com os valores
médios anuais medidos no Observatório da Serra do Pilar (Gaia) da série climatológica de
30 anos (1961-1990). Com o auxílio desta rosa de ventos, identificou-se uma predominância
de ventos dos sectores NW e W que perfazem uma frequência total de cerca 40% e de
ventos Leste com uma frequência de 24%.
De modo a calcular o indicador, a população residente, na envolvente de cada um
dos locais em estudo, para cada um dos sectores (NW, W, E, etc.,) até uma distância de 2
Km, foi identificada e posteriormente ponderada com a frequência da direção de vento,
obtendo-se resultados expostos na Tabela 6.30.
Utilizando os mesmos critérios do processo de cálculo do indicador anterior,
agrupou-se a população residente em cada uma das localizações na direção dos ventos
dominantes em cinco grupos para permitir a classificação deste indicador – Tabela 6.31.
Tal como no indicador anterior, a classificação aqui proposta é unicamente aplicável
a este caso de estudo, sendo necessário fazer uma classificação semelhante para aplicar a
variável a outras possíveis localizações.
Tabela 6.31 – População possível de ser afetada pelos odores num raio de 2 Km das possíveis
localizações do aterro (adaptado de IDAD, 2010)
Local
População
Escapães
1157
Milheirós de Poiares
1008
Caldas de S. Jorge / Pigeiros
614
Canedo – Canedo
454
Sobreda – Canedo
301
Canelas
2525
Tabela 6.32 – Classificação do indicador de impacte “Odores”
Classificação
População afetada
1
0 - 250
2
250 - 750
3
750 - 1250
4
1250 - 1750
5
>1750
135
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tal como no indicador anterior, a classificação aqui proposta é unicamente aplicável
a este caso de estudo, sendo necessário fazer uma classificação semelhante para aplicar a
variável a outras possíveis localizações.
6.5
Variáveis Administrativas
As variáveis aqui propostas são apenas válidas para este caso de estudo, pois
resultam da informação disponibilizada e possível de analisar no estudo do IDAD (2010).
Todas as variáveis são classificadas através de distâncias inferidas da cartografia ou
dados disponibilizados no estudo de seleção da localização para o aterro da SULDOURO.
6.5.1
Condicionantes do Plano Diretor Municipal
O Plano Diretor Municipal (PDM) é o mais abrangente dos planos municipais de
ordenamento do território e estabelece as regras de ocupação e utilização do solo,
constituindo uma síntese da estratégia de desenvolvimento e ordenamento de todo o
território dos Municípios de Santa Maria da Feira e Vila Nova de Gaia.
O PDM estabelece um modelo de estrutura espacial do território municipal, constitui
uma síntese estratégica do desenvolvimento e ordenamento local e integra as opções de
âmbito nacional e regional, nomeadamente o planeamento de ocupação, uso e
transformação do território municipal, pelas diferentes componentes sectoriais da atividade
nele desenvolvidas e programação das realizações e investimentos municipais. Contribui
também para a racionalização das redes de infraestruturas públicas. Esta racionalização
deve ser entendida como um esforço de adequação, temporal e espacial da oferta à
procura, tendo em vista a garantia da equidade social e demográfica mínima no acesso aos
serviços proporcionados por estas infraestruturas, a otimização dos investimentos públicos
respetivos e mesmo a transformação desejada e desejável das formas de ocupação do
território.
Para o efeito, a Carta de Ordenamento do PDM divide o território em diferentes
classes e categorias de espaços, cada uma com um determinado destino básico ou
utilização dominante, cujas normas de uso do solo se encontram fixadas no Regulamento do
plano. Para além dos referidos Regulamento e Carta de Ordenamento, o PDM é ainda
constituído pela Carta de Condicionantes, que identifica as servidões e restrições de
utilidade pública em vigor que possam constituir limitações ou impedimentos a qualquer
forma específica de aproveitamento.
136
Validação do Modelo Matemático
O PDM de Santa Maria da Feira foi publicado no Diário da República, I Série B, nº
194, de 19 de Agosto de 1993, e o PDM de Vila Nova de Gaia foi revisto e publicado no
Diário da República, 2ª série, nº 155 a 12 de Agosto de 2009.
De acordo com o PDM de Vila Nova de Gaia “a cada categoria, subcategoria ou subsubcategoria de espaços corresponde, nos termos definidos no presente Plano, um uso ou
conjunto de usos dominantes, a que podem ser associados usos complementares destes e
ainda, eventualmente, outros usos que sejam compatíveis com os primeiros”. Mais, de
acordo com o Artigo 106.º do Regulamento do mesmo plano “a implantação ou instalação de
infraestruturas, nomeadamente viárias, de saneamento básico (…) podem ser viabilizadas
em qualquer área ou local do território concelhio, desde que a Câmara Municipal reconheça
que tal não acarreta prejuízos inaceitáveis para o ordenamento e desenvolvimento locais,
após ponderação dos seus eventuais efeitos negativos nos usos dominantes e na qualidade
ambiental, paisagística e funcional das áreas afetadas”.
Ambos os planos são unânimes ao considerarem incompatíveis, com as classes de
espaços ou categorias e subcategorias, os usos que:
•
Deem lugar a ruídos, fumos, resíduos ou, de forma geral, prejudiquem as
condições de salubridade;
•
Perturbem as condições de trânsito e de estacionamento, nomeadamente
com operações de carga e descarga ou com incomportável trânsito de
veículos;
•
Apresentem riscos de toxicidade, incêndio e explosão.
Deste modo, a classificação desta variável assenta em dois pressupostos. A
localização do aterro é inviabilizada (excluída) caso se situe numa área condicionada e
incompatível com a instalação desta infraestrutura. A localização do aterro perto de áreas
condicionadas incompatíveis acarreta riscos, estimados consoante a distância do aterro a
estas áreas. Assim, de acordo com a distância da possível área de localização do aterro a
áreas condicionadas por ambos os planos, é proposta a seguinte classificação para esta
variável – Tabela 6.32:
Tabela 6.33 – Classificação das condicionantes do Plano Diretor Municipal
Classificação
1
2
3
4
5
6*
Distância (m)
≥500
300 - 500
100 - 300
50 - 100
0 - 50
≤0
* esta classificação resulta na exclusão da localização
137
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
6.5.2
Áreas Protegidas
Esta variável objetiva salvaguardar todas as áreas pertencentes ao Sistema Nacional
de Áreas Classificadas (SNAC), estruturado pelo Decreto-Lei n.º 142/2008, de 24 de Julho.
O SNAC é constituído pela Rede Nacional de Áreas Protegidas (RNAP), pelas áreas
classificadas que integram a Rede Natura 2000 e pelas demais áreas classificadas ao
abrigo de compromissos internacionais assumidos pelo Estado Português.
No presente trabalho considera-se Área Protegida como qualquer área componente
do SNAC.
De acordo com a definição dada por Dudley (2008), uma área protegida é um espaço
geográfico claramente definido, reconhecido, dedicado e gerido, através de meios legais ou
outros igualmente eficientes, com o fim de obter a conservação ao longo do tempo da
natureza com os serviços associados ao ecossistema e os valores culturais.
O mesmo autor refere que estas áreas, essenciais para a conservação da
biodiversidade, são o suporte de todas as estratégias de conservação, nacionais e
internacionais, funcionando como uma referência com a qual é possível a perceção das
interações humanas com o mundo natural.
No âmbito de convenções globais e acordos regionais, foram criados vários sistemas
internacionais de áreas protegidas, como é o caso da Rede Natura 2000 na Europa.
De acordo com o Instituto da Conservação da Natureza e das Florestas (ICNF) a
Rede Natura 2000 é uma rede ecológica, resultante da aplicação das Diretivas n.º
79/409/CEE (Diretiva Aves) e n.º 92/43/CEE (Diretiva Habitats). Constitui o principal
instrumento para a conservação da natureza na União Europeia, objetivando contribuir para
assegurar a preservação da biodiversidade no espaço comunitário da União Europeia.
Esta rede é composta por áreas de importância comunitária para a conservação de
determinados habitats e espécies, nas quais as atividades humanas deverão ser
compatíveis com a preservação destes valores, visando uma gestão sustentável do ponto
de vista ecológico, económico e social.
A localização de um aterro representa uma potencial poluição ou degradação destas
áreas, o que levou Kontos et al. (2005) a considerarem esta variável no seu trabalho.
Contudo, os autores apenas estipularam dois critérios para a classificar: dentro ou fora dos
limites de áreas pertencentes à Rede Natura 2000.
Demesouka et al. (2013) também integraram estas áreas protegidas no seu trabalho,
considerando uma distância mínima de 500 m da possível localização do aterro a uma área
integrante da Rede Natura 2000. Esta distância foi estipulada pelos autores no sentido de
138
Validação do Modelo Matemático
garantir a aceitação pública e proteger a ecologia de degradação adicional, pois a legislação
apenas exclui estas áreas da análise da localização para um aterro.
Esta variável não objetiva salvaguardar apenas as áreas pertencentes à Rede Natura
2000 mas todas as áreas pertencentes ao SNAC.
A classificação desta variável tem em consideração a distância de uma possível
localização para o aterro a uma zona Rede Natura 2000, tal como nos trabalhos dos autores
mencionados anteriormente. Deste modo, com base na distância mínima estipulada por
Demesouka et al. (2013), é proposta a classificação mostrada na Tabela 6.33 para esta
variável.
Tabela 6.34 – Classificação das distâncias a áreas protegidas
Classificação
Distância a áreas protegidas (m)
1
≥2000
2
1500 - 2000
3
1000 - 1500
4
750 - 1000
5
500 - 750
6*
≤500
* esta classificação resulta na exclusão da localização
6.5.3
Áreas de Reserva Ecológica e Agrícola Nacional e Domínio Público
Hídrico
A inclusão desta variável pretende salvaguardar as restrições de utilidade pública de
âmbito nacional: áreas de Reserva Ecológica Nacional (REN), áreas de Reserva Agrícola
Nacional (RAN) e áreas de Domínio Público Hídrico (DPH) de uma possível degradação
provocada pela localização de um aterro.
A REN (Decreto-Lei n.º 239/2012, de 2 de Novembro) integra o conjunto das áreas
que, pelo seu valor e sensibilidade ecológicos ou pela exposição e suscetibilidade perante
riscos naturais, são objeto de proteção especial. Trata-se de um instrumento de gestão
territorial que estabelece um conjunto de condicionamentos à ocupação, uso e
transformação do solo, identificando os usos e as ações compatíveis com os objetivos desse
regime nos vários tipos de áreas que a integram.
Por seu lado, a RAN (Decreto-Lei nº 73/2009, de 31 de Março), representa o
conjunto de áreas que, em virtude das suas características, em termos agroclimáticos,
geomorfológicos e pedológicos, apresentam maior aptidão para a atividade agrícola. Este
instrumento de gestão territorial institui um conjunto de condicionamentos à utilização não
139
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
agrícola do solo, e desempenha um papel fundamental na preservação do recurso solo e a
sua afetação à agricultura.
O DPH compreende o domínio público marítimo, o domínio público lacustre e fluvial e
o domínio público das restantes águas, é regido pela Lei n.º 54/2005, de 15 de Novembro.
No âmbito do presente trabalho, pretende-se proteger as linhas de água integradas no DPH
pelo diploma mencionado, pois funcionam como corredores ecológicos que estabelecem a
interligação com as restantes áreas com valor ecológico.
O DPH encontra-se regulado pelo ponto 1, alínea a) do artigo 84.º, da Constituição,
que anexa no domínio público “as águas territoriais com os seus leitos e os fundos marinhos
contíguos, bem como os lagos, lagoas e cursos de água navegáveis e flutuáveis, com os
respectivos leitos” e pela Lei n.º 54/2005, de 15 de novembro, que estabelece a titularidade
dos recursos hídricos (artigo 2.º).
O DPH não integra somente as águas mas também os terrenos envolventes e
funcionalmente afetos às massas de águas. É esta componente que se pretende abranger
com a presente variável, uma vez que as massas de água são contempladas noutra variável
(distância a massas de água superficial). Estes terrenos afetos ao DPH são as margens das
massas de água, cuja largura é estabelecida no artigo 11.º da Lei n.º 54/2005,
nomeadamente:
•
50 m - margem das águas do mar, bem como a das águas navegáveis ou
flutuáveis, sujeitas à jurisdição das autoridades marítimas e portuárias;
•
30 m - margem das restantes águas navegáveis ou flutuáveis;
•
10 m - margem das águas não navegáveis nem flutuáveis, nomeadamente
torrentes, barrancos e córregos de caudal descontínuo.
As condicionantes impostas pelos diplomas que regem a REN e a RAN excluem a
localização de um aterro de qualquer uma destas áreas, não estabelecendo qualquer
distância mínima aos limites destas zonas para a implementação deste tipo de
infraestrutura. A Lei n.º 54/2005 estabelece a largura da margem do DPH que pode ser
entendida como uma distância. A distância máxima proposta é de 50 m. Se pelo diploma
esta é a distância de proteção para os terrenos envolventes, afetos às massas de águas
consideradas, a mesma distância também resultará numa salvaguarda para as restantes
águas e zonas REN ou RAN (na inexistência de qualquer distância legalmente
estabelecida).
Considerando os 50 m como distância mínima permitida para a localização de um
aterro, para as restrições de utilidade pública aqui mencionadas é proposta a seguinte
classificação para esta variável – Tabela 6.34:
140
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.35 – Classificação da distância a áreas de Reserva Ecológica e Agrícola Nacionais e ao
Domínio Público Hídrico
Classificação
Distância a áreas protegidas (m)
1
≥500
2
350 - 500
3
200 - 350
4
100 - 200
5
50 - 100
6*
≤50
* esta classificação resulta na exclusão da localização
6.5.4
Equipamentos de Saúde e de Educação
Os equipamentos de saúde e de educação representam locais onde se concentram
grupos populacionais que requerem especial proteção. O ruído, os odores e a própria
localização do aterro – intrusão ótica – constituem fatores de qualidade ambiental capazes
de provocar perturbações de ordem social e consequentemente a deterioração da qualidade
de vida das pessoas.
Este critério foi utilizado no estudo desenvolvido pelo IDAD (2010) para assegurar a
qualidade de vida das populações. Para tal foi considerado um raio de proteção de 200 m,
tanto a perímetros urbanos como às áreas de equipamentos de saúde e de educação.
A classificação para esta variável – Tabela 6.35 – atenta a distância de 200 m como
distância mínima, de modo a manter a coerência com os critérios utilizados no caso de
estudo, tem ainda em consideração que a 2000 m, na direção dos ventos dominantes, os
odores provenientes do aterro podem ainda afetar negativamente a população (IDAD, 2010).
Tabela 6.36 – Classificação da distância a áreas de equipamentos de saúde e educação
Classificação
Distância a áreas protegidas (m)
1
≥3400
2
2600 - 3400
3
1800 - 2600
4
1000 - 1800
5
200 - 1000
6*
≤200
* esta classificação resulta na exclusão da localização
6.5.5
Locais de Interesse Histórico – Cultural
O impacte visual (intrusão ótica) provocado por um aterro pode levar à obstrução
pública o que, consequentemente, terá impactes negativos em certas atividades
141
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
económicas, especialmente as de cariz turístico associadas a locais com monumentos
(património) histórico-cultural. Por este motivo, estes locais são considerados inadmissíveis
para a localização de um aterro (Demesouka et al., 2013).
A nível nacional, este património encontra-se legislado pela Lei n.º 107/01, de 8 de
Setembro (bases da política e do regime de proteção e valorização do património cultural).
De acordo com o mesmo diploma (artigo 2.º e 14.º), consideram-se património
histórico-cultural os bens móveis e imóveis, que sendo testemunhos com valor de civilização
ou de cultura portadores de interesse cultural relevante, são objeto de especial proteção e
valorização, e os elementos históricos, paleontológicos, arqueológicos, arquitetónicos,
linguísticos, documentais, artísticos, etnográficos, científicos, sociais, industriais ou técnicos
que refletem valores de memória, antiguidade, autenticidade, originalidade, raridade,
singularidade ou exemplaridade. Constituem, ainda, património cultural quaisquer outros
bens, considerados através de convenções internacionais que vinculem o Estado Português,
pelo menos para os efeitos nelas previstos.
Os bens móveis e imóveis são classificados (artigo 15.º) como de interesse nacional
(quando representam um valor cultural de significado para a Nação), de interesse público
(quando representam um valor cultural de importância nacional mas para os quais o regime
de
proteção
inerente
à
classificação
como
de
interesse
nacional
se
mostra
desproporcionado) ou de interesse municipal (quando representam um valor cultural de
significado predominante para um determinado município).
Demesouka et al. (2013) e Kontos et al. (2005) nos seus trabalhos, ambos realizados
na Grécia, procuraram salvaguardar o património deste país da possível interferência de um
aterro.
Demesouka et al. (2013) consideraram que um aterro apenas pode ser situado (no
mínimo) a 500 m de locais com património histórico-cultural. Por seu lado, Kontos et al.
(2005) estabeleceram uma classificação: 0 (valor mais alto do ponto de vista de risco
associado), caso a localização se situe num local com interesso histórico-cultural, 5 (valor
intermédio) quando sob determinadas condições o aterro pode ser situado em zonas
extensas de uma área declarada como de interesse histórico-cultural, e 10 (valor mais baixo
– local ideal) em localizações fora do limite de uma área com património e sem restrições de
construção.
A classificação aqui proposta (Tabela 6.36) tem como base a distância estipulada por
Demesouka et al. (2013) por ser mais fácil para criar cinco grupos homogéneos de risco,
bem como por incluir uma distância de segurança aos locais referidos.
142
Validação do Modelo Matemático
Tabela 6.37 – Classificação da distância a locais de interesse histórico-cultural
Classificação
Distância (m)
1
≥2500
2
2000 - 2500
3
1500 - 2000
4
1000 - 1500
5
500 - 1000
6*
≤500
* esta classificação resulta na exclusão da localização
6.5.6
Áreas de Recreio e Lazer
Pelo mesmo motivo exposto na variável anterior – intrusão ótica, um aterro deve
estar afastado de edificações de utilização coletiva destinadas à prática de atividades de
recreio e lazer. Além deste, a possibilidade de ruídos e odores provenientes do aterro
podem também influenciar a utilização destes locais por parte da população, afetando a sua
qualidade de vida.
Assim, a possível localização para um aterro deve estar afastada destes locais.
Demesouka et al. (2013) estabeleceram uma distância de 500 m entre a possível
localização da infraestrutura e estes locais (tal como a locais de património históricocultural).
Considerando os mesmos critérios utilizados na variável anterior, é proposta a
seguinte classificação para esta variável – Tabela 6.37:
Tabela 6.38 – Classificação da distância a áreas de recreio e lazer
Classificação
Distância (m)
1
≥2500
2
2000 - 2500
3
1500 - 2000
4
1000 - 1500
5
500 - 1000
6*
≤500
* esta classificação resulta na exclusão da localização
6.5.7
Proximidade aos Centros Produtores de Resíduos
Esta variável reflete a posição relativa da possível localização do aterro ao centro de
produção de resíduos e os consequentes custos energéticos e ambientais associados ao
transporte de resíduos entre os locais da sua produção e o local final de deposição.
143
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Os custos ambientais incluem, entre outros, o consumo de recursos energéticos, as
emissões de poluentes atmosféricos e de gases de efeito de estufa provocados pelas
emissões dos motores dos veículos de transporte de resíduos, o ruído provocado pela sua
passagem ou a deterioração da fluidez de tráfego.
Assim, o valor global deste custo está diretamente associado à distância entre o
aterro e os centros populacionais produtores de resíduos. Como é óbvio, quanto mais perto
do centro produtor, menores serão estes efeitos sobre o ambiente, pois menor será a
quantidade global de quilómetros que terão de ser percorridos para o transporte dos
resíduos.
Apesar do exposto, a legislação Europeia (Diretiva 1999/31/CE), devido à intrusão
ótica e outras considerações relativas à saúde pública, proíbe a localização de um aterro
perto de áreas residenciais.
No entanto, localizações muito afastadas são consideradas economicamente
inviáveis, pois envolvem rotas de longa distância para o transporte de resíduos o que
consequentemente aumentará os custos associados ao seu transporte.
Tendo em consideração a viabilidade económica (associada ao transporte de
resíduos) da localização de um aterro e também as restrições impostas pela Diretiva
1999/31/CE, Demesouka et al. (2013) consideraram duas classificações para a distância
entre o aterro e o centro produtor de resíduos. Classificaram de locais menos viáveis
aqueles situados a uma distância superior a 5 km de áreas residenciais e de locais mais
apropriados para situar o aterro aqueles a uma distância de 2 km.
Por sua vez, Guiqin et al. (2009), também considerando a viabilidade económica
associada ao transporte de resíduos, estabeleceram uma classificação de acordo com a
distância entre o aterro e os centros produtores de resíduos, contudo não tiveram em
consideração a legislação europeia. Classificaram os locais mais apropriados para situar um
aterro com 1 (distância inferior ou igual a 500 m) e os menos apropriados com 5 (distância
superior ou igual a 2000 m).
A distância entre a localização do aterro e os centros produtores de resíduos também
foi tida em consideração no estudo realizado pelo IDAD (2010). Para tal, em cada ponto de
uma malha de 1 km por 1 km (abrangendo a totalidade do território dos municípios de Santa
Maria da Feira e Vila Nova de Gaia), foi calculada a distância média que a globalidade da
população residente deveria transpor para se deslocar até ao centro gravimétrico da
produção, isto é, à localização da unidade onde serão centralizados os resíduos para
tratamento – Estação de Transferência (ET). Após o mapeamento desta variável para toda a
área dos 2 concelhos, verificou-se que a mesma varia entre o valor mínimo de 7800 m e o
valor máximo de 20250 m.
144
Validação do Modelo Matemático
Na ausência de informação relativa à distância entre cada possível localização para
o aterro e os centros populacionais, e também como os resíduos antes de transportados
para o aterro são transportados para a ET, quanto maior esta distância maior serão os
custos energéticos e ambientais associados ao transporte de resíduos entre os locais da
sua produção e o local final de deposição.
Deste modo, as distâncias à ET serão consideradas na classificação desta variável,
considerando que ao valor mínimo (7800 m) corresponde o valor de 1 (mais apropriado), e
ao valor máximo (20250 m) de distância, o valor de 5 (menos apropriado). Para o efeito,
foram criados cinco grupos homogéneos de distâncias para classificar a variável, como
mostra a Tabela 6.38.
Tabela 6.39 – Classificação da distância aos centros produtores de resíduos
Classificação
Distância (m)
1
5000 - 8000
2
8000 - 11000
3
11000 - 14000
4
14000 - 17000
5
≥17000
Note-se que esta classificação não contém nenhum valor suscetível de excluir uma
determinada localização, pois tal condicionante não é aplicável com base na informação
disponibilizada pelo estudo do IDAD (2010).
6.6
Restrições
O modelo matemático inclui determinadas restrições no processo de cálculo do Risco
Ambiental. Embora não influenciem o processo propriamente dito, auxiliam na tomada de
decisão, exibindo determinadas condicionantes (estipuladas pelo utilizador), como por
exemplo a superação de um determinado limite.
Cada restrição tem uma função diferente no processo global de cálculo de Risco
Ambiental, bem como limites associados.
Os possíveis limites e descrições do efeito produzido no processo de cálculo estão
descritas na tabela seguinte – Tabela 6.39.
Caso não seja oportuno incluir uma ou mais restrições, deve ser atribuído o valor
superior do intervalo de possíveis classificações.
145
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 6.40 – Limites possíveis e descrição das restrições utilizadas no modelo matemático
Restrição
Limites possíveis de estipular
Indicadores de
Descrição
Limita a afetação provocada por um Indicador de
Entre 1 e 5
Impacte
Impacte ao descritor ambiental correspondente.
Entre 1 e 5
(estas variáveis podem ser classificadas com o
Variáveis
administrativas
valor 6, no entanto esta classificação resulta na
Limita o risco provocado por determinada variável
exclusão da localização em questão por não
administrativa no cálculo do Índice de Risco
cumprimento de determinado fator, pelo que o
Administrativo.
mesmo não deve ser considerado ao condicionar
este parâmetro)
Probabilidade de
contaminação
Limita a possibilidade de risco para um ou mais
Entre 0 e 1
descritores ambientais.
Determina a inclusão (valor 1) ou exclusão (valor
Imposições
0 ou 1
0) de uma determinada localização no processo
de cálculo do Índice de Risco Global.
6.7
Resultados e discussão
Fazendo uma analogia com a metodologia EVIAVE, é possível dividir o modelo
matemático proposto neste trabalho em quatro níveis – Figura 6.4.
Índice de Risco Global
gRI
Nível 4
Índice de Risco
Ambiental
eRI
Nível 3
Probabilidade de
Contaminação
Pbc
Índice de Risco
Administrativo
aRI
Valor Ambiental
eV
Nível 2
Índice de Risco de
Contaminação Ambiental
eCRI
Nível 1
Variáveis Ambientais
r
Indicadores de Impacte
i
Variáveis Administrativas
a
Figura 6.4 – Hierarquia do modelo matemático proposto
146
Validação do Modelo Matemático
No primeiro nível, as variáveis ambientais a utilizar no modelo foram identificadas,
classificadas (de acordo com a informação disponibilizada pelo caso de estudo) e
ponderadas. Procedeu-se do mesmo modo para os indicadores de impacte e variáveis
administrativas.
As classificações e ponderações de cada variável ambiental, indicador de impacte e
variável administrativa encontram-se em anexo (ver Anexo II, III e IV, respetivamente). As
ponderações atribuídas às variáveis ambientais foram as utilizadas na EVIAVE. No caso dos
indicadores de impacte e variáveis administrativas atribuiu-se a mesma ponderação (1).
Foi identificada uma condicionante de natureza administrativa em duas localizações
(Espargo / S. João de Ver e Espargo / Rio Meão) que resultou do não cumprimento de um
fator técnico / legal. A condicionante resulta da sobreposição destas localizações com uma
área condicionada pelo Plano Diretor Municipal de Santa Maria da Feira. A estas
localizações foi atribuída a classificação extra de 6.
No segundo nível, e com base na classificação e ponderação de cada variável
ambiental, obteve-se o Índice de Risco de Contaminação Ambiental (eCRI) para cada uma.
Com os resultados do índice anterior foi determinada a Probabilidade de Contaminação
(Pbc) para cada descritor ambiental nas respetivas localizações em estudo. O Valor
Ambiental (eV) também foi determinado neste nível através da classificação e ponderação
de cada indicador de impacte. Os resultados obtidos para o Pbc e eV estão expostos na
Tabela 6.41.
Os Valores Ambientais obtidos para as nove possíveis localizações variam entre 1 e
2 para os descritores água superficial e água subterrânea, 4 e 2,33 para a atmosfera e solo,
respetivamente, e entre 1,5 e 5 para a saúde pública. As possíveis localizações apresentam
valores baixos e muito baixos para os descritores relativos às águas e ao solo.
Relativamente ao descritor saúde pública, este foi o que obteve maior heterogeneidade de
classificações. Quatro das possíveis localizações (Costouras-Canedo, Espargo / S. João de
Ver, Espargo / Rio Meão e Escapães) obtiveram a classificação média. Três foram
classificadas como baixa (Canedo-Canedo) e muito baixa (Sobreda-Canedo e Caldas de S.
Jorge / Pigeiros). Milheirós de Poiares e Canelas obtiveram as classificações mais altas para
este descritor, 3,5 (alta) e 5 (muito alta), respetivamente. O descritor Atmosfera tem o
mesmo valor (4) para todas as localizações, pois de acordo com os dados da APA para o
Norte Litoral nacional relativos ao ano de 2010, a qualidade do ar no território abrangido pelo
estudo foi boa. O mesmo sucede com o valor do descritor solo (2,33). Este valor advém da
escassez de dados relativos ao uso do solo, tipo de vegetação e cobertura vegetal o que
resultou numa classificação idêntica dos indicadores de impacte para todas as localizações.
147
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Tabela 6.41 – Valores obtidos e respetivas classificações para a Probabilidade de Contaminação
(Pbc) e Valor Ambiental (eV) para cada descritor ambiental em cada localização.
Localização
Sobreda – Canedo
Caldas de S. Jorge /
Pigeiros
Canedo – Canedo
Canelas
Milheirós de Poiares
Costouras - Canedo
Espargo / S. João de
Ver
Espargo / Rio Meão
Escapães
148
Valor
Pbc
Classificação
Valor
eV
Classificação
Água Superficial
Água Subterrânea
0,43
0,38
Razoavelmente provável
Pouco provável
2,00
1,00
Baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,40
Razoavelmente provável
1,50
Muito baixo
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,38
Razoavelmente provável
Pouco provável
1,00
2,00
Muito baixo
Baixo
Descritor Ambiental
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,44
Razoavelmente provável
1,50
Muito baixo
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,38
Razoavelmente provável
Pouco provável
2,00
1,00
Baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,40
Razoavelmente provável
2,00
Baixo
Água Superficial
Água Subterrânea
0,34
0,42
Pouco provável
Razoavelmente provável
1,00
1,00
Muito baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,60
Provável
5,00
Muito alto
Água Superficial
Água Subterrânea
0,39
0,38
Pouco provável
Pouco provável
1,00
1,00
Muito baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,60
Provável
3,50
Alto
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,38
Razoavelmente provável
Pouco provável
1,00
1,00
Muito baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,52
Razoavelmente provável
3,00
Médio
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,47
Razoavelmente provável
Razoavelmente provável
2,00
1,00
Baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,44
Razoavelmente provável
3,00
Médio
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,47
Razoavelmente provável
Razoavelmente provável
2,00
1,00
Baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,52
Razoavelmente provável
3,00
Médio
Água Superficial
Água Subterrânea
0,48
0,38
Razoavelmente provável
Pouco provável
2,00
1,00
Baixo
Muito baixo
Atmosfera
0,54
Razoavelmente provável
4,00
Alto
Solo
0,54
Razoavelmente provável
2,33
Baixo
Saúde Pública
0,56
Razoavelmente provável
3,00
Médio
Validação do Modelo Matemático
Os valores baixos para este índice indicam características ambientais de menor
importância nas possíveis localizações e que devem ser protegidas das emissões negativas
do aterro
A Probabilidade de Contaminação para os descritores ambientais reflete a maior ou
menor possibilidade de risco ambiental. Para as localizações em estudo, a Probabilidade de
Contaminação obteve valores entre 0,34 e 0,48; 0,38 e 0,47; 0,40 e 0,60 para os descritores
água superficial, água subterrânea e saúde pública, respetivamente, e o valor 0,54 para
ambos os descritores atmosfera e solo.
As possíveis localizações apresentam uma possibilidade de risco pouco provável e
razoavelmente provável para todos os descritores com exceção do relativo à saúde pública.
Este descritor obteve o valor mais alto (0,60) correspondente à classificação provável para
duas localizações: Canelas e Milheirós de Poiares. Estes resultados indicam que as
localizações não têm características que possam contribuir para a contaminação dos
diferentes descritores ambientais, ou, por outras palavras, não representam risco
significativo, exceto para o descritor saúde pública. Neste caso, a localização do aterro pode
afetar negativamente a população nas imediações (a 1 km de distância e a 2 km na direção
dos ventos predominantes) das localizações referidas.
Após os resultados obtidos no segundo nível, obtém-se no terceiro nível o Índice de
Risco Ambiental (eRI) para cada descritor ambiental e o Índice de Risco Administrativo (aRI)
para cada localização em estudo. Os resultados obtidos encontram-se expostos na Tabela
6.42.
Tabela 6.42 – Valores do Índice de Rico Ambiental (eRI) e do Índice de Risco Administrativo (aRI)
para cada localização.
Localização
Sobreda – Canedo
Caldas de S. Jorge / Pigeiros
Canedo – Canedo
Canelas
Milheirós de Poiares
Costouras - Canedo
Espargo / S. João de Ver
Espargo / Rio Meão
Escapães
eRI
5,24
5,28
5,53
7,14
6,24
5,80
6,15
6,38
6,40
aRI
9,29
9,29
9,29
7,86
11,43
12,14
12,14
12,14
13,57
O eRI indica, para cada localização, o risco ambiental inerente da presença do aterro
(o eRI é determinado para cada descritor ambiental em cada localização, no entanto o valor
aqui mostrado corresponde ao somatório dos índices para cada localização). Este índice
obteve valores entre 5,24 e 6,40, aos quais corresponde uma classificação de risco muito
baixo e baixo, respetivamente. O Índice de Risco Ambiental indica que o risco ambiental
149
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
para as localizações em estudo, inerente à presença do aterro, é pouco significativo. Isto
significa que todas as localizações são “ambientalmente” adequadas para situar o aterro.
O aRI obteve uma amplitude de valores superior, variando entre 9,29 e 13,57, aos
quais corresponde a classificação de risco baixo e risco moderado, respetivamente. Este
índice indica o risco inerente de fatores legais e/ou técnicos que interferem na escolha da
localização mais apropriada. Os valores obtidos indicam que a componente administrativa
representa um risco superior à componente ambiental. De salientar que a localização
Costouras – Canedo obteve a segunda classificação mais alta para a componente
administrativa, no entanto a componente ambiental teve a quarta classificação mais baixa.
Neste nível, as restrições foram identificadas com base na informação contida no
caso de estudo. Foi identificada uma imposição relativa à área mínima obrigatória de 25 ha.
No âmbito do processo de seleção do local mais apropriado para o aterro da SULDOURO,
foi estipulada a obrigatoriedade de uma área mínima de 25 ha (40% da área destinada à
implementação do aterro e os restantes 60% para proteção, de modo a minimizar os
eventuais impactes sobre as populações mais próximas - visibilidade, ruido e dispersão de
odores). Esta restrição resultou do processo de validação dos locais viáveis pelo IDAD, que
levou a redefinição de alguns limites espaciais e à divisão de uma área em duas de menores
dimensões.
Finalmente, no quarto nível, obtém-se o Índice de Risco Global (gRI), que resulta da
combinação do eRI e aRI. O gRI reflete o Risco Ambiental global para cada localização,
como resultado da presença de um aterro, ou seja, indica a localização com menor risco
ambiental associado. O modelo também identificou as localizações que não cumprem a
condicionante técnico / legal e as que não tem a área mínima requerida.
Para o cálculo do gRI foi atribuída a mesma ponderação (α=0,5) às duas
componentes (ambiental e administrativa).
Foram excluídas três localizações, duas por estarem sobrepostas a uma área
condicionada pelo Plano Diretor Municipal e outra por não possuir a área mínima obrigatória.
As localizações excluídas estão expostas na tabela seguinte (Tabela 6.43).
Tabela 6.43 – Localizações excluídas
Local
Área inicial
(ha)
Observação
Área final (ha)
Espargo / Rio Meão
71,4
Previsto para este local o Projeto de
Expansão do Europarque
71,4
Espargo / S. João de Vêr
56,4
Redefinição de limites.
Previsto para este local o Projeto de
Expansão do Europarque
35,0
Costouras - Canedo
49,7
Redefinição de limites.
23,6
23,0
150
Restrições / Condicionantes
Variável administrativa
(Condicionantes do Plano Diretor
Municipal)
Variável administrativa
(Condicionantes do Plano Diretor
Municipal)
Imposição – área mínima
Validação do Modelo Matemático
Relativamente ao gRI – Tabela 6.44, os valores baixos situados entre 7,26 e 9,98
indicam que todas as localizações têm adequabilidade alta para situar o aterro. É, contudo,
possível identificar as duas com menor Risco Ambiental associado, isto é, as mais
adequadas para situar o aterro: Sobreda-Canedo (gRI=7,26) e Caldas de S. Jorge / Pigeiros
(gRI=7,28). De salientar a localização de Escapães que obteve a pior classificação
(gRI=9,98) perto da classificação correspondente a adequabilidade razoável.
Tabela 6.44 – Índice de Risco Global (gRI) de cada localização
Localização
gRI
Classificação
Sobreda – Canedo
Caldas de S. Jorge / Pigeiros
7,26
7,28
Adequabilidade alta
Adequabilidade alta
Canedo – Canedo
7,41
Adequabilidade alta
Canelas
7,50
Adequabilidade alta
Milheirós de Poiares
8,83
Adequabilidade alta
Costouras - Canedo
8,97
Adequabilidade alta
Espargo / S. João de Ver
9,15
Adequabilidade alta
Espargo / Rio Meão
9,26
Adequabilidade alta
Escapães
9,98
Adequabilidade alta
As localizações com menor Risco Ambiental associado (Sobreda – Canedo e Caldas
de S. Jorge / Pigeiros) correspondem às localizações selecionadas, no estudo de seleção de
locais alternativos (caso de estudo), como as mais adequadas para situar o aterro da
SULDOURO
151
Capítulo VII -
Conclusões
153
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
7 Conclusões
Nesta dissertação a metodologia EVIAVE foi adaptada através de um processo de
modelação e programação computacional. Um modelo matemático foi desenvolvido para
Avaliar o Risco Ambiental inerente às possíveis localizações de um aterro de RU e auxiliar a
tomada de decisão relativamente à localização mais adequada.
Formulou-se um modelo suficientemente abrangente e adaptável a problemas de
qualquer dimensão. Foi adicionado um Índice de Risco Administrativo à estrutura EVIAVE,
tornando-a numa ferramenta que não só avalia o Risco Ambiental mas também associa os
fatores legais e/ou técnicos possíveis de interferir no processo de localização do aterro.
O modelo contempla ainda a possibilidade da utilização de restrições no processo de
cálculo. Estas restrições pretendem tornar o processo de ARA mais interativo e flexível e ao
mesmo tempo permitir ao utilizador definir os pressupostos que considere pertinentes para o
processo de cálculo, tendo sido implementada uma interface para o utilizador.
O modelo matemático foi aplicado a 9 possíveis localizações, resultantes do estudo
de seleção de locais alternativos para o aterro da SULDOURO. Os índices obtidos nesta
dissertação permitiram quantificar os danos que um aterro provoca no ambiente envolvente.
De todos os descritores considerados, a Saúde Pública é o mais afetado e os
descritores Água Superficial e Água Subterrânea apresentaram valores de risco mais baixo.
Como a validação do modelo foi efetuada com base nos dados disponibilizados no caso de
estudo, estes valores não traduzem (necessariamente) as características dos respetivos
locais e podem dever-se à limitação de dados. No entanto, os resultados obtidos mostraram
que todas as localizações em estudo apresentam um baixo valor de Risco Ambiental e,
como tal, têm adequabilidade alta para situar o aterro da SULDOURO.
Os resultados também confirmaram que as localizações identificadas no estudo de
seleção de locais alternativos como as mais adequadas, Sobreda – Canedo e Caldas de S.
Jorge / Pigeiros, são de facto as que apresentam menor Risco Ambiental.
Contudo, um trabalho desta natureza depara-se sempre com a problemática da
qualidade e quantidade de informação necessária para uma boa avaliação. De facto, a
quantidade de informação disponibilizada no caso de estudo foi escassa, o que apenas
permitiu a aplicação de um conjunto de variáveis suficiente para levar a cabo a ARA.
Ainda assim, este trabalho demonstrou que esta ferramenta tem o potencial de
auxiliar os gestores, decisores e outros agentes envolvidos no processo de selecionar locais
adequados para situar um aterro para RU e permite, ainda, uma gestão preventiva (ao
abrigo da Diretiva 2004/35/CE) com a implementação de ações com vista a minimizar a
154
Conclusões
possibilidade de ocorrência de impactes adversos, evitando assim o aparecimento de
contaminação ambiental.
No entanto, de forma a otimizar este modelo é necessário realizar mais testes
(inclusive testes de sensibilidade), bem como aplicá-lo a casos de estudo com mais
informação disponível.
155
Capítulo VIII -
Referências Bibliográficas
157
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
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163
ANEXOS
ANEXO I - Código de Programação
165
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
! The implementation of a landfill must take into account a variety of
legal and territorial factors to reduce the risk of adverse environmental
impacts.
!
! The objective of this binary programming problem is to minimize the
environmental risk of a landfill siting subject to government regulations.
!
! We aim to identify a suitable location for a landfill that minimizes the
global impact risk taking into account environmental and administrative
issues, and also complying legal requirements. Some of the territorial
characteristics may have limitations imposed by the legislation and so a
landfill possible location should be rejected for not verifying these legal
constraints (although possible having a lower impact risk value).
model Impact_risk_control
uses 'mmxprs', 'advmod'
setparam('XPRS_VERBOSE',true)
! Procedure for sorting an array
forward procedure sort(L:array(range,range) of real)
declarations
!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!
!
!
!
USER DEFINITIONS
!
!
!
!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!
! number of environmental descriptors
! number of landfill possible locations
! number of variables for the environmental contamination
! risk index (eCRI)
na = 7
! number of administrative variables
ni = 8
! number of impact indicators
np = 1
! number of governmental impositions
alpha = 0.5
! weight for the environmental issues on the global impact
! risk index; the weight for the administrative issues is
! 1-alpha (complementary; 0 <= alpha <= 1)
c_min = 1
! minimum classification
c_max = 5
! maximum classification
! REMARK: the range of values for the classification within feasible
features is 1-5; a classification of 6 may appear meaning à priori that
legal requirements are violated
nd = 5
nl = 9
nr = 11
!file = 'Data\Data.xlsx' ! file with the data
!output = 'Data\Report.txt' ! file for the output
file = 'Data\Data.xlsx' ! file with the data
output = 'Data\Report.txt' ! file for the output
!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!
!
!
!
END
!
!
!
!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!
D = 1..nd
166
!
range
of
environmental
descriptors
(usually,
the
descriptors
considered
are:
surface
water,
groundwater,
ANEXO I – Código de Programação
L = 1..nl
R = 1..nr
A = 1..na
I = 1..ni
P = 1..np
eD: array(D) of string
LC: array(L) of string
eRD: array(R) of string
eRC: array(R,L) of integer
eRW:
eID:
eIC:
eIW:
aVD:
array(R,D) of real
array(I) of string
array(I,L) of integer
array(I,D) of real
array(A) of string
aVC: array(A,L) of integer
aVW: array(A) of real
ID: array(P) of string
IC: array(P,L) of integer
eCRI: array(R,D,L) of real
Pbc: array(D,L) of real
eV: array(D,L) of real
iUbound: array(I) of integer
aUbound: array(A) of integer
pUbound: array(D) of real
M_l: array(L,1..5) of real
M_ld: array(D,L,1..3) of real
M_ex: array(L) of string
x: array(L) of mpvar
atmosphere, soil and health)
! range of landfill locations
! range of environmental variables for the
eCRI
! range of administrative variables
! range of impact indicators
! range of governmental impositions
! environmental descriptors
! landfill possible locations
! designation of the variables for the
environmental contamination risk index
(eCRI)
! classification of the variables for the
eCRI
! weight of the variables for the eCRI
! designation of the impact indicators
! classification of the impact indicators
! weight of the impact indicators
!
designation
of
the
administrative
variables
! classification of the administrative
variables
! weight of the administrative variables
! designation of the impositions
! classification of the impositions
! environmental contamination risk index
! eCRI is estimated for each environmental
variable, descriptor and location
! probability contamination indicator
! environmental value
! upper bound for the impact indicators
! upper bound for the administrative
variables
!
upper
bound
for
the
probability
contamination
indicator
of
each
descriptor
! auxiliary arrays
! variables indicating whether a landfill
location is chosen
end-declarations
! Initializations from the excel data file
initializations from 'mmodbc.odbc:'+file
eD as 'Environmental_descriptors'
LC as 'Locations'
eRD as 'Var_risk_desig'
eRC as 'Var_risk_clas'
eRW as 'Var_risk_weight'
eID as 'Imp_ind_desig'
eIC as 'Imp_ind_clas'
eIW as 'Imp_ind_weight'
aVD as 'Var_adm_desig'
aVC as 'Var_adm_clas'
aVW as 'Var_adm_weight'
gID as 'Gov_imp_desig'
gIC as 'Gov_imp_clas'
167
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
iUbound as 'Imp_ind_ubound'
aUbound as 'Adm_var_ubound'
pUbound as 'Prob_ubound'
end-initializations
! Calculation of the environmental contamination
variable, descriptor and location
forall (r in R, d in D, l in L) do
eCRI(r,d,l) := eRC(r,l)*eRW(r,d)
end-do
risk
index
for
each
! Calculation of the probability contamination indicator and environmental
value for each descriptor and location
forall (d in D, l in L) do
Pbc(d,l) := ((sum(r in R) eCRI(r,d,l)) - (c_min * sum(r in R)
eRW(r,d)))/((c_max * sum(r in R) eRW(r,d)) - (c_min * sum(r in
R) eRW(r,d)))
aux := sum(i in I) eIW(i,d)
if (aux = 0) then
eV(d,l) := 0
else
eV(d,l) := (sum(i in I) eIC(i,l) * eIW(i,d)) / aux
end-if
! M_ld is an auxiliary array (with the location, Pbc and eV values)
M_ld(d,l,1) := l
M_ld(d,l,2) := Pbc(d,l)
M_ld(d,l,3) := eV(d,l)
end-do
forall(l in L) do
! Calculation of the environmental impact risk (eRI)
! It is the product of the probability of occurrence - Pbc - by the
consequences - environmental value eV
eRI(l) := sum(d in D) (Pbc(d,l) * eV(d,l))
! Calculation of the administrative impact risk (aRI)
! It corresponds to the product of the classification of the administrative
variables by the associated weights
aux := sum(a in A) aVW(a)
if (aux = 0) then aux := 1; end-if
aRI(l) := 5*sum(a in A) (aVC(a,l) * aVW(a)) / aux
!aRI(l) := sum(a in A) (aVC(a,l) * aVW(a))
! Calculation of the global impact risk index (gRI) that is the sum of the
environmental and administrative impact risks
gRI(l) := alpha * eRI(l) + (1-alpha) * aRI(l)
! M_l is an auxiliary array (with the location, indication if the location
is/is not excluded, gRI, eRI and aRI values)
M_l(l,1) := l
M_l(l,2) := 0 ! 0 indicates that the location is not excluded
M_l(l,3) := gRI(l)
M_l(l,4) := eRI(l)
M_l(l,5) := aRI(l)
end-do
! Objective function: minimize the global impact risk
MinImpact := sum(l in L) x(l) * (alpha * eRI(l) + (1-alpha) * aRI(l))
168
ANEXO I – Código de Programação
! Constraints
!
Binary variables (a location
landfill)
forall(l in L) x(l) is_binary
is
-1-
or
is
not
-0-
chosen
for
the
! Only one landfill location can be selected
LimLC := sum(l in L) x(l) = 1
!
Impositions must be satisfied for the landfill location (binary
classification: 0 - not satisfied; 1 - satisfied))
ind := 0 ! there is no excluded location
forall(l in L) do
c(l) := (x(l) = 0 or x(l) * sum(p in P) gIC(p,l) = np)
! Save the data relative to excluded locations to afterward exhibit in
the output report
forall(p in P) do
if (gIC(p,l) <> 1) then
! a governmental imposition is not satisfied
if (M_l(l,2) <> 0) then ! if the location is already excluded by
other constraint
M_ex(l) += ", "
! M_ex saves the impositions not satisfied
M_ex(l) += gID(p)
else
M_ex(l) := gID(p)
M_l(l,2) := 1
! 1 indicates that the location is excluded
ind := ind + 1
! ind - number of excluded locations
end-if
end-if
end-do
end-do
! For each location the values for each impact indicator must satisfy the
upper bounds imposed by the legislation
forall (i in I, l in L) do
LimLeg_u(i,l) := (x(l) = 0 or x(l) * eIC(i,l) <= iUbound(i))
if (eIC(i,l) > iUbound(i)) then
if (M_l(l,2) <> 0) then
M_ex(l) += ", "
! M_ex saves the impositions not satisfied
M_ex(l) += "Upper bound for an impact indicator"
else
M_ex(l) := "Upper bound for an impact indicator"
M_l(l,2) := 1
! 1 indicates that the location is excluded
ind := ind + 1
! ind - number of excluded locations
end-if
end-if
end-do
! For each location the value of each administrative variable must satisfy
laid bounds
forall (a in A, l in L) do
LimAdm_u(a,l) := (x(l) = 0 or x(l) * aVC(a,l) <= aUbound(a))
if (aVC(a,l) > aUbound(a)) then
if (M_l(l,2) <> 0) then
M_ex(l) += ", "
! M_ex saves the impositions not satisfied
M_ex(l) += "Upper bound for an administrative variable"
else
M_ex(l) := "Upper bound for an administrative variable"
M_l(l,2) := 1
! 1 indicates that the location is excluded
ind := ind + 1
! ind - number of excluded locations
end-if
169
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
end-if
end-do
!
Constraints associated with the upper bounds for the probability
contamination indicator
forall (d in D, l in L) do
LimPbc_u(d,l) := (x(l) = 0 or x(l) * Pbc(d,l) <= pUbound(d))
if (Pbc(d,l) > pUbound(d)) then
if (M_l(l,2) <> 0) then
M_ex(l) += ", "
! M_ex saves the impositions not satisfied
M_ex(l) += "Upper bound for the probability contamination indicator"
else
M_ex(l) := "Upper bound for the probability contamination indicator"
M l(l,2) := 1
! 1 indicates that the location is excluded
ind := ind + 1
! ind - number of excluded locations
end-if
end-if
end-do
writeln("Begin running model")
! Solve the problem
minimize(MinImpact)
! Sort the array M_l and establish the classifications for the gRI, Pbc and
eV
sort(M_l)
forall(l in L)do
if (M_l(l,3) < 5) then M_aux_cl1(l) := 'Very high suitability'
elif (M_l(l,3) < 10) then M_aux_cl1(l) := 'High suitability'
elif (M_l(l,3) < 15) then M_aux_cl1(l) := 'Average suitability'
elif (M_l(l,3) < 20) then M_aux_cl1(l) := 'Low suitability'
elif (M_l(l,3) <= 25) then M_aux_cl1(l) := 'Unsuitability'
end-if
end-do
forall(d in D, l in L) do
if (Pbc(d,l) < 0.2) then M_aux_cl2(d,l) := 'Improbable'
elif (Pbc(d,l) < 0.4) then M_aux_cl2(d,l) := 'Not very probable'
elif (Pbc(d,l) < 0.6) then M_aux_cl2(d,l) := 'Seldom probable'
elif (Pbc(d,l) < 0.8) then M_aux_cl2(d,l) := 'Probable'
elif (Pbc(d,l) <= 1) then M_aux_cl2(d,l) := 'Very probable'
end-if
if (eV(d,l) >= 1 and eV(d,l) < 1.8) then M_aux_cl3(d,l) := 'Very low'
elif (eV(d,l) >= 1.8 and eV(d,l) < 2.6) then M_aux_cl3(d,l) := 'Low'
elif (eV(d,l) >= 2.6 and eV(d,l) < 3.4) then M_aux_cl3(d,l) := 'Average'
elif (eV(d,l) >= 3.4 and eV(d,l) < 4.2) then M_aux_cl3(d,l) := 'High'
elif (eV(d,l) >= 4.2 and eV(d,l) <= 5) then M_aux_cl3(d,l) := 'Very high'
end-if
end-do
! Solution printing
writeln('Objective: ', getobjval)
writeln('Solution:')
forall(l in L) write(' x(', l, '):', getsol(x(l)))
writeln
forall(l in L) x_aux(l) := getsol(x(l))
i_aux := 0
forall(l in L) do
if (x_aux(l) = 1) then
170
ANEXO I – Código de Programação
i_aux := l
end-if
end-do
! Generate the output report
fopen(output, F_OUTPUT)
writeln(strfmt("REPORT\n",-2))
if (i_aux = 0) then
writeln(strfmt("\nThe problem is infeasible. There not exist a suitable
landfill location satis
else
writeln(strfmt("\nThe most suitable landfill location, i.e., the location
with the lowest\nglob
writeln("\n\n________________________________________________________\n")
writeln(strfmt("",-40), strfmt("gRI",-15))
writeln(strfmt("Landfill Location",-30))
writeln(strfmt("",-33), strfmt("Value",-13),strfmt("Classification",-22))
writeln("____________________________________________________________\n")
forall(l in L) do
if (M_l(l,2) <> 0) then
str := LC(round(M_l(l,1)))
str += "*"
writeln(strfmt(str,-34), strfmt(M_l(l,3),-10,2),
strfmt(M_aux_cl1(l),-24))
else
writeln(strfmt(LC(round(M_l(l,1))),-34), strfmt(M_l(l,3),-10,2),
strfmt(M_aux_cl1(l),-24))
end-if
end-do
writeln("____________________________________________________________\n")
if (ind <> 0) then writeln("(*) Locations excluded \n"); end-if
writeln("\n\n____________________________________________________\n")
writeln(strfmt("Landfill Location",-34), strfmt("eRI",-10),
strfmt("aRI",-10))
writeln("____________________________________________________\n")
forall(l in L)
writeln(strfmt(LC(round(M_l(l,1))),-34), strfmt(M_l(l,4),-10,2),
strfmt(M_l(l,5),-10,2))
writeln(" \n")
if (ind <> 0) then ! there exist locations excluded
writeln("\n\n_____________________________________________________\n")
writeln(strfmt("Locations excluded",-30),strfmt("Imposition(s) not
satisfied",-30))
writeln("_________________________________________________________\n")
forall(l in L) do
if (M_l(l,2) <> 0) then writeln(strfmt(LC(round(M_l(l,1))),30),strfmt(M_ex(round(M_l(l,1))
end-if
end-do
writeln("_________________________________________________________\n")
end-if
writeln("\n\n___________________________________________________________
writeln(strfmt("",-30), strfmt("",-24), strfmt("Pbc",-32), strfmt("eV",10))
writeln(strfmt("Landfill Location",-30), strfmt("Environmental",-18))
writeln(strfmt("",-30), strfmt(" Descriptor",-18), strfmt("Value",-10),
strfmt("Classification",-22), strfmt("Value",-10),
strfmt("Classification",-15))
171
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
writeln("_______________________________________________________________
forall(l in L) do
a := 1
forall(d in D) do
if (a = ceil(nd/2)) then
writeln(strfmt(LC(round(M_l(l,1))),-30), strfmt(eD(d),-18),
strfmt(M_ld(d,round(M_l(l,1)),2),-10,2),
strfmt(M_aux_cl2(d,round(M_l(l,1))),-22),
strfmt(M_ld(d,round(M_l(l,1)),3),-10,2),
strfmt(M_aux_cl3(d,round(M_l(l,1))),-22))
else
writeln(strfmt("",-30), strfmt(eD(d),-18),
strfmt(M_ld(d,round(M_l(l,1)),2),-10,2),
strfmt(M_aux_cl2(d,round(M_l(l,1))),-22),
strfmt(M_ld(d,round(M_l(l,1)),3),-10,2),
strfmt(M_aux_cl3(d,round(M_l(l,1))),-22))
end-if
a += 1
end-do
writeln("________________________________________________________________
end-do
end-if
fclose(F_OUTPUT)
writeln("End running model")
! Swap the positions of two numbers in an array
procedure swap(L:array(range,range) of real,i,j:integer)
forall (l in 1..5) do
k := L(i,l)
L(i,l) := L(j,l)
L(j,l) := k
end-do
end-procedure
! Procedure for sorting an array
procedure sort(L:array(range,range) of real,s,e:integer)
v := L((s+e) div 2,3)
i := s; j := e
repeat
while(L(i,3) < v) i += 1
while(L(j,3) > v) j -= 1
if i < j then
swap(L,i,j)
i += 1; j -= 1
end-if
until i >= j
if j < e and s < j then sort(L,s,j); end-if
if i > s and i < e then sort(L,i,e); end-if
end-procedure
! Start the sorting process
procedure sort(L:array(r:range,s:range) of real)
sort(L,r.first,r.last)
end-procedure
end-model
172
ANEXO II - Variáveis Ambientais
173
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Classificação das Variáveis Ambientais
Possible landfill locations (l)
Canelas
Costouras Canedo
Sobreda Canedo
Canedo Canedo
Espargo/Rio
Meão
Caldas de S.
Jorge/
Pigeiros
Escapães
Espargo/S.
João de Ver
Milheirós de
Poiares
A
B
C
D
E
F
G
H
I
V
Variable Designation (eRD)
1
Distance from infrastructures
4
2
1
1
2
2
5
2
4
2
Distance from surface water mass
1
4
3
4
4
4
4
4
2
3
Distance from population centers
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
Fault
1
1
1
1
1
1
1
1
1
5
Morphology
1
1
1
1
1
1
1
1
1
6
Seismic risk
2
2
2
2
2
2
2
2
2
7
Visibility
3
3
1
1
3
1
1
1
3
8
Aquifer characteristics
2
1
1
1
3
1
1
3
1
9
Pluviometry
3
3
3
3
3
3
3
3
3
10
Waste anual flow
3
3
3
3
3
3
3
3
3
11
Waste types
4
4
4
4
4
4
4
4
4
174
Classification (eRC)
ANEXO II – Variáveis Ambientais
Ponderação das Variáveis Ambientais
Environmental descriptors (d)
Surface water
Ground water
Atmosphere
Soil
Health
V
Variable Designation (eRD)
Weight (eRW)
1
Distance from infrastructures
0
0
0
0
2
2
Distance from surface water mass
2
0
0
0
0
3
Distance from population centres
0
0
0
0
2
4
Fault
0
1
0
0
0
5
Morphology
2
0
0
0
0
6
Seismic risk
1
1
1
1
1
7
Visibility
0
0
0
0
2
8
Aquifer characteristics
0
2
0
0
0
9
Pluviometry
2
2
2
2
2
10
Waste anual flow
2
2
2
2
2
11
Waste types
2
2
2
2
2
175
ANEXO III – Indicadores de Impacte
177
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
Classificação dos Indicadores de Impacte
Possible landfill locations
Canelas
Costouras –
Canedo
Sobreda Canedo
Canedo Canedo
Espargo/Rio
Meão
Caldas de
S. Jorge/
Pigeiros
Escapães
Espargo/S.
João de Ver
Milheirós de
Poiares
A
B
C
D
E
F
G
H
I
V
Impact
Indicator (i)
Designation (eID)
1
A1
Type of surface water mass
1
1
2
2
2
1
2
2
1
2
B1
Groundwater use
1
1
1
1
1
2
1
1
1
3
C1
Air quality
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
D1
Soil use
1
1
1
1
1
1
1
1
1
5
D2
Vegetation type
3
3
3
3
3
3
3
3
3
6
D3
Vegetal covering
3
3
3
3
3
3
3
3
3
7
E1
Population within 1 km
5
3
1
2
3
1
3
3
4
8
E2
Odors within 2 km
5
3
2
2
3
2
3
3
3
178
Classification (eIC)
ANEXO III – Indicadores de Impacte
Ponderação das Variáveis Ambientais
Environmental descriptors
Surface water
Ground water
Atmosphere
Soil
Health
V
Impact Indicator
(i)
Designation (eID)
1
A1
Type of surface water mass
1
0
0
0
0
2
B1
Groundwater use
0
1
0
0
0
3
C1
Air quality
0
0
1
0
0
4
D1
Soil use
0
0
0
1
0
5
D2
Vegetation type
0
0
0
1
0
6
D3
Vegetal covering
0
0
0
1
0
7
E1
Population within 1 km
0
0
0
0
1
8
E2
Odors within 2 km
0
0
0
0
1
Weight (eIW)
179
ANEXO IV – Variáveis Administrativas
181
Avaliação de Risco Ambiental na Escolha da Localização para um Aterro
Classificação e Ponderação das Variáveis Administrativas
Possible landfill locations
Costouras Sobreda
Canelas
- Canedo - Canedo
A
B
C
Canedo
Canedo
Espargo/Rio
Meão
Caldas
de S.
Jorge/
Pigeiros
Escapães
Espargo/S.
João de
Ver
Milheirós
de
Poiares
D
E
F
G
H
I
Weight
(aVW)
V
Administrative Variable (aVD)
1
Municipal master plan constraint
1
5
1
1
6
4
5
6
1
1
2
Protected areas
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
3
Ecol. and agric. reserves and areas of water in public domain
5
5
5
5
3
1
2
3
2
1
4
Education and health equipment
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
5
Places of historical/cultural interest
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
6
Recreational and leisure areas
1
1
1
1
1
1
5
1
5
1
7
Proximity to waste production centers
1
3
3
3
4
4
4
4
5
1
182
Classification (aVC)
ANEXO V – Output Computacional
183
A Aplicação da Avaliação de Risco Ambiental na Localização de Aterros de Resíduos Não Perigosos
REPORT
The most suitable landfill location, i.e., the location with the lowest
global impact risk classification is Sobreda - Canedo.
gRI
Landfill Location
Value
Classification
Sobreda - Canedo
7.26
High suitability
Caldas de S. Jorge/Pigeiros
7.28
High suitability
Canedo - Canedo
7.41
High suitability
Canelas
7.50
High suitability
Milheirós de Poiares
8.83
High suitability
Costouras - Canedo*
8.97
High suitability
Espargo/S. João de Ver*
9.15
High suitability
Espargo/Rio Meão*
9.26
High suitability
Escapães
9.98
High suitability
(*) Locations excluded
Landfill Location
eRI
aRI
Sobreda - Canedo
5.24
9.29
Caldas de S. Jorge/Pigeiros
5.28
9.29
Canedo - Canedo
5.53
9.29
Canelas
7.14
7.86
Milheirós de Poiares
6.24
11.43
Costouras - Canedo*
5.80
12.14
Espargo/S. João de Ver*
6.15
12.14
Espargo/Rio Meão*
6.38
12.14
Escapães
6.40
13.57
Locations excluded
Imposition(s) not satisfied
Costouras - Canedo
Available area (>=25ha)
Espargo/S. João de Ver
Upper bound for an administrative variable
Espargo/Rio Meão
Espargo/Rio Meão
184
ANEXO V – Output Computacional
Landfill
Location
Sobreda–Canedo
Caldas de S.
Jorge/Pigeiros
Canedo–Canedo
Canelas
Milheirós de
Poiares
Costouras Canedo
Espargo/S. João
de Ver
Espargo/Rio
Meão
Escapães
Environmental
Descriptor r
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
Value
0,43
0,38
0,54
0,54
0,40
Pbc
Classification
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Value
2,00
1,00
4,00
2,33
1,50
eV
Classification
Low
Very low
High
Low
Very low
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
0,48
0,38
0,54
0,54
0,44
0,48
0,38
0,54
0,54
0,40
0,34
0,42
0,54
0,54
0,60
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Probable
1,00
2,00
4,00
2,33
1,50
2,00
1,00
4,00
2,33
2,00
1,00
1,00
4,00
2,33
5,00
Very
Low
High
Low
Very
Low
Very
High
Low
Low
Very
Very
High
Low
Very
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
0,39
0,38
0,54
0,54
0,60
Not very probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Probable
1,00
1,00
4,00
2,33
3,50
Very low
Very low
High
Low
High
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
0,48
0,38
0,54
0,54
0,52
0,48
0,47
0,54
0,54
0,44
0,48
0,47
0,54
0,54
0,52
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
1,00
1,00
4,00
2,33
3,00
2,00
1,00
4,00
2,33
3,00
2,00
1,00
4,00
2,33
3,00
Very low
Very low
High
Low
Average
Low
Very low
High
Low
Average
Low
Very low
High
Low
Average
Surface water
Groundwater
Atmosphere
Soil
Health
0,48
0,38
0,54
0,54
0,56
Seldom probable
Not very probable
Seldom probable
Seldom probable
Seldom probable
2,00
1,00
4,00
2,33
3,00
Low
Very low
High
Low
Average
low
low
low
low
low
high
185