ANÁLISE DAS FONTES DE POLUENTES ATMOSFÉRICOS DE

Revista Técnico-Científica do Crea-PR - ISSN 2358-5420 – edição especial – Outubro de 2018 - página 1 de 9

ANÁLISE DAS FONTES DE POLUENTES ATMOSFÉRICOS DE

AEROPORTOS DA INFRAERO

Arthur Neiva Fernandes Engenheiro Ambiental – CREA: 0707174481 / DF

Empresa Brasileira de Infraestrutura Aeroportuária – Infraero – Brasília/DF [email protected]

João Pedro da Veiga Pacheco Neto Engenheiro Civil – CREA: 5060176020 / SP

Empresa Brasileira de Infraestrutura Aeroportuária – Infraero – São Paulo/SP [email protected]

Sara Ferreira Boaventura Engenheira Ambiental - CREA: 51.610 D/BA

Empresa Brasileira de Infraestrutura Aeroportuária – Infraero – Aracaju/SE [email protected]

Thiago Olante Casagrande Engenheiro Ambiental – CREA: 092360-3 / SC

Empresa Brasileira de Infraestrutura Aeroportuária – Infraero – Joinville/SC [email protected]

Vinicio Rossi Sugui Engenheiro Ambiental – CREA: 5062646756 / SP

Empresa Brasileira de Infraestrutura Aeroportuária – Infraero - São Paulo/SP [email protected]

1 INTRODUÇÃO

Os níveis de poluição atmosférica produzida por fontes pontuais (indústrias,

emissões naturais, queima de resíduos) ou difusas (aviões, veículos, trens) e a relação entre

as condições geomorfológicas e meteorológicas, que influenciam diretamente na dispersão

dos poluentes, possuem papel decisivo na qualidade do ar de uma determinada região, que

por sua vez impacta a qualidade de vida e a saúde da população local.

A Infraero, através de seu Programa Ambiental de Emissões Atmosféricas, vem nos

últimos anos elaborando os Inventários de Poluentes Atmosféricos dos seus aeroportos.

Nesse estudo, foram comparados os resultados obtidos com relação às diferentes fontes de

poluentes.


O significativo aumento na demanda pelo transporte aéreo nos últimos anos, em

especial no Brasil, trouxe como consequência um aumento nas emissões de gases

poluentes na atmosfera. Muito embora os avanços tecnológicos observados nas últimas

décadas tenham trazido uma melhoria na eficiência dos motores das aeronaves,

acarretando na redução do consumo de combustível e emissão de gases poluentes, estes

avanços não têm sido capazes de compensar o aumento das emissões.

As principais fontes de emissões de poluentes atmosféricos relacionadas às

atividades aeroportuárias podem ser citadas conforme abaixo:

• Ciclo LTO;

• Fontes estacionárias (geradores, tanques de combustível);

• Veículos de serviço;

• Equipamentos de apoio em terra (GSE);

• Tráfego de acesso ao aeroporto;

• Atividades que envolvem medidas operacionais de emergência (treinamentos de

incêndio).

O Ciclo LTO (Landing and Take Off Cycle), ou Ciclo de Pouso e Decolagem inclui

todas as atividades próximas ao aeroporto que ocorrem abaixo da altitude de 3.000 pés

(914,4 metros), conforme Figura 1. Esse ciclo consiste em seis fases: aproximação / pouso

e taxiamento de chegada / startup do motor / taxiamento de partida / decolagem / subida.

O controle da poluição atmosférica, em escala local ou regional, é uma ação

necessária para a segurança da saúde humana e do ambiente, permitindo analisar o

resultado de ações implementadas e a necessidade de intervenções no caso de superação

dos níveis limites estabelecidos pela legislação.

Por razões de caráter econômico e administrativo, o número de pontos de medição

de uma rede tradicional de monitoramento da qualidade do ar é limitado, além disso, a

disposição espacial destes pontos necessita ser estudada cuidadosamente, e muitas vezes

a medição nos locais ideais poderá ser inviabilizada.

Adicionalmente, uma rede física de monitoramento apresenta apenas um retrato do

momento da medição, não permitindo uma simulação do comportamento futuro da poluição

atmosférica com a variação das características das emissões.


Figura 1: Etapas de um voo. Delimitação do ciclo LTO e do modo cruzeiro (EMEP/CORINAIR 2006)

Por este motivo, os modelos matemáticos constituem uma importante ferramenta,

permitindo a simulação de diversos cenários, e a verificação das consequências resultantes

destes nos níveis de poluição.

Uma vez acertada a boa qualidade da resposta fornecida por um modelo, isto

permite analisar a contribuição das diversas fontes para a poluição geral, e, então,

endereçar corretamente eventuais ações de limitação das emissões. Somente com modelos

matemáticos é possível fazer previsões ou simular campos de concentração em conexão

com políticas de limitação da liberação de poluentes em concordância com planos de

melhoria da qualidade de vida da população.

A introdução da modelagem matemática produz um salto de qualidade na gestão da

poluição atmosférica em respeito àquela possível somente através de medidas, porque os

modelos permitem funções não acessíveis às últimas. (MOREIRA; TIRABASSI, 2004).

Na literatura há duas principais abordagens para o desenvolvimento de inventários

de emissões por aeronaves, uma está em base global, relacionada à determinação do

impacto dos Gases de Efeito Estufa sobre as mudanças climáticas, a outra está em base

local, que trata dos poluentes atmosféricos.

2 METODOLOGIA

Para o desenvolvimento do trabalho, foi realizada a análise comparativa de inventários de

poluentes elaborados em nove diferentes aeroportos da rede Infraero, com diferentes anos


base dos dados de entrada, conforme Tabela 1. Pode-se verificar que os aeroportos têm

uma variação significativa do movimento operacional. Dessa forma, a primeira etapa foi a

elaboração dos inventários e a segunda, a análise.

Tabela 1: Aeroportos analisados, ano base do Inventário de Poluentes Atmosféricos e movimento

operacional.

Sigla

ICAO Nome do Aeroporto

Ano base

do

Inventário

Movimento

Operacional

(aeronaves)

Movimento

Operacional

(passageiros)

SBBE Aeroporto Internacional de Belém/PA - Val-De-Cans - Júlio

Cezar 2016 40.421 3.282.513

SBBV Aeroporto Internacional de Boa Vista/RR -

Atlas Brasil Cantanhede 2016 5.972 291.163

SBCT Aeroporto Internacional de Curitiba - Afonso Pena, São

José dos Pinhais – PR 2015 75.722 7.277.036

SBJV Aeroporto de Joinville/SC – Lauro Carneiro de Loyola 2017 7.659 476.954

SBNF Aeroporto Internacional De Navegantes/SC - Ministro Victor

Konder 2017 19.924 1.588.921

SBRF Aeroporto Internacional do Recife/Guararapes - Gilberto

Freyre, Recife – PE 2017 75.099 7.774.369

SBRJ Aeroporto do Rio de Janeiro/RJ - Santos Dumont 2016 105.671 9.065.905

SBSL Aeroporto Internacional de São Luís/MA - Marechal Cunha

Machado 2017 19.965 1.601.836

SBSP Aeroporto de São Paulo/Congonhas - Deputado Freitas

Nobre, São Paulo – SP 2012 213.419 16.775.770

2.1 Inventários de Poluentes Atmosféricos

As informações utilizadas para a análise comparativa foram provenientes dos

resultados de Inventários de Poluentes Atmosféricos elaborados para aeroportos da rede

Infraero, em diferentes anos.

Para a elaboração desses inventários foram seguidas as seguintes etapas:

• Levantamento das fontes: Identificação das fontes de emissões atmosféricas e sua

classificação de acordo com as categorias do modelo utilizado, a saber: aeronaves,

equipamentos de apoio de solo, estacionamentos, vias de acesso, fontes

estacionárias e treinamento com fogo;


• Levantamento de dados: Levantamento de dados operacionais do aeroporto junto à

própria Infraero e obtenção de dados operacionais junto às empresas

concessionárias e terceirizadas;

• Realização de cálculos: Utilizando-se o software EDMS, versão 5.1.4.1;

O EDMS é um modelo de avaliação da qualidade do ar em aeroportos, por meio da

combinação das funções de inventário e de dispersão de poluentes. O software foi

desenvolvido pela Federal Aviation Administration (FAA) em cooperação com a

United States Air Force (USAF) e é um dos modelos listados nas preferências da

Agência Americana de Proteção Ambiental (Environmental Protection Agency – EPA)

(EDMS, 2015).

Os poluentes considerados nos inventários foram os seguintes (MMA, 2009):

• Óxidos de nitrogênio – NOX: Resultante do funcionamento dos motores à combustão.

• Óxidos de enxofre –SOX: Formado na queima de combustíveis fósseis.

• Monóxido de carbono – CO: Formado na combustão incompleta dos motores.

• Hidrocarbonetos totais – HCT: Resultante do combustível ou óleo combustível não

queimado ou queimado de forma parcial.

• Compostos Orgânicos Voláteis – COV: Oriundo da evaporação dos combustíveis,

dos solventes utilizados na limpeza, da cola para manutenção e durante a pintura de

aeronaves.

• Material Particulado – MP10: Saída do óleo lubrificante não queimado pelo

escapamento e uso de aditivos formadores de cinzas. A fuligem é formada com altas

temperaturas e a deficiência de oxigênio.

2.2 Análise Comparativa

Com os resultados obtidos nos Inventários de Poluentes Atmosféricos, foi realizada

análise comparativa buscando verificar o comportamento das fontes de emissões. Foi feito o

somatório das emissões por tipo de poluente e fonte emissora, para se chegar a um perfil

para cada poluente.

3 RESULTADOS

Para se fazer uma análise da contribuição de emissões por tipo de fonte, foi

elaborado gráfico com o percentual representativo das emissões para cada poluente


apresentado na Figura 2. Para tanto, foi feito o somatório total das emissões de todos

aeroportos por fonte e por poluente, apresentado na mesma figura.

Pode-se perceber que as aeronaves são responsáveis pela grande maioria das

emissões nos poluentes HCT, COV, NOX e SOX. Já para os poluentes CO e MP10, os

equipamentos de apoio em solo (GSE) são os maiores emissores. Isso é devido à menor

eficiência dos motores de veículos e equipamentos de apoio em solo. Os motores de

aeronaves possuem uma maior eficiência na combustão, reduzindo significativamente a

emissão de CO e MP10, gerados na queima incompleta do combustível.

As emissões da Auxiliary Power Unit (APU), que é o motor auxiliar para uso com a

aeronave em solo, apresentaram valores consideráveis para MP10. A explicação é similar, a

eficiência do motor da APU é menor que a do motor de propulsão das aeronaves.

As emissões de veículos nas vias de acesso foram significativas para CO e COV. Já

as emissões de fontes estacionárias, treinamento com fogo e dos veículos no

estacionamento, praticamente são desprezíveis em relação às outras fontes.

De todos os poluentes analisados, o CO e MP10 foram os que apresentaram maior

variação no perfil de fontes emissoras. Na Figura 3 verifica-se essa variação para o MP10,

que está relacionada principalmente às características de uso de GSE. No SBNF, por

exemplo, existe um maior uso da APU em detrimento do uso de Ground Power Unit (GPU),

o que faz com que seja a maior contribuinte.

Figura 2: Percentual de emissões por tipo de poluentes e fonte da emissão, em toneladas.


Figura 3: Percentual de emissões de MP10 por fonte da emissão.

3.1. Emissões do operador do aeródromo

Também foi feita comparação entre as emissões de responsabilidade do operador do

aeródromo com aquelas de responsabilidade das demais empresas que atuam no

aeroporto, com objetivo de se chegar a um valor percentual por tipo de poluente do total

emitido em todos os inventários, apresentado na Figura 4.

Foram consideradas como emissões de responsabilidade do operador do aeródromo as

seguintes:

• Emissões de veículos que utilizaram o estacionamento;

• Emissões de veículos nas vias de acesso dos aeroportos;

• Fontes estacionárias: Tanques de combustível da Infraero, geradores de emergência

e combustível queimado em treinamentos com fogo;

• Equipamentos e veículos da Infraero utilizados em áreas operacionais.

Observação: os gráficos não contemplam as emissões da Infraero no SBCT uma vez que

tais fontes não foram contempladas pelo inventário.


Figura 4: Percentual de emissões da Infraero por tipo de poluente (exceto SBCT).

4 CONCLUSÕES

Os inventários de emissões de poluentes atmosféricos dos nove aeroportos

estudados, realizados através do software EDMS, se mostraram boas ferramentas para o

gerenciamento das emissões, proporcionando conhecê-las e quantificá-las, além de

auxiliarem no embasamento de propostas de redução das respectivas contribuições.

Foi possível identificar que as aeronaves são as principais fontes de emissões de

poluentes, com exceção ao Material Particulado (MP10) e Monóxido de Carbono (CO), cujo

maior volume é produzido pelos GSEs devido à baixa eficiência na queima do óleo diesel.

Verifica-se que o perfil de fontes emissoras varia de acordo com as características

operacionais do aeroporto, em especial ao uso ao maior uso de GSE ou APU.

Características físicas também influenciam esse perfil, como por exemplo, pátios e vias de

serviços maiores, vão gerar maior distância percorrida e consequentemente maiores

emissões dos GSE. Para as aeronaves, maiores percursos de taxiamento das cabeceiras

até os terminais, geram maiores emissões em baixos regimes de potência do motor (idle), o

que acarreta em maiores emissões de CO e MP10.

Nota-se que o Aeroporto de Navegantes (SBNF) é o único aeroporto onde a principal

fonte de MP não são os GSEs e sim as APUs. Neste cenário, sugere-se a instalação de

Sistema de Energia Fixo - SEF (400 Hz) para mitigar tais emissões, ao trocar a fonte de

energia para as aeronaves em solo de combustível para energia elétrica.


REFERÊNCIAS

EDMS - Emissions and Dispersion Modeling System, 2015. Disponível em <https://www.faa.gov/about/office_org/headquarters_offices/apl/research/models/edms_model/>

EUROPEAN MONITORING AND EVALUATION PROGRAMME (EMEP) / EUROPEAN ENVIRONMENT AGENCY (EEA). - EMEP/EEA “Air Pollutant Emission Inventory Guidebook”, 2006. Disponível em <https://www.eea.europa.eu/publications/EMEPCORINAIR4>

MMA – Ministério do Meio Ambiente. PRONAR. Ações para o fortalecimento do PRONAR. 2009. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/estruturas/163/_arquivos/pronar_163.pdf>.

MOREIRA, D. M., TIRABASSI, T. “Modelo Matemático de Dispersão de Poluentes na Atmosfera: Um Instrumento Técnico para a Gestão Ambiental” Ambiente & Sociedade, 2004.Vol. VII, nº 2, p. 159-171.

1 Engenheiro Ambiental, Universidade Federal do Paraná, [email protected]

2 Graduando em Engenharia Ambiental e Sanitária, Universidade Federal do Paraná

3 Físico, Universidade Federal do Paraná

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AVALIAÇÃO DO MÉTODO DE TURC PARA A ESTIMATIVA DA

EVAPOTRANSPIRAÇÃO DE UM AMBIENTE LITORÂNEO

Fernando Augusto Silveira Armani1

Lucas Araujo de Freitas2

Virnei Silva Moreira3

Resumo: A escassez de água somada à sua alta demanda está entre os maiores

problemas da atualidade. Neste cenário, exige-se um manejo adequado dos recursos

hídricos, o qual pode ser realizado através da manipulação apropriada das etapas do ciclo

hidrológico. Uma destas etapas é denominada evapotranspiração, a qual, refere-se ao

somatório dos processos da evaporação da água e da transpiração dos organismos. Por

tratar-se de uma etapa que sofre influência de muitos parâmetros, a literatura dispõe de uma

grande quantidade de métodos para calculá-la. Posto isto, este trabalho apresenta uma

avaliação do desempenho do modelo de Turc, recomendado para locais com alta umidade,

comparando-o com os valores obtidos por uma estação micrometeorológica localizada em

um ambiente litorâneo. As análises dos resultados estatísticos demonstraram que o método

em questão exibiu uma boa precisão, gerando um perfil de evapotranspiração similar aos

dados medidos na estação, porém, com uma baixa exatidão, a qual foi melhorada ao se

incrementar a contribuição da vegetação local no modelo.

Palavras-chave: Evapotranspiração, Método de Turc, Ambiente Litorâneo;

EVALUATION OF THE TURC METHOD FOR THE ESTIMATION OF

EVAPOTRANSPIRATION IN COASTAL ENVIRONMENTS

Abstract: The water shortage, added to its high demand, are among the biggest problem of

our time. In this scenario an appropriate management of this resource is required, which can

be done through the appropriate manipulation of its cycle's steps. One of these steps is

called evapotranspiration, it refers to the sum of the evaporation processes of hydric surfaces

and the organisms transpiration. For being a step that is influenced by many parameters, the

mailto:[email protected]


literature has a large number of methods to calculate it. Therefore, this work presents a

performance evaluation of the Turc's method, recommended to locals with high humidity,

comparing to the values obtained by a micro weather station, all data comes from this,

situated on the coastal environment. The analysis of statistical data shows that the method in

question exhibited good precision, generating an evapotranspiration profile similar to the

station's data, but with low accuracy, which was improved by increasing the contribution of

local vegetation to the model.

Keywords: Evapotranspiration, Turc Method, Coastal Environment.

1. INTRODUÇÃO

No contexto atual, a diminuição da disponibilidade de água, juntamente com o aumento de

sua demanda, gera a necessidade de elaboração de um manejo racional deste recurso

(Schmidt et al., 2004). Para o gerenciamento dos recursos hídricos é imprescindível o

conhecimento das variáveis que compõem o ciclo hidrológico de uma região, tal como a

evapotranspiração. A evapotranspiração é de grande importância para modelagem

meteorológica e hidrológica, e essencial à gestão hídrica de agricultura irrigada (Oliveira &

Carvalho, 1998; Bezerra et al., 2008; Moreira et al., 2010).

A evapotranspiração é um processo natural que corresponde a transição da água de

qualquer superfície terrestre para a atmosfera por meio da transpiração (perda de água dos

organismos) e da evaporação (perda da lâmina superficial dos corpos hídricos). Em campo,

ambas são medidas juntas devido à dificuldade em se distinguir esses processos.

A literatura apresenta mais de um tipo de evapotranspiração, em que a real - ocorrendo em

condições reais de atmosfera e solo - e a de referência - sucedendo em uma vegetação

rasteira “grama”, de altura uniforme, a qual é definida como cultura de referência (Fernandes

et al., 2010) - são as duas mais utilizadas. Segundo Allen et al. (1998), a medida de

evapotranspiração de referência (ETo) sofre apenas influência de parâmetros

meteorológicos, dentre os quais constam a temperatura do ar, a umidade relativa do ar, a

radiação solar, a velocidade do vento e a pressão atmosférica. Devido à alta variabilidade

nestes parâmetros climáticos dentre as regiões, existem diversos métodos empíricos de

estimativa, mas pouquíssimos podem ser utilizados a uma ampla variedade de condições


climáticas: geralmente estão restritos a intervalos específicos de temperatura do ar, pressão

atmosférica e umidade relativa.

Um dos métodos utilizados para calcular a ETo é o método de Turc (1961), o qual é

recomendado para regiões costeiras e úmidas (Fernandes et al., 2010).

Este trabalho tem por objetivo avaliar o desempenho do método de Turc em um

ambiente litorâneo, através da comparação entre a evapotranspiração estimada por esse

modelo e medida por uma estação micrometeorológica com o método das Covariâncias

Turbulentas.

2. METODOLOGIA

O local de estudo foi o pântano cipreste (Cypress Swamp), localizado no sul do estado da

Flórida, Estados Unidos. A estação micrometeorológica está localizada, segundo

Shoemaker (2010), na latitude 25°45’10’’ N e Longitude 81°06’01’’ W. Possui altitude de 2

metros, e está a aproximadamente a 23km da linha de costa.

A área fonte dos fluxos de vapor de água desta estação é considerada como floresta

de pântano, sendo composta predominantemente por floresta cipreste alta e densa.

Shoemaker (2010) ainda cita uma variedade de espécies de madeiras, dentre elas estão Ilex

cassine, Persea palustris, Acer rubrum, Chrysobalanus icaco, Rapanea punctata, Myrica

cerifera, uma cobertura de solo aberto e denso de Blechnum serrulatum e uma variedade de

gramíneas.

Os valores medidos pela estação foram obtidos através da plataforma SOFIA - South

Florida Information Access, disponibilizados pela USGS - United States Geological Survey

(2018). Trata-se de dados de evapotranspiração medidos com o método das Covariâncias

Turbulentas por uma estação micrometeorológica. Neste trabalho utilizou-se 1 ano de dados

medidos no ano de 2009.

O modelo utilizado neste trabalho para estimativa da evapotranspiração é o modelo

de Turc (Turc, 1961). Esse modelo requer dados de umidade relativa do ar, sendo que se for

maior que 50%, seu fator de umidade ( ) deve ser considerado 1,0. Caso contrário, utiliza-

se a equação (1) para obter este fator.

, (1)


onde é o fator da umidade relativa; UR é a umidade relativa do ar (%). Com calcula-se

a evapotranspiração diária de referência através do modelo de Turc:

(2)

em que Rs é a radiação solar global (MJ m-2 d-1), é a temperatura média diária do ar (°C) e

é o calor latente de vaporização (2,45 MJ kg-1).

A fim de explicitar as divergências e relações entre a estimativa do modelo ( ) e as

medições da estação ( ), fez-se uso do coeficiente de correlação de Pearson,

(3)

( e são os valores médios das variáveis de evapotranspiração) e da medida de erro

denominada por erro relativo médio anual:

. (4)

3. RESULTADOS E DISCUSSÃO

Os resultados da medida de dispersão e de erro entre as variáveis de evapotranspiração

diária estimadas com o modelo TURC e medidas na estação estão na Tabela 1, e ambas as

variáveis foram plotadas no gráfico de dispersão da Figura 1.

Tabela 1: Coeficiente de correlação de Pearson ( ) e erro relativo médio ( calculado para

comparação da evapotranspiração medida e estimada com o modelo de Turc.

Ano

(mm/dia)/(mm/dia)

2009 0,881 42%

Fonte: Os autores (2018).


Figura 1: Comparação entre os valores de evapotranspiração da estação e do método de Turc.


A linha pontilhada preta que está na diagonal da Figura 1 representa uma

associação perfeita entre a evapotranspiração medida e estimada. Os pontos acima desta

reta indicam subestimativa do modelo de Turc e os pontos abaixo dessa reta indicam

superestimativa. Nota-se que a evapotranspiração estimada com o modelo de Turc

subestima predominantemente os valores medidos (98% dos dados de evapotranspiração

estimados pelo modelo de Turc apresentaram valores menores do que os valores medidos

na estação). A razão entre a evapotranspiração medida e estimada é es/eT ~ 1,57, tal como

se pode observar no coeficiente angular da reta de coloração azul da Figura 1, a qual foi

obtida através de uma regressão linear sobre os dados de evapotranspiração.

No entanto, nota-se na Figura 1 que ambos os valores de evapotranspiração

apresentaram uma boa associação entre si, apesar do modelo de Turc apresentar erros

maiores com o aumento da evapotranspiração. Observa-se na Figura 1 e no coeficiente de

correlação de Pearson da Tabela 1 que a dispersão foi muito pequena, apresentando um

aglomerado denso de pontos.

O valor do erro relativo médio entre as duas séries demonstra uma divergência

significativa com relação à exatidão. No entanto, isso pode estar atrelado à diferença entre a

vegetação requerida pelo modelo e a do local. Considerando que a evapotranspiração da

vegetação do pântano cipreste seja 1,57 vezes maior do que a da vegetação utilizada no


modelo de Turc (gramado), é possível ajustar o modelo de evapotranspiração de referência

à evapotranspiração real: eT,pantano = 1,57eT.

No gráfico de dispersão da Figura 2 compara-se a evapotranspiração real e medida

na estação. Nota-se que com o ajuste para a vegetação local os resultados do modelo

melhoraram em relação a sua exatidão. O erro relativo médio dessa nova variável reduziu

de 42% para 16%, melhorando significativamente os resultados obtidos.

Figura 2: Comparação entre os valores de evapotranspiração da estação e do método de Turc.


4. CONCLUSÃO

Com base nos resultados obtidos, pode-se concluir que o método de Turc apresenta boa

precisão na estimativa da evapotranspiração do ambiente litorâneo avaliado neste trabalho,

tendo em vista que apresentou coeficiente de correlação de Pearson elevado (≅ 0,88), e

exibiu um padrão de evapotranspiração similar ao dos dados medidos em campo.

Entretanto, demonstrou baixa exatidão nos valores, subestimando-os, com erro relativo

médio de 42%, desigualdade atrelada à diferença de vegetação exigida pelo modelo e do

local de aferimento dos dados. Com um simples ajuste linear, estimou-se a

evapotranspiração real com o modelo de Turc, multiplicando-o pelo coeficiente angular da


regressão linear ajustada sobre a evapotranspiração medida e estimada pelo modelo. A

evapotranspiração real estimada pelo modelo de Turc apresentou melhora significativa na

exatidão em relação ao modelo de evapotranspiração potencial de Turc, apresentando um

erro relativo médio de 16%.

REFERÊNCIAS

ALLEN, R. G.; PEREIRA, L. S.; RAES, D. et al. Crop evapotranspiration - Guidelines for computing crop water requirements. FAO Irrigation and drainage paper 56, 1998. BEZERRA, B. G.; DA SILVA, B. B.; FERREIRA, N. J. Estimativa da evapotranspiração real diária utilizando-se imagens digitais tm - landsat 5. Revista Brasileira de Meteorologia, 23 (3): 305-317, 2008. FERNANDES, D. S.; HEINEMANN, A. B.; DA PAZ, R. L. et al. Evapotranspiração – Uma Revisão sobre os Métodos Empíricos. Embrapa Arroz e Feijão, 2010. MOREIRA, L. C. J.; DURAND, B. J.; TEIXEIRA, A. S. et al. Variabilidade local e regional da evapotranspiração estimada pelo algoritmo sebal. Eng. Agríc., 30 (6): 1148-1159, 2010. OLIVEIRA, M. A. A. & CARVALHO, D. F. Estimativa da evapotranspiração de referência e da demanda suplementar de irrigação para o milho (zea mays l.) em seropédica e campos, estado do rio de janeiro. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, 2 (2): 132-135, 1998. SCHMIDT, W.; COELHO, R. D.; JACOMAZZI, M. A. Distribuição espacial de pivôs centrais no Brasil: I - Região Sudeste. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, 8 (2-3): 330-333, 2004. SHOEMAKER, W. B.; LOPEZ, C. D.; DUEVER, M. J. Evapotranspiration over spatially extensive plant communities in the Big Cypress National Preserve, southern Florida, 2007–2010. U.S. Geological Survey, 2011. U. S. GEOLOGICAL SURVEY, South Florida Information Access. 2018. Disponível em: <https://sofia.usgs.gov/exchange/evapotrans/index.php>. Acesso em: 10 Jul. 2018.

https://sofia.usgs.gov/exchange/evapotrans/index.php


CÁLCULO DO FLUXO DE CO2 COM MODELO DE INTERAÇÃO

SUPERFÍCIE-VEGETAÇÃO-ATMOSFERA ISBA

Maurício Felga Gobbi1 e André Luís Diniz dos Santos2

1 PhD Engenharia Civil e Ambiental

1 Departamento de Engenharia Ambiental, UFPR

1 [email protected]

2 Mestre em Engenharia Ambiental

2 Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental, UFPR

2 [email protected]

Resumo

Este trabalho implementa um método para calcular o fluxo de gás carbônico em uma

plantação de soja, utilizando uma versão modificada por Vissotto (2003) do modelo de

transferência entre superfície-vegetação-atmosfera SVAT ISBA (Noilhan e Planton, 1989). O

modelo calcula fluxos de calor, temperaturas e umidades do solo. O cálculo da

evapotranspiração utiliza parâmetros puramente físicos, pois havia apenas interesse na

liberação de água para evapotranspiração. Adicionalmente foi acoplado o módulo gs

proposto por Jacobs (1994) para calcular o fluxo de CO2. O modelo foi calibrado, utilizando-

se duas séries de dados de medições de campo no estado do Paraná.

Palavras-chave: fluxo CO2, modelo numérico, soja.

1 Introdução

Um grande esforço tem sido feito pela comunidade científica para se quantificar os

fluxos de gases de feito estufa (GEE) entre a superfície (tanto em terra quanto em água) e a

atmosfera. As duas principais frentes de pesquisa são nas técnicas de medição e na

modelagem matemática, sendo que a modelagem necessita das medições para sua

calibração e validação. A grande utilidade da modelagem é o baixo custo para obtenção de

resultados, a facilidade de espacialização dos fluxos, a possibilidade de realização de

prognósticos e a criação de possíveis cenários futuros.


Além de ferramenta prognóstica para estimar fluxos de GEE, estes modelos

matemáticos podem ser usados em conjunto com modelos mais gerais de transferência

entre solo/vegetação e atmosfera (chamados de SVAT’s) e se acoplando a modelos

ecológicos, meteorológicos, climáticos e hidrológicos.

Neste artigo, será apresentado a modelagem do fluxo (emissão e sequestro) de CO2

em uma plantação de soja. O modelo será construído em torno de um SVAT existente

conhecido por ISBA (Noilhan e Planton, 1989) com algumas modificações e a inclusão de

módulos específicos para cálculo dos fluxos de CO2. O modelo na sua forma mais completa

será chamado aqui de ISBA-gs. Finalmente são apresentadas algumas campanhas de

medição micrometeorológicas sobre plantações de soja. Tais medições são usadas para

calibrar/validar a modelagem.

Esquemas de transferência entre solo-vegetação e atmosfera (SVAT’s) incluem em

parametrizações em diferentes graus de complexidade do particionamento de energia e da

condutância estomática das plantas. Em uma abordagem mais meteorológica Niyogi e

Raman (1997) comparou diferentes parametrizações de resistência estomática de SVAT’s

frequentemente encontrados de forma acoplada em modelos atmosféricos.

Destacamos o modelo SVAT ISBA (Noilhan e Planton, 1989; Noilhan e Mahfouf,

1996), empregado neste artigo, que é utilizado de forma acoplada a modelos hidrológicos e

atmosféricos. No modelo SVAT ISBA original, como em muitos outros, a descrição biológica

do controle da transpiração é feita através de uma simples parametrização empírica para a

condutância estomática, adaptando a abordagem proposta em Jarvis (1976).

2 Modelo Matemático de Interação Superfície-Atmosfera

O sistema de equações que forma o ISBA foi originalmente proposto por Noilhan e

Planton (1989), porém muitas modificações têm sido propostas desde sua versão original.

Além da implementação dos modelos fisiológicos das plantas, apresentados mais tarde, as

modificações ao ISBA original implementadas neste artigo são: adaptação de parâmetros

para clima tropical chuvoso (Manzi e Planton, 1994), adicionamento de drenagem

gravitacional (Mahfouf e Noilhan, 1996), aprimoramento dos coeficientes de transporte

vertical Louis (1979); Mascart et al. (1995), implementação do esquema VIC (Variable

Infiltration Capacity) para inclusão de escoamento superficial (Habets e Saulnier, 2001;

Habets et al., 1999; Wood et al., 1992) e a inclusão de um terceiro compartimento de solo na

zona sub-raízes (Boone et al., 1999). As equações prognósticas que compõem o modelo

ISBA são as seguintes:


, (1)

, (2)

, (3)

, (4)

, (5)

, (6)

onde: temperatura na interface superfície-atmosfera Ts, capacidade térmica da superfície CT,

radiação líquida Rn, fluxo de calor sensível H, fluxo de calor latente LE, período do ciclo

diurno do solo τd , temperatura média da zona de raízes T2, umidade volumétrica na camada

superficial do solo de profundidade d1 wg, massa específica da água ρw, coeficiente função

das propriedades hidráulicas do solo próximas a superfície C1, coeficiente que caracteriza

velocidade com que o perfil de umidade é reposto ao equilíbrio C2, precipitação que atinge o

solo Pg, evaporação do solo Eg, umidade de equilíbrio das forças gravitacionais e capilares

wgeq, umidade média da zona de raízes w2, profundidade da zona de raízes d2, transpiração

da fração seca das folhas Etr, umidade nas plantas wr, altura da vegetação dr, precipitação

interceptada pela vegetação Pr, evaporação da umidade na superfície das folhas Er = Ev −

Etr, evapotranspiração da vegetação Ev, runoff da vegetação, ou seja, escoamento das

folhas para o solo Rr, d3 é a profundidade em que a umidade do solo não sofre mais

alterações devido à oscilação diurna e sua variação no tempo pode ser desconsiderada, D2

é o fluxo vertical de umidade do solo entre as camadas, K2 é a drenagem gravitacional de

umidade do solo para a camada w3 e K3 é drenagem gravitacional de umidade do solo pela

base da camada w3.

Os fluxos turbulentos de calor e de vapor são calculados pelas fórmulas clássicas de

transferência aerodinâmica. Para o fluxo de calor sensível:

, (7)

onde cp, ρa, Va e Ta são respectivamente, calor específico, densidade do ar, velocidade do

vento e temperatura atmosférica na altura za. CH é o coeficiente de difusão turbulenta de

escalares (calor e umidade) que, juntamente com o coeficiente de difusão turbulenta de

quantidade de movimento CD, depende da condição de estabilidade atmosférica.

O fluxo de vapor de água E é a soma da evaporação do solo Eg e evapotranspiração


Ev:

, (8)

, (9)

onde qvsat(Ts) é a umidade específica saturada na temperatura Ts e qa a umidade específica

na altura za. A umidade relativa hu na superfície está relacionada com a umidade superficial

do solo wg e hv é o chamado coeficiente de Halstead.

A evapotranspiração pode ser um fluxo positivo ou negativo. Quando o fluxo é

negativo (da atmosfera para a vegetação) é suposto a ocorrência de orvalho na sua taxa

potencial e o coeficiente de Halstead é tomado como hv = 1,

, (10)

porém quando o fluxo é positivo (da vegetação para a atmosfera) o coeficiente de Halstead

hv leva em conta a evaporação direta Er da vegetação, além da transpiração que deixa de

ser igual a zero:

, (11)

, (12)

, (13)

, (14)

onde Ra, Rs e δ são, respectivamente, a resistência aerodinâmica, a resistência estomática e

uma função de potência da chuva interceptada.

A resistência estomática Rs do ISBA de Noilhan e Planton (1989) é calculada através

da parametrização simplificada proposta por Jarvis (1976):

, (15)

onde Rsmin é a resistência mínima do estômato, IAF o índice de área foliar e F1, F2, F3, F4,

coeficientes que parametrizam a resposta do estômato a fatores puramente físicos

(principalmente meteorológicos), sendo estes, respectivamente, a radiação, o estresse

hídrico do solo, o déficit na pressão de vapor da atmosfera e a temperatura do ar. A

chamada condutância estomática gs é o inverso da resistência estomática.

Contabilizado o fluxo de vapor de água, calcula-se então o fluxo de calor latente LE:

, (16)

onde L é o calor latente de evaporação da água.


Os parâmetros adimensionais dos balanços térmico e hídrico C1, C2, C3 e C4, e os

parâmetros wgeq, wwilt e wfc estão relacionados com as propriedades

hidráulicas/granulométricas e com a umidade do solo, através das expressões e valores

apresentados em Clapp e Hornberger (1978), Prevedello (1996), van Genuchten (1980),

Vissotto (2003). Para o solo no estado do Paraná estudado neste artigo utilizou-se os

valores descritos em Prevedello (2003).

Neste artigo o fluxo de CO2 é acoplado ao ISBA utilizando um módulo que

denominamos de gs. Usa-se os forçantes meteorológicos para obter a condutância

estomática e a transpiração, e o fluxo de CO2 é diagnosticado a partir deste resultado. Após

o acoplamento com o ISBA, a denominação do modelo será ISBA-gs.

Baseando-se no fato de que a difusão do vapor d’água para fora da folha e a

absorção do CO2 utilizado para a fotossíntese ocorrem pelo mesmo caminho, pode-se

calcular a assimilação fotossintética An a partir da condutância estomática gs:

, (17)

sendo An a taxa de fotossíntese, Ci e Cs as concentrações de CO2 dentro e fora da folha

respectivamente. Ci é calculado por (19) com parâmetros dados pela tabela (1) e respectivas

correções dadas por (18). A concentração de CO2 no meio ambiente Cs foi definida neste

artigo como igual a 744,8 mg m−3 (Baesso, 2011). O fator 1,6 é devido à diferença entre a

difusividade do CO2 e do vapor d’água. A tabela (1) apresenta a abrangência de valores dos

parâmetros utilizados na modelagem gs dependendo do tipo de planta.

Variável (X) X(25◦C) Q10

Γ(µmol mol−1 ) 45 1,5

f0 0,2 – 1

Dmax(g kg−1) 10 – 600

Tabela 1: Valores típicos dos parâmetros utilizados no modelo gs para plantas C3.

A dependência da condutância estomática à temperatura da folha, também é

sensível a um parâmetro Q10 definido como o crescimento proporcional de um valor

parâmetro em relação ao crescimento de 10◦C na temperatura, aplicada às variáveis do

modelo fotossintético gs. A influência da temperatura na fotossíntese é computada através

da dependência em relação à temperatura do ponto de compensação Γ:

, (18)


sendo T a temperatura em graus Celsius, Γ(T) o valor da variável Γ na temperatura T e

Γ(25◦C) o valor de Γ na temperatura T = 25◦C. A equação (18) é utilizada diretamente para

descrever a resposta do ponto de compensação Γ à temperatura.

A diferença entre as concentrações de CO2 fora e dentro da folha (Cs − Ci) é então

parametrizada como função da umidade do ar, e isto é realizado tomando-se a relação entre

Ci e Cs como:

. (19)

A equação (19) descreve o efeito da concentração relativa de CO2 dentro e fora da

folha e permite também reproduzir a resposta do estômato com relação à umidade, gerando

a solução simultânea da An e da razão Ci/Cs, permitindo iterações ou soluções analíticas. No

entanto os dois parâmetros, Dmax e f0, devem ser prescritos. No presente artigo usou-se Dmax

= 45 g kg−1 e f0 = 0,85.

3 Aplicação do modelo ISBA-gs no Paraná

O experimento micrometeorológico SLOU foi realizado no município de Santa

Terezinha do Itaipu, no oeste do estado do Paraná com posição geográfica 25◦27,929’ S e

54◦24,651’ O, a uma altitude de 285 m e aproximadamente 10 km de distância do lago de

Itaipu. Nos experimentos em SLOU, foram medidas séries de dados tanto para forçar quanto

para testar o modelo ISBA-gs. Abaixo é apresentado um resumo do experimento que está

detalhado em Dias et al. (2002); Vissotto (2003).

Neste artigo utilizou-se duas séries de dados, sendo a primeira de 15/02/2001 até

22/02/2002 e a segunda de 20/03/2002 até 31/12/2002. As duas séries originais foram

convertidas em duas séries menores, SLOU2001 e SLOU2002, que compreendem os

períodos de 01/10/2001 até 22/02/2002 e 01/10/2002 até 31/12/2002, que são os períodos

referentes ao pleno desenvolvimento das mudas de soja. As duas séries de dados

meteorológicos SLOU2001 e SLOU2002 possuem características meteorológicas diferentes.

Portanto, buscou-se calibrar o modelo de maneira que responda razoavelmente bem aos

dois cenários sem que haja necessidade de recalibração para uma situação específica.

Quando calibrado inicialmente para a safra de 2001, foi verificado que o modelo

ISBA-gs reproduziu bem as observações. Porém quando esta calibração foi usada para a

série de dados de 2002, o desempenho do modelo ficou muito aquém do desejado. Houve

então a necessidade de uma estratégia de calibração que pudesse fornecer bons resultados

para ambas as safras.


Uma análise de sensibilidade foi necessária para se testar vários parâmetros, dentre

estes: umidade do solo saturado wsat, capacidade de umidade do solo wfc, umidade do solo

no ponto de murchamento wwilt, altura da camada superficial de solo d1, altura da camada de

solo da zona de raízes d2, altura da camada de solo abaixo da zona de raízes d3, altura

média da vegetação dr, concentração de CO2 do meio Cs, ponto de compensação a 25◦C,

máximo déficit de saturação folha para o ar Dmax e fator de conexão para Ds = 0, f0.

Para análise estatística e comparação entre os fluxos prognósticos e medidos foi

considerado o mês de dezembro, por este ser o período de pleno desenvolvimento da soja

em SLOU e consequentemente o mais importante com relação ao fluxo de CO2 que é o foco

do trabalho. Utilizou-se na calibração a raiz quadrada do erro quadrático médio para se

avaliar a acurácia na previsão do fluxo de calor latente, fluxo de calor sensível, fluxo de calor

no solo e radiação líquida. Analisou-se a acurácia na previsão individual de cada uma

destas quatro variáveis. Para se analisar e comparar os diversos cenários em SLOU2001 e

SLOU2002, e definir no contexto geral da modelagem qual a melhor calibração para os dois

anos, calculou-se a média das raízes quadradas dos erros quadráticos médios das quatro

variáveis em estudo (fluxo de calor latente, fluxo de calor sensível, fluxo de calor no solo e

radiação líquida) para 2001 e 2002, sendo posteriormente calculada a média entre os

resultados dos dois anos.

Nas figuras (1) e (2) são mostrados, os fluxos de calor latente e sensível calculados

pelo modelo, em comparação com os dados medidos. Na figura (3) são mostrados a

assimilação líquida de CO2, calculados pelo modelo calibrado ISBA-gs em SLOU para os

anos de 2001 e 2002. Não houve em SLOU medições de fluxo de CO2. Na figura (3), nota-

se uma deficiência do modelo ISBA-gs advinda da modelagem do tipo Jarvis da condutância

no estômato, que é o fato da mesma não contemplar a respiração celular realizada pela

vegetação no período noturno.

4 Conclusões

O modelo de transferência entre solo, vegetação e atmosfera ISBA-gs, fornece uma

ferramenta para o cálculo dos fluxos superficiais de calor e vapor d’água, radiação líquida,

temperaturas e umidades em várias camadas do solo e vegetação, condutância estomática

para fluxo de água e de CO2.


Figura 1: Fluxo de calor sensível H estimado pelo modelo ISBA-gs e medido em SLOU,

dezembro de 2001 e 2002.


Figura 2: Fluxo de calor latente LE estimado pelo modelo ISBA-gs e medido em SLOU,


Revista Técnico-Científica do Crea-PR - ISSN 2358-5420 – Edição especial – Outubro de 2018 - página 10 de

10

Figura 3: Assimilação líquida de carbono An estimada pelo modelo ISBA-gs em SLOU,


Referências

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modelagem de seu crescimento pelo 3-PG. Tese de Doutorado, Universidade Federal de

Viçosa.

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DIAGNÓSTICO DA RESTINGA DE PONTAL DO PARANÁ, LITORAL

PARANAENSE, ATRAVÉS DA UTILIZAÇÃO DE DRONES

Cesar Aparecido da Silva1

Alan D’Oliveira Correa2

Marcos Vinicius Oliveira de Figueiredo3

Matheus Kopp Prandini4

Maurilio Carvalho Junior5

Vinícius Rogel Paulino de Oliveira6

Fernando Augusto Silveira Armani7

Resumo

A degradação ambiental das restingas tem se tornado preocupante, sendo que em alguns balneários do litoral brasileiro elas já se encontram virtualmente ausentes, levando a algumas espécies endêmicas ao risco de extinção. A restinga é considerada um hotspots por conter alta variedade de espécies e riquezas naturais, e onde a biodiversidade vem sendo ameaçada pela especulação imobiliária e comercial, especialmente, em épocas de veraneio. O objetivo deste trabalho foi avaliar a qualidade ambiental da restinga do balneário 1 Engenheiro Ambiental, http://lattes.cnpq.br/9108723599240230, Universidade Federal do Paraná,

Pontal do Paraná, Brasil, [email protected] 2 Acadêmico de Engenharia Ambiental e Sanitária, http://lattes.cnpq.br/9174909775162524, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, [email protected]) 3 Acadêmico de Engenharia Ambiental e Sanitária, http://lattes.cnpq.br/5732805548733840, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, e-mail: [email protected] 4 Acadêmico de Engenharia Ambiental e Sanitária, http://lattes.cnpq.br/8009572180152307, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, e-mail: [email protected] 5 Acadêmico de Engenharia Ambiental e Sanitária, http://lattes.cnpq.br/0406869321189906, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, e-mail: [email protected]) 6 Acadêmico de Engenharia Ambiental e Sanitária, http://lattes.cnpq.br/5702510190155986, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, [email protected] 7 Engenheiro Ambiental, http://lattes.cnpq.br/4870174841725558, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná, Brasil, [email protected]


Atami, localizado no município de Pontal do Paraná, litoral paranaense, através de imagens capturadas por sobrevoo de um drone quadricóptero multirotor sobre o balneário. As imagens obtidas foram georreferenciadas e analisadas com o intuito de avaliar a sua fitossanidade, além de delimitar a área de restinga que deve ser recuperada, conservada e protegida. Constatou-se que do total de 285.303 m² da restinga existente no balneário, 61.110 m² estão degradados, o que pode colocar em risco espécies de vegetais e animais endêmicos, além de contribuir para o avanço da areia sobre as construções. Com base nesses resultados, estratégias de conservação poderão ser sugeridas ao poder público para que ações de educação e gestão ambiental sejam desenvolvidas junto à comunidade litorânea, tais como moradores fixos, pescadores, comerciantes e turistas, com o intuito da conservação da biodiversidade existente na restinga.

Palavras-chave: Veículos aéreos não tripulados, biodiversidade, qualidade ambiental, hotspots, gestão ambiental.

USE OF DRONE TO ASSESSMENT OF RESTINGA OF PONTAL DO PARANÁ CITY, PARANÁ STATE COASTAL

Abstract

The environmental degradation of the restingas in coastal cities has become a serious problem, and in some resorts on the Brazilian coast they are already virtually absent, leading some endemic species to extinction risk. The restinga is a hotspot because it contains a high variety of species and natural riches, and where biodiversity has been threatened by real estate and commercial speculation, especially during summer seasons.The aim of this work was to evaluate the environmental quality of the Atami, located at Pontal do Paraná city, cost of Paraná State, through images captured by overflew a quadricopter drone. The images obtained were georeferenced and evaluated in order to understand the dynamics of the recovery and degradation of this biome, besides delimiting the area of restinga that must be recovered, conserved and protected. It was found that out of the total 285,303 m² of the existing restinga at the beach, 61,110 m² are degraded which endangers the survival of species of endemic plants and animals, and contributes to the advance of the sand on the buildings. Based on these results, conservation strategies will be suggested to the public authorities such as education and environmental management actions which will be developed along the coastal community such as residents, fishermen, merchants and tourists to conserve of the restinga biodiversity.

Keywords: Unmanned air vehicle, biodiversity, environmental quality, hotspots, environmental management.


1. INTRODUÇÃO

O litoral do Estado do Paraná é composto por extensas áreas de Mata Atlântica, e é

considerada uma das regiões mais preservadas do Brasil. Apesar disso, na costa litorânea

paranaense, a ocupação antrópica acelerada e com pouco planejamento ocasionou graves

impactos socioambientais, principalmente em ecossistemas e biomas frágeis e de grande

relevância para a manutenção da biodiversidade, como os manguezais e as restingas

(SILVA, 2014; NASCIMENTO, 2011; SILVEIRA, 1964).

Conflitos decorrentes da ocupação antrópica afetam os biomas do litoral do Paraná

como, por exemplo, a restinga que é definida pela Resolução 07 de 23 de julho de 1996 do

CONAMA como sendo “o conjunto das comunidades vegetais, fisionomicamente distintas,

sob influência marinha e fluviomarinha, onde são distribuídas em mosaicos e que ocorrem

em áreas de grande diversidade ecológica”. Por ser considerado um ecossistema que ajuda

a evitar o avanço do mar e promover a fixação de dunas, o código Florestal Brasileiro, lei nº

12.651, de 25 de maio de 2012, enquadra as áreas das restingas como Áreas de

Preservação Permanente (APP), deste modo, as mesmas não podem ser desmatadas e

ocupadas em faixa mínima de 300 metros medidos a partir da linha de preamar máxima.

Com a falta de tecnologias e verba dos governos para uma fiscalização apropriada,

as áreas de restinga sofrem degradação antrópica constante tanto pelo paisagismo artificial

e expansão imobiliária, quanto pelo grande aumento demográfico em épocas de veraneio,

impactando diversas espécies endêmicas da região, e depreciando a diversidade ecológica.

Em muitas regiões do litoral brasileiro as restingas foram substituídas por edificações, ou

estão colonizadas exclusivamente por espécies vegetais exóticas (KRAICZEI, 2015).

A vegetação da restinga, de maneira geral, apresenta-se fixada por suas raízes

sobre dunas, impedindo o movimento da areia por ação de agentes erosivos. Assim, a sua

degradação deste ecossistema, não somente promove a perda de biodiversidade de flora e

fauna, mas também afeta as edificações próximas dessas áreas (BASTOS, 2018).

Dentre as ferramentas de diagnóstico e monitoramento da qualidade ambiental

ganham-se destaque como instrumentos inovadores os Veículos Aéreos Não Tripulados

(VANTs).

Os VANTs facilitam a aquisição de imagens de alta qualidade em um tempo muito

reduzido, e em locais de difícil acesso, onde técnicas tradicionais são operacionalmente


inviáveis (BARCELLOS, 2017). A altura de sobrevoo dos VANTs permite o registro de

imagens de alta resolução, geralmente de baixo custo quando comparadas com

aerolevantamentos (INAMASU, 2014; HOERLLE et al., 2015), que possibilitam, entre outras

aplicações, a avaliação e o acompanhamento da recuperação e/ou degradação de uma

APP.

Neste contexto, este trabalho apresenta o resultado de uma avaliação da qualidade

ambiental realizada com imagens obtidas por um VANT multirotor, de uma área de restinga

do Balneário Atami do município de Pontal do Paraná, litoral do Estado do Paraná.

2. METODOLOGIA

2.1 Local de Estudo

O município de Pontal do Paraná (Figura 1) está localizado na região litorânea do

Estado do Paraná, e possui aproximadamente 23 km de praias, divididas em mais de 40

balneários. A sua população é de aproximadamente 26 mil habitantes (IBGE, 2018), mas a

quantidade de pessoas que frequenta Pontal do Paraná flutua ao longo do ano, aumentando

consideravelmente em períodos de alta temporada e feriados prolongados.

Figura 1 - Localização do município de Pontal do Paraná, litoral paranaense.

Fonte: Adaptado de Secretaria do Estado do Turismo (2018).

2.2 Obtenção dos Dados

Neste trabalho utilizou-se do método de fotogrametria para a obtenção de imagens e

estimativa topográfica, utilizando câmeras acopladas a um multirotor quadricóptero, às quais


permitiram uma visão bidimensional e tridimensional de uma área de restinga localizada no

balneário Atami, no município de Pontal do Paraná.

O quadricóptero utilizado para aquisição das imagens foi o drone phantom 3

standard DJI, com velocidade de até 16 m/s, com resolução de imagens de 12 MP,

utilizando lentes FOV (field of view) de 94º 20 mm (35 mm format equivalent) f/2.8. com

resolução de imagens de 4000 x 3000 pixels.

Para o sobrevoo foi realizado um plano de voo com o aplicativo on-line DroneDeploy,

onde foi determinada a rota apresentada na Figura 2, com sobrevoo a 100 m da superfície,

a fim de se obter imagens aéreas.

As imagens capturadas foram utilizadas para avaliar a fitossanidade da restinga

aplicando-se filtros RGB (Red, Green, Blue) aos pixels das imagens, associando-os a áreas

de degradação e conservação da vegetação observada.

Figura 2 - Plano de voo sobre a restinga do balneário Atami da cidade de Pontal do Paraná-PR.



A área total de restinga avaliada através das imagens captadas pelo multirotor foi de

285.303 m².


Após o uso dos filtros RGB nas imagens obtidas pelo sobrevoo, foi realizada a

análise da fitossanidade, que pode ser entendida como o estado de preservação,

conservação e ou de recuperação dos vegetais, permitindo identificar características

distintas entre as vegetações que compõem a restinga.

Neste trabalho, as cores avermelhadas foram associadas às áreas preservadas,

enquanto as tonalidades esverdeadas indicaram degradação da restinga (Figura 3).

Contabilizou-se 24.686 m² de área preservada, o que representa somente 8,66% da área

total da restinga avaliada, 199.915 m² de áreas parcialmente degradadas (70%) e 61.110 m²

de área com altíssimo grau de degradação (21,42%).

Figura 3 - Avaliação de fitossanidade da restinga do balneário de Atami, Pontal do Paraná -

PR. A coloração em vermelho indica área preservada, tom amarelado se refere a degradação parcial,

e em verde áreas em estado avançado de degradação.


As zonas das restingas em fases parciais de degradação se referem às constantes

podas das vegetações e trilhas para facilitar o acesso ao mar, enquanto as áreas avançadas

de degradação se relacionam a locais de circulação concretada, como as calçadas, faixas

utilizadas como campos de futebol, pracinhas que foram implantadas diretamente na

restinga proporcionando uma área de lazer aos visitantes, construções de pescadores,

entre outros (Figura 4).


Figura 4 - Exemplos de degradações na restinga localizada no balneário Atami, em Pontal do

Paraná – PR.


A degradação da restinga não se restringe somente ao balneário do Atami. É muito

comum encontrar áreas avançadas de degradação em toda a orla litorânea do Paraná.

A restinga, embora seja importante na proteção contra ressacas do mar, por atenuar

os efeitos do vento sobre a areia evitando que a mesma se espalhe pelas ruas e entupam

bueiros e afetem residências, às vezes, construídas de forma irregular sobre a orla, além da

preservação de espécies vegetais e animais, é pouco compreendida pela comunidade

litorânea paranaense.

Muitos residentes e visitantes por desconhecerem a importância ecológica das

restingas acabam por capinar essas vegetações e a utilizam para outros fins, tal como o

campo de futebol, constroem bancos e mesas como as identificadas neste trabalho,

tomando-a como se fosse uma praça pública. Outros a fazem de banheiros, depositando

suas necessidades na relva da restinga, especialmente, durante períodos prolongados de

feriados ou em época de veraneio.

A restinga quase sempre é considerada pelos moradores e turistas como um terreno

baldio, e é comum o despejo nela de resíduos sólidos dos mais variados tipos, promovendo

a disseminação de doenças, e colocando em risco a saúde pública e dos animais que ali

fazem o seu habitat (SILVA, 2014).


A falta de educação ambiental e conscientização da população residente e litorânea

é evidente em muitos municípios brasileiros (LOVATO & SILVA, 2014; SILVA & PRZYBYSZ,

2014). Tal constatação torna urgente ações prioritárias de gestão ambiental por parte do

poder público para evitar danos ecológicos irreparáveis ao litoral paranaense, como a perda

de habitats, aumento de surtos epidemiológicos, danos a construções, entre outros.

Em síntese, a tecnologia empregada neste trabalho mostrou-se uma boa alternativa

para avaliação da qualidade ambiental com a obtenção de imagens de alta resolução,

permitindo avaliar em tempo real as condições fitossanitárias de um bioma.

4. CONCLUSÕES

Com base nos resultados obtidos é possível observar que a restinga encontra-se

sobre estresse antrópico, o que pode resultar em impactos ambientais irreversíveis como a

extinção de espécies endêmicas. Além disso, este trabalho mostrou que o multirotor pode

ser aplicado para verificar a qualidade ambiental de um local como, por exemplo, para a

obtenção de diversos dados de engenharia como áreas, perímetros e volumes através de

voo livre ou um plano de voo pré-determinado e podendo, assim, ser utilizado como

ferramenta de gestão ambiental.

REFERÊNCIAS

BARCELOS, A.C. O uso de veículo aéreo não tripulado (VANT) em monitoramento de

campo: aplicabilidades e viabilidades. Trabalho de conclusão de curso, Bacharelado em

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Revista Técnico-Científica do CREA-PR - ISSN 2358-5420–Edição Especial – Outubro de 2018 - página 1 de 10

DIAGNÓSTICO DOS SERVIÇOS DE SANEAMENTO BÁSICO EM

QUATRO MUNICÍPIOS DO NORDESTE BRASILEIRO – SUBMÉDIO

SÃO FRANCISCO

Helder Rafael Nocko¹ (Eng. Ambiental, Me.) [email protected] Diana Maria Cancelli¹ (Eng. Ambiental, Dra.) [email protected]

Vanessa Tres¹ (Eng. Ambiental) [email protected] Larissa dos Santos Silva¹ (Geógrafa) [email protected]

Bruno Gomes Camargo¹ (Eng. Ambiental e Sanitarista, Esp.) [email protected]

(¹) EnvEx Engenharia e Consultoria, Rua Dr. Jorge Meyer Filho, 93 – CEP 80210-190 – Curitiba-PR

RESUMO

A universalização dos serviços de saneamento básico é um fator essencial para o

desenvolvimento dos municípios brasileiros. Neste contexto, o objetivo deste trabalho foi

diagnosticar a situação da prestação destes serviços em quatro municípios localizados na

região do Submédio São Francisco: Abaré (BA), Chorrochó (BA), Macururé (BA) e Lagoa

Grande (PE). Os resultados demonstram que, em relação ao abastecimento de água, os

municípios apresentam bons índices de distribuição de água potável na área urbana (entre

70% e 100%), porém são reduzidos para valores entre 50% e 60% quando se considera a

população total. No tocante ao esgotamento sanitário, a rede coletora de esgoto doméstico

atinge em média 46% dos municípios deste estudo; as fossas rudimentares e fossas

sépticas são outras formas de disposição final utilizadas. Estimou-se que são geradas mais

de 4.000 t/ano de resíduos sólidos em Lagoa Grande, ao passo que nos demais municípios

a geração é menor do que 2.700 t/ano – todos os resíduos coletados são enviados aos

lixões municipais, ou seja, a disposição final dos resíduos é realizada de forma inadequada;

apenas Chorrochó possui coleta seletiva. O manejo de águas pluviais e a drenagem urbana

não se encontram dentre as prioridades dos municípios, visto que os níveis de precipitação

são baixos. Com base nas informações obtidas, nota-se a fragilidade dos municípios em

relação à ausência das infraestruturas adequadas de saneamento básico, tendo como uma

de suas consequências a degradação hídrica da região. Além disso, a falta de investimentos

em saneamento básico impossibilita melhorias nas condições sanitárias e na qualidade de

vida da população.

PALAVRAS-CHAVE: Saneamento Básico, Diagnóstico, Submédio São Francisco.


DIAGNOSIS OF SANITATION SERVICES IN FOUR MUNICIPALITIES

OF THE BRAZILIAN NORTHEAST – SUBMÉDIO SÃO FRANCISCO

ABSTRACT

The universal access of sanitation services is an essential factor to the

development of Brazilian municipalities. In this context, the aim of this paper was to diagnose

the situation of these services in four municipalities located at Submédio São Francisco:

Abaré, Chorrochó and Macururé (State of Bahia), and Lagoa Grande (State of Pernambuco).

The results show that, regarding the municipal water supply, the municipalities own good

potable water distribution index in urban area (between 70% and 100%), while the index

range reduce to 50% and 60% concerning total population. In relation to wastewater system,

the wastewater network is present in the average of 46% of the municipalities of this study;

rudimentary septic tanks and septic tanks are other forms used for wastewater disposal. It

was calculated that more than 4,000 tons/year of solid waste is generated in Lagoa Grande;

whereas the solid waste generation is less than 2,700 tons/year in the other municipalities -

all the collected solid waste are sent to the municipal dumps, that is, the final disposal of

solid waste is inadequately performed; only Chorrochó has public service collection of

recyclable materials. The public service of rainwater management and urban drainage is not

a priority for public administration, since the precipitation levels are low. Based on the

information obtained, it is realized the fragility of the municipalities due to the lack of

adequate sanitation infrastructure, which has as one of its consequences the water

degradation in the region. In addition, the scarcity of investments in sanitation makes it

impossible to improve the health conditions and quality of life of the population.

KEYWORDS: Sanitation, Diagnosis, Submédio São Francisco.

INTRODUÇÃO

A busca pela melhoria da condição da saúde ambiental, aliada ao fato de que cabe

ao município zelar pela qualidade dos serviços de saneamento ambiental prestados aos

cidadãos, é um argumento válido para desenvolver esforços de planejamento das ações de

saneamento buscando elaborar e utilizar metodologias para a criação de políticas

descentralizadas de saneamento ambiental. Desta forma, a Lei Nacional do Saneamento

Básico (Lei nº 11.445/2007), expõe como princípio fundamental, o acesso aos serviços de

abastecimento de água potável, de esgotamento sanitário, de limpeza urbana e manejo de

resíduos sólidos e manejo de águas pluviais e drenagem urbana. Neste contexto, a criação


de um Plano Municipal de Saneamento Básico tem como objetivo realizar o diagnóstico e

prognóstico dos municípios, para o posterior planejamento de programas que subsidiem as

ações necessárias para a universalização do acesso aos serviços. O objetivo deste trabalho

foi diagnosticar a situação do saneamento básico de quatro municípios localizados na região

do Submédio São Francisco, na Bacia Hidrográfica do Rio São Francisco: Abaré (BA),

Chorrochó (BA), Macururé (BA) e Lagoa Grande (PE).

ÁREA DE ESTUDO

Localizados na região do Submédio São Francisco (SMSF), os municípios estudados

encontram-se na divisa entre os estados da Bahia e Pernambuco, às margens do rio São

Francisco (Figura 1). Integrando o grupo de municípios de pequeno porte, os municípios de

Abaré, Chorrochó, Macururé e Lagoa Grande apresentavam em 2010, população abaixo de

30 mil habitantes (Tabela 1), além de baixa densidade demográfica – Macururé apresentou

a menor densidade entre os municípios (3,52 hab./km²), se comparada com a densidade

demográfica da região do Submédio São Francisco (20,22 hab./km²).

Tabela 1: Dados demográficos da área de estudo.

Unidade Territorial População Total Área (km²) Densidade demográfica

(hab./km²)

Abaré 17.064 1.484 11,49

Chorrochó 10.734 3.003 3,57

Macururé 8.073 2.292 3,52

Lagoa Grande 22.770 1.848 12,31

SUBMÉDIO SÃO FRANCISCO 2.233.903 110.473 20,22

Fonte: ANA (2010); IBGE (2010). A maior parte da SFSM possui relevo composto principalmente por depressões

situadas nas porções intermediárias entre a planície fluvial do rio São Francisco e as terras

adjacentes mais elevadas classificadas como serras, patamares e tabuleiros. A caatinga é o

bioma que recobre esta porção do território, o qual se caracteriza pelo clima semiárido

quente, com temperaturas elevadas, precipitações escassas e irregulares, resultando de 7 a

10 meses de forte estação seca, o que torna os solos rasos e rochosos, pobres em matéria

orgânica (ROSS, 1998; RAMOS; BRAGA, 2005).


Figura 1: Localização da área de estudo.

Fonte: Elaborado por EnvEx Engenharia e Consultoria, 2018.

METODOLOGIA

Tomaram-se como objeto de estudo municípios da região do Submédio São

Francisco que estão em processo de elaboração de plano municipal de saneamento básico,

e que já dispõe de diagnóstico – elaborado pela EnvEx Engenharia Consultoria, em contrato

com a Agência Peixe Vivo, e disponíveis na página eletrônica do Comitê da Bacia

Hidrográfica do rio São Francisco (CBHSF). Para caracterizar a situação do saneamento

básico, foram levantados dados secundários, tais como informações do censo demográfico

(IBGE, 2010), informações relacionadas com a prestação de serviços de saneamento básico

da área de estudo (SNIS, 2016) e dados primários – informações obtidas em campo e em


visita às prefeituras municipais. Em seguida, foi analisada a prestação dos serviços entre os

quatro municípios com a finalidade de constatar se atingem as metas para a universalização

do saneamento básico do Plano Nacional do Saneamento Básico (PLANSAB) até 2033.

Além disso, a situação de cada município foi comparada com a situação do estado.

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Em relação aos serviços de abastecimento de água potável, as áreas urbanas de

Abaré, Chorrochó e Lagoa Grande apresentam bom atendimento, onde mais de 97% da

população é atendida com rede de distribuição de água potável; Macururé atende 79,92%

da população urbana (IBGE, 2010). As demais localidades são abastecidas por meio de

outras formas - predominantemente pela Operação Carro-Pipa do Exército Brasileiro, a qual

leva água potável para localidades com deficiência e dependentes deste serviço (Figura 2).

Em 2016, Abaré, Chorrochó e Lagoa Grande atingiram 100% da população urbana com

abastecimento através de rede de distribuição, superando a média dos estados, cujo valor é

de 95% para a Bahia e 89% para Pernambuco (SNIS, 2016). O PLANSAB possui como

meta para abastecimento de água potável por rede de distribuição e por poços ou nascentes

no nordeste brasileiro, para 2018, o atendimento a 98% dos domicílios urbanos; assim,

apenas Macururé fica abaixo da meta estabelecida.

No que tange ao abastecimento de água, 65% da população total de Abaré e de

Chorrochó é atendida com abastecimento de água potável, enquanto em Macururé o

atendimento chega a 53%, e em Lagoa Grande chega a 60%. As médias estaduais são de

80% na Bahia e de 78% em Pernambuco. Ao comparar com a meta estabelecida pelo

PLANSAB para a região nordeste, em 2018, a população total dos quatro municípios está

abaixo dos 85% de atendimento pretendido; isso ocorre devido às dificuldades no

fornecimento de água potável em qualidade e quantidade para os aglomerados rurais dos

municípios; à inexistência de cadastro técnico nas redes de abastecimento, instalações

hidráulicas e equipamentos; e à capacidade de reservação abaixo do recomendado.

No que se refere aos sistemas de esgotamento sanitário dos municípios (Figura 3),

nota-se que nas áreas urbanas e rurais, há a predominância do uso de fossas rudimentares

para a disposição final de esgoto doméstico (IBGE, 2010). A baixa cobertura de rede

coletora de esgoto doméstico – principalmente em Macururé que não possui convênio de

cooperação para a gestão do sistema de esgotamento sanitário – reflete a necessidade de

aumento na infraestrutura deste serviço. Em relação à população rural, destaca-se a

existência de rede coletora de esgoto em Chorrochó e Lagoa Grande. Ainda assim, há a

predominância do uso de fossas rudimentares, além da disposição final em fossas sépticas


ou outros tipos (como valas); nota-se também a falta de informações sobre o esgotamento

sanitário nos municípios estudados. Dentre as deficiências e carências na região, estão à

ausência ou a não operação dos sistemas de coleta e tratamento de esgoto doméstico, além

da inexistência de incentivos para construção de sistemas unitários em áreas urbanas (não

atendidas pela rede coletora) e rurais. Considerando o total de domicílios dos 4 municípios,

há rede coletora de esgoto doméstico disponível para 46% deles. O atendimento aos

domicílios urbanos e rurais servidos por rede coletora ou fossa séptica também se encontra

abaixo da meta estabelecida no PLANSAB para a região nordeste, a qual é de 59% para

2018. De acordo com o SNIS (2016), o percentual de população total atendida com

esgotamento sanitário é de 35% em Abaré, 24% em Chorrochó, 54% em Lagoa Grande e,

atualmente, este serviço não é prestado em Macururé. O atendimento da população urbana

supera as médias estaduais de 49% na Bahia e de 32% em Pernambuco; para os

municípios de Chorrochó e Macururé não constam dados sobre este serviço (SNIS, 2016).

Figura 2: Tipos de abastecimento de água potável por domicílio (%).

Fonte: IBGE (2010).

Figura 3: Tipos de esgotamento sanitário por domicílio.

Fonte: IBGE (2010). Para os resíduos sólidos foi estimada a geração anual, a quantidade de recicláveis

gerados, coletados e recuperados para a população estimada em 2017. Nenhum dos

munícipios estudados possui pesagem ou algum tipo de controle dos resíduos gerados,

desta forma foi considerada a estimativa do Ministério das Cidades de 0,60 kg/hab.dia para

municípios de até 15.000 habitantes e de 0,65 kg/hab.dia para municípios de 15.0001 a

50.000 habitantes. As estimativas são apresentadas na Tabela 2.

Dos quatro municípios analisados, somente Chorrochó possui coleta seletiva – o

atendimento é prestado a 25% da população, e a taxa de recuperação é de apenas 10% dos

recicláveis (ASCOBA, 2017). Neste contexto, conforme Figura 4, nota-se que do total de

resíduos gerados, apenas 201 t/ano de materiais recicláveis são coletados e 20 t/ano são


recuperados. Em relação ao total de resíduos gerados nos quatro municípios, estes valores

representam 4% dos resíduos recicláveis gerados nos quatro municípios são coletados e

apenas 1% destes são recuperados (ENVEX, 2018).

Tabela 2: Geração anual de resíduos, em relação à população urbana e rural. Município Abaré Chorrochó Macururé Lagoa Grande

Local Urbana Rural Urbana Rural Urbana Rural Urbana Rural

População (2017) 11.054 9.239 6.082 5.450 3.276 5.520 17.567 8.680

Geração Anual (t/ano) 2.623 2.192 1.332 1.194 717 1.209 4.168 2.059

Fonte: EnvEx Engenharia e Consultoria (2018). De acordo com o PLANSAB (2013), a meta para 2018 é a não existência de

municípios com a disposição final de resíduos inadequada. No entanto, esta não é a

realidade apresentada pela maioria dos municípios brasileiros. Dentre os municípios

estudados, nenhum possui destinação final dos resíduos em aterro sanitário, que seria a

maneira adequada para disposição final (ENVEX, 2018). A geração anual de resíduos de

resíduos da construção civil (RCC) e de resíduos de serviços de saúde (RSS) também foi

estimada. Para a projeção da geração de RCC nos municípios, utilizou-se a estimativa do

Diagnóstico de Resíduos Sólidos da Construção Civil (IPEA, 2012) de 0,5 ton/hab.ano. A

projeção da geração de RSS foi baseada no índice de geração per capita de 0,980

kg/hab.ano, para o estado da Bahia e 0,360 kg/hab.ano para o estado de Pernambuco,

estimativa apresentada no Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil (ABRELPE, 2016). A

Tabela 3 apresenta as estimativas de geração de RCC e RSS para 2017. Nenhum dos 4

municípios possui gestão correta dos RCC, e o descarte é realizado juntamente com os

resíduos domiciliares nos lixões – estima-se que mais de 30 mil toneladas de RCC são

destinadas de forma e em local irregular. Quanto aos RSS, apenas Abaré e Lagoa Grande

possuem contrato com empresas terceirizadas para coleta, transporte e destinação final

ambientalmente adequada desses resíduos. Macururé e Chorrochó destinam em torno de

19 mil toneladas de resíduos perigosos inadequadamente.

Tabela 3: Geração anual de resíduos da construção civil e de serviços de saúde. Município População Total em 2017 Geração de RCC (t/ano) Geração de RSS (t/ano)

Abaré 20.293 10.147 19.887

Chorrochó 11.532 5.766 11.301

Macururé 8.796 4.398 8.620

Lagoa Grande 26.247 13.124 9.449

Fonte: EnvEx Engenharia e Consultoria (2018).


A inexistência de receitas e indicadores de drenagem urbana e manejo de águas

pluviais é comum a todos os municípios. Além disso, não há exigência de projetos de

drenagem para a implantação de novos loteamentos e abertura de ruas. Apenas o município

de Lagoa Grande possui 1,35% (500 metros) (Figura 5), de suas vias pavimentadas com

galerias de águas pluviais. Os demais municípios não possuem sistemas de microdrenagem

adequados para a drenagem urbana e manejo de águas pluviais. Apesar das poucas chuvas

que ocorrem na região, foram reportadas, pelos moradores, ocorrências de alagamentos;

fator que poderia ser evitado com investimentos na pavimentação e sistemas de

microdrenagem adequados nos municípios. Porém, a drenagem urbana não se encontra na

lista de prioridades dos municípios, e obras para a implantação de redes e galerias não

estão previstas. O PLANSAB apresenta metas relacionadas com a porcentagem de

municípios com ocorrências de inundações e/ou alagamentos na área urbana apenas para

2033, assim não é possível fazer a comparação da situação atual com as metas

estabelecidas pelo PLANSAB.

Figura 4: Geração anual de resíduos domiciliares (t/ano) em 2017.


Figura 5: Extensão da pavimentação e rede de drenagem 2017.


Com relação à estrutura institucional, os municípios de Abaré e Chorrochó possuem

Convênio de Cooperação com o Estado da Bahia para a gestão compartilhada dos serviços

de abastecimento de água e esgotamento sanitário; em Lagoa Grande estes serviços são

operados pela prestadora de serviços do estado por meio de contrato de programa. Em

relação à fiscalização e regulação destes serviços, estas são realizadas pelas agências

reguladoras estaduais nos três municípios citados. Em Macururé, não há órgão responsável

pela operação, fiscalização e regulação dos serviços de abastecimento de água e

esgotamento sanitário, sendo estes de responsabilidade da administração pública;

atualmente o serviço de esgotamento sanitário está fora de operação. A gestão dos serviços


de limpeza urbana e manejo de resíduos sólidos e manejo de águas pluviais e drenagem

urbana é realizada pela administração pública nos municípios estudados. Apesar da

existência de prestadora de serviços (para abastecimento de água e esgotamento sanitário)

em três dos quatro municípios, ainda há falhas na oferta dos serviços à população,

principalmente no que tange às comunidades e aglomerados rurais. Nota-se que a estrutura

institucional que rege os serviços de saneamento básico influencia diretamente na qualidade

dos mesmos, principalmente em relação ao conhecimento técnico para a operação,

fiscalização e regulação. A forma da prestação de serviços desencadeia carências como

falha na comunicação entre os responsáveis pelos serviços, equipe técnica reduzida e

insuficiente, além da falta de informações a respeito dos serviços de saneamento básico.

Com base no exposto acima, a Tabela 4 apresenta problemas referentes às falhas

na infraestrutura de saneamento básico dos municípios potencialmente degradadores dos

recursos hídricos percebidos em campo.

Tabela 4: Condições de degradação hídrica por eixo de saneamento básico.

Município Condição de Degradação Hídrica ABASTECIMENTO DE ÁGUA

Abaré Localidades rurais com problemas de abastecimento de água potável.

Chorrochó Precariedade dos sistemas de abastecimento de água; conflito existente com agricultores em

relação aos usos da água e as suas prioridades.

Macururé Problemas de abastecimento de água, com exceção as áreas que estão situadas no alcance da

adutora. Lagoa Grande Localidades rurais apresentam problemas de abastecimento de água potável.

ESGOTAMENTO SANITÁRIO

Abaré Distrito de Ibó apresenta problemas com a rede coletora e a estação de tratamento de esgoto; a

área rural dispõe majoritariamente de fossas rudimentares, valas ou outros escoadouros que podem vir a contaminar poços e corpos d’água.

Chorrochó Utilização de fossas rudimentares e ocorrência de esgoto a céu aberto na sede e em vários

pontos no distrito de Barra do Tarrachil. Macururé Ocorrência de esgoto a céu aberto na área urbana.

Lagoa Grande Operação parcial do sistema de esgotamento sanitário; pontos de lançamento de esgoto a céu

aberto no distrito de Vermelhos. LIMPEZA URBANA E MANEJO DE RESÍDUOS SÓLIDOS

Abaré Ausência de lixeiras apropriadas; a coleta de resíduos domiciliares não atende as comunidades

rurais.

Chorrochó Ausência de lixeiras apropriadas; a coleta de resíduos domiciliares não atende as comunidades

rurais. Macururé Necessária limpeza urbana, para que os rejeitos não sejam carregados para os corpos hídricos.

Lagoa Grande Ausência de lixeiras apropriadas; a coleta de resíduos domiciliares não atende as comunidades

rurais. MANEJO DE ÁGUAS PLUVIAIS E DRENAGEM URBANA

Abaré Inexistência de sistemas de microdrenagem (ocorrências de alagamentos no distrito de Ibó). Chorrochó Inexistência de sistemas de microdrenagem (ocorrências de alagamentos na sede municipal).

Macururé Inexistência de sistemas de microdrenagem (ocorrências de alagamentos na localidade de

Formosa). Lagoa Grande Problemas causados por alagamentos devido à falta de redes de galerias pluviais na sede. Fonte: EnvEx Engenharia e Consultoria (2018).


CONCLUSÃO

Por meio dos dados apresentados, nota-se a fragilidade dos municípios em relação à

ausência das infraestruturas adequadas nos quatro eixos do saneamento básico. Devido a

esta fragilidade, metas estabelecidas pelo PLANSAB demonstram que estas não estão

sendo cumpridas quando analisados os dados e confrontados com a realidade nestes

municípios. Por fim, a necessidade de investimentos é alta para as melhorias necessárias

aos serviços de saneamento básico – as quais culminam na melhoria das condições

sanitárias e da qualidade de vida da população.

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DISPOSITIVOS DE CONTROLE DE PROCESSOS EROSIVOS:DISPOSITIVOS DE CONTROLE DE PROCESSOS EROSIVOS:DISPOSITIVOS DE CONTROLE DE PROCESSOS EROSIVOS:DISPOSITIVOS DE CONTROLE DE PROCESSOS EROSIVOS: AÇÕES APLICADAS NA OBRA DE IMPLANTAÇÃO DO CONTORNO RODOVIÁRIO DE FLORIANÓPOLISAÇÕES APLICADAS NA OBRA DE IMPLANTAÇÃO DO CONTORNO RODOVIÁRIO DE FLORIANÓPOLISAÇÕES APLICADAS NA OBRA DE IMPLANTAÇÃO DO CONTORNO RODOVIÁRIO DE FLORIANÓPOLISAÇÕES APLICADAS NA OBRA DE IMPLANTAÇÃO DO CONTORNO RODOVIÁRIO DE FLORIANÓPOLIS

Renato Muzzolon Jr (Eng. Ambiental, PUCPR, Curitiba-PR), [email protected]

Alison Mendonça da Silva (Eng. Sanitarista e Ambiental, http://lattes.cnpq.br/2524543497265204 ) [email protected]

Danielle Veloso Rovaris (Acadêmica de Engenharia Ambiental e Sanitária, UNISUL, Palhoça-SC) [email protected]

Giuliano Eugênio de Souza (Engenheiro Ambiental e Sanitarista, UFSC, Florianópolis – SC) [email protected]

Marco Aurélio Schneider Ristow (Biólogo, UFSC, Florianópolis – SC) [email protected]

Resumo: Os dispositivos de controle, de maneira geral, são preventivos e corretivos. As ações para aplicação destes nas obras do Contorno Rodoviário de Florianópolis foram executadas de maneira rápida e eficaz, atendendo as recomendações e exigências do DNIT, dos programas do Plano Básico Ambiental (PBA) e demais diretrizes de Meio Ambiente. O RIP-RAP foi aplicado em algumas encostas de cursos hídricos; rachão e manta geotêxtil foram utilizados de maneira combinada para e execução de filtros. Foram executadas valas de drenagem provisórias, protegidas por cobertura de manta geotêxtil e aplicação dos rachões. As bacias de contenção e sedimentação foram revestidas com manta geotêxtil. A barreira de siltagem foi aplicada ao longo de taludes em pontos frágeis para contenção de sedimentos. Evidenciou-se que a aplicação dos dispositivos de controle foi ao encontro do exigido no Plano Básico Ambiental, assegurando e cumprindo também os requisitos legais quanto a preservação das Áreas de Proteção Permanente envolvidas. Os processos erosivos gerados pela movimentação de veículos e maquinários foram devidamente controlados pelo uso dos dispositivos de controle. Foi possível mitigar e controlar os impactos ambientais da obra. Destaca-se, ademais, o objetivo de manter as características dos corpos hídricos afetados pela obra. Palavras-chave: Obras rodoviárias; Processos erosivos; Impacto ambiental.

THE ACTIVITY OF ENVIRONMENTAL SUPERVISION: THE EXECUTION OF THE ACTIVITY OF ENVIRONMENTAL SUPERVISION: THE EXECUTION OF THE ACTIVITY OF ENVIRONMENTAL SUPERVISION: THE EXECUTION OF THE ACTIVITY OF ENVIRONMENTAL SUPERVISION: THE EXECUTION OF

THE CONTOUR OF FLORIANÓPOLISTHE CONTOUR OF FLORIANÓPOLISTHE CONTOUR OF FLORIANÓPOLISTHE CONTOUR OF FLORIANÓPOLIS Abstract: In general basis, the control devices are either preventive and corrective. The actions taken to environmental protection for the execution of the Florianópolis Road Contour were made quickly and efficiently, attending to the Environment requirements. RIP-RAP was applied at the edge of water courses; rockfill and cover of exposed soil using a geotextile blanket were executed together. The provisional drainage were protected by the geotextile blanket cover and by the application of rocks. The settlement basins were coated with geotextile blanket. The silt barrier was used in the descents of the slopes and soil accumulations. The application of control has the same goal that the Environmental Basic Plan, protecting the areas of permanent protection. The erosive processes generated by the movement of vehicles were duly controlled by the use of control devices. It was possible to


mitigate and control the environmental impacts of the construction. Besides, is highlighted the objective of maintaining the integrity of the water bodies affected by the road. Keywords: Road construction; Erosive Processes; Environmental Impacts

1. INTRODUÇÃO

A erosão é um processo pelo qual materiais terrosos e rochosos são desagregados,

desgastados ou dissolvidos e transportados por agentes causadores de erosão, como a

água (BRITO, 2012, Apud IPT, 1986). Brito (2012) afirma que a erosão hidrica é um dos

processos com maior capacidade degradadora do solo. Segundo Drumond e Bacellar

(2006), a aceleração nos processos erosivos pode causar danos irreversíveis a paisagem.

Obras rodoviárias são fatores da ação antrópica que causam a degradação do solo num alto

impacto a curto prazo, visto o caráter das atividades necessárias para a instalação dos

empreendimentos, cita-se supressão vegetal, escavações, taludamentos de encostas e

terraplenagem, essas ações em conjunto com as altas precipitações iniciam, aceleram e

aumentam os processos erosivos.

Durante as obras de implantação do Contorno Rodoviário de Florianópolis é

necessário, conforme previsto em projeto, realizar atividades de alto impacto ambiental no

solo em diversas áreas. Ainda na fase de projeto, são detectadas as áreas suscetíveis aos

processos erosivos, bem como as medidas de controle a serem implementadas, podendo

ser provisórias ou permanentes.

As medidas de controle chamadas de provisórias são as aplicadas em caráter

temporário, sempre utilizadas durante o andamento das obras. Estas, são de rápida

instalação e possuem eficiência pontual, pois há acúmulo de sedimentos, fazendo com que

o dispositivo de controle de drenagem necessite manutenção periódica, ainda, conforme

ocorre o avanço das etapas de construção, esses dispositivos já não possuem aplicabilidade

no local. As medidas de controle permanentes são aquelas já determinadas no projeto

executivo, mas sempre tendo como característica a capacidade de evitar os processos

erosivos permanentemente ou por longos períodos (quando há necessidade de manutenção

esporádica na medida adotada).

O controle dos processos erosivos é feito para que, além de mitigar os impactos

previstos, o meio ambiente continue a se desenvolver da maneira eficiente. Os principais

problemas trazidos pela erosão em obras rodoviárias são os impactos nos corpos hídricos

da região, como assoreamento, aumento de turbidez, carreamento de material sólido, entre


outros. Os dispositivos de controle de processos erosivos são, de maneira geral, aplicados

provisoriamente, em caráter preventivo e corretivo, com objetivo de conter o potencial

danoso da erosão.

2. MATERIAIS E MÉTODOS

O Contorno Rodoviário de Florianópolis, localizado nos municípios de Palhoça, São

José, Biguaçu e Governador Celso Ramos no estado de Santa Catarina (Figura 1),

encontra-se em execução desde maio de 2014, amparado legalmente pela Licença de

Instalação 1004/2014 do IBAMA.

Figura 1. Traçado do Contorno Rodoviário de Florianópolis. (Autopista Litoral Sul 2018)

Fonte: Autopista Litoral Sul, 2018.

O Plano Básico Ambiental (PBA), através do Subprograma de Monitoramento e

controle de Processos Erosivos, preconiza que as ações preventivas ou corretivas para os

processos erosivos são: Minimizar perdas de solo e evitar assoreamentos, manter

características de solo das áreas diretamente afetadas, restabelecer condições originais do

solo após desmobilizações, evitar assoreamento de drenagem natural e artificial,

restabelecer condições naturais de drenagem e, por fim, estabelecer e consolidar

mecanismos para controle dos processos erosivos. Para atender toda a extensão da obra, o

subprograma estabelece quatro atividades, determinadas e detalhadas, para garantir a

eficiência do mesmo, conforme a Figura 2.


Figura 2. Descrição das ações do Subprograma de Monitoramento e Controle de Processos Erosivos

do PBA.

Fonte: Avistar Engenharia, 2018

Os dispositivos de controle de processos erosivos utilizados, preventiva ou

corretivamente, foram:

• Bacia de sedimentação/decantação: Escavações no terreno que tem a

finalidade de conter os sedimentos carreados pela água. Baseiam-se no

volume de contribuição da bacia do local em que se pretende instalar. Na

saída de extração pode ser instalado uma barreira com rachão ou manta

geotêxtil.

• Barreira de siltagem: Barreira executada com mantas geotêxteis e estacas de

madeiras fixadas no solo. Esse dispositivo é instalado com objetivo de reter

sedimentos dentro dos corpos hídricos e, ainda, delimitar a faixa de domínio

da obra com propriedade lindeira, inviabilizando a passagem do material fino

para fora da faixa licenciada.

• RIP-RAP: Dispositivo que tem por finalidade conter a erosão servindo como

obturador. Trata-se de solo, cimento ou areia ensacados, sendo enfileirados

e/ou empilhados, atuando como contentor.

• Enrocamento: Estrutura formada de pedras brutas oriundas da primeira

britagem, o rachão é disposto em formato de leira. Para a contenção de

frações mais grosseiras de solo é instalada no interior dos cursos d’água.

Para a estabilização é instalada nas margens; para conter os sedimentos

resultantes da movimentação de maquinário é instalado nas bordas dos

caminhos de serviço e, por fim, são aplicados também como dissipadores de

energia.

• Descidas d’água: Dispositivo executado em lona plástica com leiras nas

bordas dos taludes de aterro com o objetivo de direcionar o fluxo de água

para uma única descida, evitando processos erosivos ao longo do talude.



O RIP-RAP foi aplicado como método preventivo nas encostas. As sacarias são

assentadas formando uma parede rente a encosta do corpo hídrico, de modo a funcionar

como uma contenção contra o fluxo d’água das chuvas, controlando o carreamento de

sedimentos para o corpo hídrico. A aplicação de RIP-RAP para a contenção de encostas se

mostrou eficiente, conforme as Figuras 3 e 4.

Figura 3. RIP-RAP na encosta de corpo hídrico


Figura 4. RIP-RAP em proteção de drenagem


De maneira a garantir a eficiência dos dispositivos, optou-se pela combinação ou

atuação conjunta dos mesmos. Os dispositivos combinados foram o enrocamento e a

cobertura do solo exposto, usando a manta geotêxtil em bacias de contenção de

sedimentos, conforme a Figura 5. Também foram executadas valas de

drenagem provisórias, com filtro em rachão e manta geotêxtil à jusante, como exemplificado

na Figura 6.

Figura 5. Bacia de contenção provisória com

aplicação de rachão e manta geotêxtil para

filtragem


Figura 6. Proteção de rachão e filtro de manta

geotêxtil com rocha, à jusante da vala de

drenagem



O uso da manta geotêxtil combinado com a aplicação dos rachões, de maneira

preventiva e corretiva, mostrou-se eficiente e fundamental para o andamento das obras,

confirmando a capacidade de controle dos processos erosivos.

As bacias de contenção são os dispositivos que mais necessitam de manutenção,

tendo em vista a necessidade de retirada dos sólidos sedimentados. Com o objetivo de

lançar a água nos corpos hídricos em condições aceitas pelos órgãos ambientais, as bacias

de contenção mostraram eficiência quanto a solução da problemática de controlar os

processos erosivos.

As bacias de sedimentação instaladas foram revestidas com manta geotêxtil, a fim

de servir como meio filtrante, e também para evitar erosão nas encostas das bacias. Ocorre

o abastecimento da bacia através de bombeamento (Figura 7) e a saída ocorre por

extravasão (Figura 8), nota-se que o abastecimento se sucede com entrada de água e

sólidos, alterando a cor da mesma, na extravasão a água volta a ter o aspecto transparente.

Figura 7. Bacia de sedimentação à montante do

corpo hídrico (entrada de água).


Figura 8. Bacia de sedimentação à montante do

corpo hídrico (saída de água).


Foi aplicada barreira de siltagem ao longo de taludes de aterro e em conjunto com

descidas d’água, evitando assim que haja carreamento de solo para os corpos hídricos e

para fora da faixa de domínio, conforme a Figura 9 e Figura 10. Destaca-se que para

garantir a eficiência das barreiras de siltagem, as estacas não ultrapassam a distância de

1,5 metros.


Figura 9. Descida d’água e barreira de siltagem

aplicada em cerca da faixa de domínio.


Figura 10. Barreira de siltagem e rachões

aplicados para proteger corpo hídrico


4. CONCLUSÕES

A aplicação dos dispositivos de controle de processos erosivos, haja vista a função e

a aplicabilidade de cada um dos métodos, têm se demonstrado eficientes na prevenção e

mitigação do carreamento de sedimentos. Com isso, tem-se atingido o objetivo de manter as

características naturais dos corpos hídricos afetados pela obra.

A aplicação do RIP-RAP e enrocamento, além de barreiras de siltagem, para

proteção das encostas dos corpos hídricos assegurou a preservação das Áreas de Proteção

Permanente envolvidas e tem evitado o assoreamento de corpos hídricos.

Os impactos gerados pela movimentação de veículos e maquinários (referentes aos

processos erosivos) foram devidamente controlados pelo uso dos dispositivos de drenagem

provisórios combinados com os dispositivos de controle temporários, como a aplicação de

filtros de rachão e manta geotêxtil em diferentes situações.

As ações aplicadas na obra do Contorno Rodoviário de Florianópolis têm sido

executadas de maneira eficaz, atendendo as recomendações e exigências dos órgãos

fiscalizadores, da Licença de Instalação, dos programas do Plano Básico Ambiental e

demais diretrizes de Meio Ambiente que norteiam o andamento da obra.

REFERÊNCIAS Brito, A. d. (2012). Estudos da erosão no ambiente urbano, visando planejamentoe controle ambiental no Distrito Federal. Universidade de Brasília, Departamento de Engenharia Florestal, Brasília.

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Revista Técnico-Científica do Crea-PR - ISSN 2358-5420 – Edição especial–Outubro de 2018 - página 1 de 10

ESTIMATIVA DOS GASES DE EFEITO ESTUFA DO CULTIVO DA

SOJA EM UMA LOCALIDADE EM CAÇAPAVA DO SUL-RS

Pedro Daniel da Cunha Kemerich (Docente, UNIPAMPA); [email protected]

Ana Rafaela Freitas Dotto (Discente de Engenharia Ambiental e Sanitária, UNIPAMPA);

[email protected]

Mateus Guimarães da Silva (Docente, UNIPAMPA); [email protected]

Resumo: O crescimento da população mundial tem influenciado o aumento significativo da

produção de soja. Essa produção acaba por ocasionar diversos impactos sociais e

ambientais, principalmente relacionados ao aquecimento global, se fazendo necessária a

busca por metodologias que auxiliem na identificação e contabilização dos mesmos. A

avaliação do ciclo de vida é uma ferramenta estratégica de gestão ambiental que contabiliza

as emissões por fontes específicas em determinadas áreas geográficas. Neste trabalho

foram identificadas e quantificadas as principais etapas e os insumos presentes no cultivo

da soja em uma propriedade do município de Caçapava do Sul, para que fosse possível

estimar as emissões dos gases de efeito estufa. Concluiu-se que o cultivo de soja contribui

para o impacto de aquecimento global, com o valor igual a 0,56 kg CO2eq/kg soja colhida,

sendo que as principais fontes de emissão são derivadas da aplicação do calcário no solo e

produção dos insumos, especialmente dos herbicidas.

Palavras-chave: agricultura, mudanças climáticas, fatores de emissão.

ESTIMATION OF GREENHOUSE GASES OF SOYBEAN

CULTIVATION IN A LOCALITY IN THE CITY OF CAÇAPAVA DO SUL-

RS

Abstract: The world population growth has influenced the significant increase in soybean

production. This production results in several social and environmental impacts, mainly

related to global warming, being necessary to make a research by methodologies that help in

the identification and accounting of them. The life cycle assessment is a strategic

environmental management tool that accounts for emissions by specific sources in

geographic areas. In this work, it was identified and quantified the main stages and the inputs


present in the soybean cultivation in a locality in the city of Caçapava do Sul, so that it was

possible to estimate the emissions of greenhouse gases. It was concluded that the cultivation

of soybean is relevant to the impact of global warming, with the value equal to 0,56

kgCO2eq/kg soybean harvested, being that the main sources of emission are derived from the

application of limestone in the soil and production of inputs, especially the herbicides.

Keywords: agriculture, climatechange, emissionfactors.

1. INTRODUÇÃO

A agricultura é um dos setores que mais crescem no Brasil devido ao aumento

populacional mundial e a necessidade de produção e exportação de alimentos, porém esse

acréscimo é uma das principais questões que ocupam as preocupações no século XXI

(FREITAS; MENDONÇA, 2016). Entre as commodities agrícolas, a soja (Glycine max) é a

principal oleaginosa cultivada no mundo devido ao seu alto valor proteico, muito relevante

na alimentação humana e de animais criados para o abate. Além disso, o Brasil possui a

segunda maior produção e área plantada dessa commodity, atrás apenas dos EUA

(CARVALHO, 2012).

A soja é produzida em um sistema de agricultura moderna industrial, fundamentado no

uso de energia fóssil, insumos industriais, fertilizantes químicos, agrotóxicos, mecanização,

pouca mão-de-obra, variedades geneticamente modificadas de alto potencial produtivo além

de muitos outros recursos não renováveis. Esse modelo agrícola chama a atenção para

impactos ambientais associados ao seu cultivo, trazendo relevância para a aplicação de

metodologias de avaliação de desempenho ambiental de sua cadeia produtiva (GRILLO et

al, 2016).

Dentre os problemas associados à produção da soja, estão as emissões atmosféricas

de origem antrópica, onde os gases relacionados a essas emissões são gerados em

importantes etapas do cultivo. O uso de fertilizantes nitrogenados e o consumo de

combustíveis fósseis são alguns exemplos de fontes de emissões de gases de efeito estufa

(GEE), sendo que os principais são o metano (CH4), dióxido de carbono (CO2) e óxido

nitroso (N2O). Estima-se que o setor agrícola contribua com 20% do aumento do poder

radioativo global, ocasionando em um acréscimo na concentração dos GEE na atmosfera e

causando assim, um aquecimento além do natural (IPCC, 2006). Esses GEE têm a

propriedade de reter uma parte da radiação solar que é transformada em radiação


infravermelha (calor) na superfície do planeta. Assim, parte do calor fica retida entre

atmosfera e a superfície, o que tem provocado um aumento da temperatura média do

planeta, levando a mudanças no clima (IPCC, 2007). As mudanças climáticas ocasionam

severas consequências para os seres vivos, sendo assim necessária a busca por

ferramentas, como o inventário de emissões, que sejam capazes de identificar, quantificar e

qualificar as emissões provenientes de fontes específicas em determinadas áreas

geográficas. Podendo assim, realizar o desenvolvimento de planos estratégicos para o

gerenciamento de qualidade ambiental e controle de emissões.

2. METODOLOGIA

Neste trabalho foram investigadas as emissões dos gases de efeito estufa e o

potencial impacto de aquecimento global do cultivo da soja utilizando a metodologia de

Avaliação de Ciclo de Vida. A aplicação desta metodologia possibilita a identificação,

quantificação e avaliação dos impactos ambientais decorrentes do ciclo de vida de um

produto, desde a aquisição das matérias-primas, produção, uso, tratamento pós-uso,

reciclagem até a disposição final (ABNT, 2009).

O estudo foi baseado nos dados coletados do cultivo da soja em uma propriedade

rural do município de Caçapava do Sul, localizada na região sul do estado do Rio Grande do

Sul, cujas coordenadas geográficas são 30°39’25.75’’ Latitude Sul e 53°14’19.98’’ Longitude

Oeste. A propriedade possui 750 hectares de área plantada e a produtividade da soja é

aproximadamente 2,99 t/ha.

O escopo do estudo de avaliação do ciclo de vida compreende as principais etapas do

cultivo da soja, desde o preparo do solo, plantio até a colheita. Além disso, foi realizada a

análise das emissões diretas e indiretas em uma tonelada de soja, sendo que as emissões

diretas abrangem as emissões oriundas da produção dos insumos utilizados, e as indiretas

abrangem as emissões procedentes da aplicação ou consumo desses insumos nas etapas

do cultivo, conforme apresentado na Figura 1.


Figura 1. Fronteiras da avaliação do ciclo de vida do cultivo da soja.

Fonte: Autores (2018).

Para estimar tanto as emissões diretas quanto indiretas, foram utilizados fatores de

emissões estabelecidos pelo IPCC e publicados por pesquisadores que retratam os cenários

brasileiros. As emissões da produção e transporte das sementes, assim como o transporte

dos insumos até a lavoura, não foram consideradas.

O potencial impacto do aquecimento global foi estimado pela metodologia e fatores de

caracterização (global warming potential, GWP) estabelecidos pelo IPCC (2014). Os fatores

de caracterização indicam o quanto um GEE específico contribui para o aquecimento global

em comparação com o CO2 (substância de referência). Os gases de efeito estufa analisados

foram o dióxido de carbono (CO2), metano (CH4) e óxido nitroso (N2O). Para um horizonte

de 100 anos (GWP-100), o GWP para CO2, CH4 e N2O são 1 kg CO2/kg CO2, 34 kg CO2/kg

CH4 e 298 kg CO2/kg N2O, respectivamente. Deste modo, é possível expressar todos os

gases com base em CO2eq, conforme a Equação 1:

�� =��. �

(1)

Em que �� é o indicador de emissão dos GEE (kg CO2eq); �� é o fator de

caracterização do GEE (kg CO2eq/kg GEE) e � é a quantidade do GEE (kg).


3. ANÁLISE GERAL DO PROCESSO

3.1 Etapas do cultivo da soja e inventário dos insumos

3.1.1 Preparo do solo

Primeiramente é realizado o preparo do solo com a aplicação dos herbicidas 2-4D Aminol e

Glifosato, e do calcário dolomítico. Essas aplicações são feitas com trator pulverizador

autopropelido (motor a cilindro) e as quantidades utilizadas estão demonstradas na Tabela

1.

Tabela 1. Quantidade de insumos utilizados no preparo do solo

Insumo Quantidade Unidade

2-4D aminol 2 L/ha

Glifosato 2 L/ha

Calcário 2,5 t/ha

Diesel 1,6 L/ha


3.1.2 Plantio da soja

Na etapa do plantio é utilizado 60 kg de semente por hectare. Posteriormente, é realizada a

aplicação do fertilizante NPK (nitrogênio, potássio e fósforo) e uma segunda aplicação do

herbicida Glifosato. Se caso houver necessidade, de acordo com o monitoramento das

pragas durante essa etapa, são aplicados inseticidas e fungicidas, mas estes não foram

considerados. O plantio da soja e a aplicação do fertilizante são realizados por meio de dois

tratores agrícolas (motor - 140HP) acompanhados por plantadeiras. A segunda aplicação do

herbicida Glifosato é feita por trator pulverizador autopropelido (motor a cilindro). As

quantidades dos insumos utilizados estão demonstradas na Tabela 2.

Tabela 2. Quantidade de insumos utilizados no plantio.

Insumo Quantidade Unidade

Glifosato 2 L/ha

NPK 300 kg/ha

Diesel 21,6 L/ha



3.1.3 Colheita

A colheita da soja é realizada por meio de duas máquinas colheitadeiras (motor - 360HP). A

quantidade de diesel utilizado nesta etapa é igual a 40 L/ha.

3.2 Emissões indiretas

3.2.1 Emissões da produção dos insumos

Para estimar as emissões dos gases de efeito estufa da produção dos insumos químicos e

energéticos do ciclo de vida do cultivo da soja foi utilizada a Equação 2 e os fatores de

emissões relativos ao cenário brasileiro e estabelecidos pelo IPCC, conforme apresentado

na Tabela 3.

�� = � ��. �� (2)

Em que �� corresponde a emissão oriunda da produção do insumo, � �� é a quantidade do

insumo consumo, �� é o fator de emissão da produção do insumo.

Tabela 3 – Fator de emissão do CO2eq na produção dos insumos

Insumo

Fator de emissão

(kg CO2eq/kg)

Fonte

Calcário 0,01 Macedo et al. (2008)

Herbicida 25,00 Macedo et al. (2008)

Óleo diesel 0,33 Viana (2008)

Fertilizante - Nitrogênio (N) 3,97 Macedo et al. (2008)

Fertilizante - Fósforo (P2O5) 0,33 Carvalho (2012)

Fertilizante - Potássio (K2O) 0,40 UNFCCC (2010)

3.3 Emissões diretas

3.3.1 Emissões da aplicação dos fertilizantes nitrogenados sintéticos

A principal forma de reposição do nitrogênio no solo é por meio do uso de fertilizantes

nitrogenados. Por outro lado, sua utilização implica no aumento das emissões de gases de

efeito estufa, principalmente o óxido nitroso (N2O) (DOBBIE; SMITH, 2003). Os principais

processos envolvidos nas emissões de N2O em solos agrícolas são os de nitrificação e de

desnitrificação. Estima-se que aproximadamente 1,0% do nitrogênio aplicado como

fertilizante nitrogenado é perdido como N2O (IPCC, 2006). A Equação 3 e os fatores de

emissões apresentados na Tabela 4 foram utilizadas para calcular as emissões de óxido


nitroso proveniente do uso de fertilizantes sintéticos.

�� = �� ∙ �1 − �� !" ∙ �� (3)

Em que, �� é a emissão de óxido nitroso associado à aplicação de fertilizantes

nitrogenados sintéticos (Kg N2O-N/kg de adubo aplicado); �� é a quantidade de N

aplicado como fertilizante nitrogenado (kg); �� ! é a fração do N aplicado que

volatiliza na forma de NH3 e NOx(%); ��é o fator de emissão (%).

Tabela 4. Fatores de emissão da aplicação do fertilizante nitrogenado

Parâmetro Valor (%)

�� 0,3

�� ! 10

Fonte: IPCC (2007)

3.3.2 Aplicação do Calcário

A emissão de CO2 na calagem foi calculada utilizando-se a Equação 4 e o fator de

emissão igual a 0,13 kg CO2eq.

#��$%& =(4412 .�+ ,. ��- ,.

(4)

Em que, #��$%& é a emissão de CO2 associada à aplicação de calcário no solo (kg

CO2); �+ , é a quantidade de calcário dolomítico (CaMg (CO3)2) aplicado em kg/ha; ��- , é o fator de emissão (kg CO2eq/kg calcário); (44/12) é o fator de conversão do carbono em

gás carbônico.

3.3.3 Emissões do consumo de combustível

Para o cálculo das emissões associadas ao consumo de óleo diesel no ciclo de vida da

soja utilizou-se a Equação 5 e os fatores de emissão apresentados na Tabela 5.

#��/ ��, = (�/ ��, ∙ ��/ ��,) (5)

Em que, #��/ ��, é a emissão de CO2 associada ao consumo de óleo diesel (23#��4);


�/ ��, é a quantidade de óleo diesel consumida (L); ��/ ��, é o fator de emissão do

óleo diesel (kg CO2eq/L).

Tabela 5. Fatores de emissão do consumo do óleo diesel.

GEE Fator de emissão

(kg/L de diesel) CO2 2,68

CH4 3,00 ×10-4

N2O 2,00 ×10-5

Fonte: IPCC (2006).


O somatório total das emissões indiretas, provenientes da produção dos insumos

utilizados, alcançou um valor igual a 9,87×10-2 kg CO2eq/kg soja colhida (Tabela 6), sendo

que a produção dos herbicidas foi responsável pelo maior percentual de emissões, igual a

50,66%, devido ao elevado fator de emissão comparado com os outros insumos (Tabela 3);

seguida da produção do fertilizante nitrogenado (16,11%), produção do fertilizante potássico

(10,13%), produção do calcário (8,44%), produção do fertilizante fosfatado (7,45%) e, por

último, do diesel (7,20%).

Tabela 6. Estimativa das emissões indiretas

Insumos Emissões (kg CO2eq/kg soja)

Calcário 8,35×10-3

N 1,59×10-2

P₂O5 7,35×10-3

K₂O 1,00×10-2

Herbicidas 5,00×10-2

Diesel 7,11×10-3

Total 9,87×10-2

Analisando os dados da Tabela 7, verifica-se que a contribuição total das emissões

diretas corresponde a 46,67×10-2kg CO₂eq/kg soja colhida, sendo que 85,39% são

provenientes da etapa de aplicação do calcário, seguido do consumo do diesel nos


equipamentos agrícolas (13,9%) e aplicação do fertilizante nitrogenado (0,71%).

Tabela 7. Estimativa das emissões diretas

Insumos Emissões

(kg CO2eq/ kg soja) Consumo de diesel 6,35×10-2

Aplicação de calcário 39,00×10-2 Aplicação do fertilizante nitrogenado (N) 3,22×10-3

Total 46,67×10-2

A fim de identificar a etapa mais poluidora do ciclo de vida do cultivo da soja, as

emissões foram analisadas por etapa, conforme apresentado na Tabela 8. A etapa de

preparo do solo contribuiu para o maior percentual de emissões, isso está associado

predominantemente as emissões oriundas da aplicação do calcário, insumo utilizado para

corrigir a acidez do solo. Importante salientar que a aplicação do calcário depende da

qualidade do solo, e não é utilizado necessariamente em todas as safras em quantidade

informada na Tabela 1. A segunda fonte mais poluidora é a etapa de produção dos insumos,

seguida da colheita e plantio. Somando todas as emissões de todas as etapas foi possível

encontrar o indicador do potencial impacto do aquecimento global do ciclo de vida do cultivo

da soja igual a 0,56kg CO2eqpor kg soja colhida, valor na mesma ordem de grandeza de

outros trabalhos sobre ciclo de vida da soja encontrados na literatura (Maciel et al., 2016),

embora os escopos sejam diferentes.

Tabela 8. Emissões em cada etapa do cultivo.

Etapas Emissões

(kg CO2eq/ kg soja) Produção dos insumos (indiretas) 9,87×10-2

Preparo do solo 4×10-1 Plantio 2,49×10-2

Colheita 4×10-2 Total 5,64×10-1

5. CONCLUSÕES/CONSIDERAÇÕES FINAIS

Um inventário dos principais insumos utilizados no cultivo da soja no sul do estado

do Rio Grande do Sul foi desenvolvido com base em dados coletados in situ, o qual é uma

importante contribuição deste trabalho. A partir dos resultados das emissões dos gases de


efeito estufa, concluiu-se que o cultivo de soja contribui para o impacto de aquecimento

global, com o valor igual a 0,56 kg CO2eq/kg soja, sendo que as principais fontes de emissão

são derivadas da aplicação do calcário no solo e produção dos insumos, especialmente dos

herbicidas. Desta forma, deve ser dada atenção especial a essas fontes e desenvolver

ações para mitigar as suas emissões.

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ESTRATÉGIAS DE DESTINAÇÃO DE RESÍDUOS DA INDÚSTRIA DE CERÂMICA VERMELHA NA CIDADE DE BOA VISTA/RR

Márcia Severino da Costa1, José Frutuoso do Vale Júnior2

Resumo: A indústria da construção civil é uma das atividades humanas que mais exploram os recursos naturais disponíveis e transformam matéria prima em produtos e serviços para a população. O setor incorpora a cerâmica vermelha que apresenta um alto índice de perdas na fabricação de tijolos e telhas cerâmicas devido a fatores como a falta de monitoramento, controle de qualidade e falhas nas operações de produção. Este trabalho justifica-se pela carência de estudos e desenvolvimento de estratégias para destinação dos rejeitos provenientes da fabricação de telhas e tijolos nas indústrias ceramistas da cidade de Boa Vista/RR. Procurou-se abordar, conjuntamente, as etapas do processo de fabricação das peças do setor de cerâmica vermelha e os impactos ambientais provenientes de cada fase, listando estratégias que possibilitem a diminuição dos efeitos causados pela geração de resíduos ao longo do ciclo produtivo. Por ser considerado um poluidor em potencial e apesar das dificuldades de melhoramento e investimento devido ao baixo valor agregado de seus produtos, a indústria de cerâmica vermelha deve procurar adequar-se a uma nova pegada ambiental. Propõe-se que a indústria de cerâmica vermelha adote estratégias que se adequem à realidade local, que o planejamento e o gerenciamento dos resíduos seja focados nos geradores e que ocorram debates sobre o ciclo de vida do empreendimento e dos produtos gerados pelo setor. Além disso, recomenda-se que haja a interação entre indústria e instituições de pesquisa, facilitando o desenvolvimento e indicação de métodos e incrementos de formulação e destinação de resíduos cerâmicos. Palavras-chave: Ambiente. Indústria. Construção Civil. Impacto ambiental. Desenvolvimento sustentável.

RESIDUE STRATEGIES OF THE RED CERAMICS INDUSTRY IN THE CITY OF BOA VISTA/RR

Abstract: The construction industry is one of the human activities that most exploit the available natural resources and transform raw material into products and services for the population. The sector incorporates the red ceramics that presents a high loss rate in the manufacture of bricks and ceramic tiles due to factors such as lack of monitoring, quality control and failures in production operations. This work is justified by the lack of studies and development of strategies for the disposal of waste from the manufacture of tiles and bricks in the ceramic industries of the city of Boa Vista/RR. We sought to jointly discuss the stages of the manufacturing process of the pieces of the red ceramic sector and the environmental impacts from each phase, listing strategies that allow the reduction of the effects caused by

1 Engenheira Civil, Mestranda em Recursos Naturais no Programa de Pós-graduação da Universidade Federal de Roraima (UFRR), Boa Vista, Roraima. E-mail: [email protected]. 2 Engenheiro Agrônomo, Prof. Dr. do Programa de Pós-graduação em Recursos Naturais no Programa de Pós-graduação da Universidade Federal de Roraima (UFRR), Boa Vista, Roraima. E-mail: [email protected].


the generation of waste throughout the production cycle. Because it is considered a potential polluter and despite the difficulties of improvement and investment due to the low added value of its products, the red ceramic industry must seek to adapt to a new environmental footprint. It is proposed that the red ceramics industry adopt strategies that fit the local reality, that the planning and the management of the waste be focused on the generators and that there will be debates about the life cycle of the enterprise and the products generated by the sector. In addition, it is recommended that there be interaction between industry and research institutions, facilitating the development and indication of methods and increments of formulation and destination of ceramic waste. Keywords: Environment. Industry. Construction. Environment impact. Sustainable development.

INTRODUÇÃO

O consumismo desenfreado e a busca por bens e serviços são a principal

característica da sociedade atual, que é marcada pela ausência de padrões sustentáveis de

produção e consumo, sendo esta a causa da excessiva quantidade de resíduos gerados.

Por essa razão, o Brasil tem enfrentado problemas ambientais que assinalam a disparidade

da proporção entre indivíduos e resíduos, o que se caracteriza não só por rejeitos

domésticos, mas por todos aqueles derivados da variedade de atividades exercidas pelo

homem.

A indústria da construção civil é uma das atividades humanas que mais exploram os

recursos naturais disponíveis e transformam matéria prima em produtos e serviços para a

população. O setor incorpora a cerâmica vermelha que apresenta um alto índice de perdas

na fabricação de tijolos e telhas cerâmicas devido à falta de monitoramento e controle de

qualidade e falhas nas operações de produção. Por se constituir numa atividade geradora

de resíduos e impactos ambientais pela falta de gerenciamento destes, o setor de produção

de materiais cerâmicos tem sido alvo de estudos que definam novas perspectivas de

planejamento e implantação de alternativas no que se refere ao gerenciamento dos resíduos

produzidos pelo setor.

Tendo em vista que o Estado de Roraima possui seu PIB industrial formado,

majoritariamente, pela construção civil, que engloba o setor ceramista, e que ambos são

geradores potenciais de resíduos sólidos e causadores de impactos ambientais relacionados

à extração de matéria prima e falhas produtivas que afetam o meio ambiente, este trabalho

justifica-se pela carência de estudos e desenvolvimento de estratégias para a destinação

dos rejeitos provenientes da fabricação de telhas e tijolos cerâmicos nas indústrias

ceramistas da cidade de Boa Vista/RR.


O presente trabalho é resultado de um levantamento bibliográfico através de livros,

normas, artigos, sites, anais de congresso e documentos.

DEFINIÇÃO DE RESÍDUOS SÓLIDOS

Os resíduos sólidos são aqueles encontrados em estado sólido ou semissólido

resultantes de quaisquer atividades humana, seja industrial, doméstica, hospitalar, agrícola,

de serviços ou varrição (ABNT, 2004), que possuem lançamento inviável na natureza pelo

fato de exigir soluções técnicas e econômicas perante a melhor tecnologia disponível

(BRASIL, 2010).

A CONSTRUÇÃO CIVIL E A GERAÇÃO DE RESÍDUOS

A construção civil é uma das indústrias que não se distancia muito da definição dada

acima, pois se trata de uma atividade humana que gera resíduos originados a partir de

construções, preparação e escavação de terrenos, reformas, reparos e demolições

(BRASIL, 2010), sendo que os rejeitos provenientes destas práticas representam o maior

percentual de resíduos sólidos urbanos (CONAMA, 2002), o que contribui para o

agravamento de problemas ambientais e econômicos. Dentro desta grande indústria, se

encaixam ainda outros subsetores, entre os quais está incluído o setor ceramista.

A cerâmica vermelha reúne materiais continuadamente utilizados na construção civil,

como blocos, telhas, tijolos maciços, tubos para saneamento, lajotas, elementos vazados,

argila expandida, etc. Constitui-se num segmento de atividade econômica localmente

vinculada à transformação da argila e, geralmente, situado em regiões de maior proximidade

da matéria prima. É constituído por muitas unidades produtoras distribuídas em todos os

estados brasileiros e caracterizado por micro e pequenas empresas, atuando muitas vezes

de maneira informal (ANICER, 2015).

Em Roraima, segundo dados da Confederação Nacional da Indústria (CNI), o setor

de construção civil tem participação de 73,8% no PIB industrial do Estado. Dentre as

atividades que mais ganharam participação, a indústria de minerais não metálicos, onde se

encaixa o ramo ceramista com a produção de telhas e blocos cerâmicos, que aumentou de

0,90 pontos percentuais entre os anos de 2007 e 2013 (CNI, 2016).

Nas indústrias ceramistas, grande parte das perdas dos produtos está associada à

formação de trincas após a queima, deformidade das peças, alto índice de retração linear

devido à má formulação das massas argilosas e não observação do tratamento de

impurezas, além do alto teor de umidade da peça após extrusão. As massas argilosas e


produtos cerâmicos teoricamente perdidos não retornam ao processo produtivo, muito

menos são incorporados por outros setores industriais.

Não há um planejamento de redução de perdas, formulação de massas ou

destinação apropriada dos rejeitos cerâmicos, os quais possuem uma resistência

relativamente alta a agentes biológicos e às intempéries, e que se lançados na natureza de

maneira inapropriada, provocam problemas de saúde pública, econômicos e ambiental.

ESTRATÉGIAS DE DESTINAÇÃO DOS RESÍDUOS

Com a proposta de resolução destas problemáticas que atuam diretamente na

diminuição de renda do setor e da poluição visual causada pelo lançamento de rejeitos

cerâmicos no ambiente que está inserido o empreendimento, formulou-se o Quadro 1, onde

estão listadas as etapas do processo de fabricação das peças do setor de cerâmica

vermelha e os impactos ambientais provenientes de cada fase, seguidas de estratégias que

possibilitem a diminuição dos efeitos causados pela geração de resíduos ao longo do ciclo

produtivo.

Quadro 1 – Impactos ambientais e estratégias de destinação de resíduos cerâmicos.

Etapa Impacto Ambiental Estratégias

Extração Alteração da paisagem

• Inserção de vegetação nativa ou frutífera; • Utilização de resíduos como matéria

prima: − Lodo (esgoto e tratamento de água); − Chamote; − Cinza de casca de arroz.

Moldagem Diminuição da disponibilidade hídrica

• Reuso de efluente doméstico; • Reuso da água da chuva;

Secagem Alteração climática Aproveitamento do calor gerado no forno

Queima Alteração da qualidade do ar

• Utilização de lenha de plantio próprio; • Aquisição de fornos modernos; • Utilização de resíduos como fonte

energética: − Sobras de serrarias, serragem e

cavacos; − Casca de arroz.

Produto Geração de perdas

• Variedade e padronização de produtos; • Aprimoramento do controle de qualidade; • Controle de estocagem; • Ensaios em todas as etapas de

produção; • Convênios com instituições de pesquisa.


Etapa Impacto Ambiental Estratégias

Geração de resíduos Poluição

• Implantação de controle de qualidade; • Reutilização pela própria empresa

(logística reversa); • Reciclagem; • Incorporação à matéria prima; • Agregado britado para concreto; • Insumo moído para argamassas; • Adequação da disposição final; • Implantação de programa de

gerenciamento de resíduos sólidos. FONTE: Adaptado de Grigoletti; Sattler (2003), Kuzma et al. (2016), Santos Junior et al. (2017).

Do Quadro 1, é possível observar que em cada etapa que constitui a atividade

ceramista, desde a extração da matéria prima até a obtenção do produto final, são

observados impactos ambientais que podem ter suas consequências pormenorizadas se

forem adotadas estratégias como, por exemplo, na etapa de queima do produto, ao invés de

utilizar madeira derivada da derrubada de árvores nativas do ambiente, o que provoca a

modificação da paisagem além de influenciar na dinâmica da qualidade do ar, cada fábrica

adota a política de uso de madeira de reflorestamento. Isso possibilitará à empresa uma

melhor visão ambiental por parte de toda a sociedade e governo.

Ressalta-se que, para que cada estratégia seja implantada, são necessários estudos

de viabilidade técnica e econômica, ou seja, cada empresa poderá adotar critérios de

inserção de acordo com sua necessidade, porte físico-econômico e realidade regional. Outro

ponto a ser salientado é a ideia de geração zero de resíduos, o que não é possível, porém é

um dos maiores incentivadores de parceria das empresas envolvidas com instituições de

ensino, que desenvolverão métodos e incrementos de formulação de massa e destinação de

resíduos cerâmicos.

CONCLUSÃO

Ao propor uma política de gerenciamento eficaz de resíduos cerâmicos nas

indústrias ceramistas da cidade de Boa Vista/RR é imprescindível que o foco esteja nos

geradores de resíduos, que nada mais são do que a população, que contrata serviços de

construção e reformas e as indústrias que, quer queira ou não, geram resíduos que

necessitam de posterior destinação, seja por reutilização ou reciclagem. Também se faz

necessário que sejam debatidos assuntos relacionados à viabilidade e sustentabilidade da

implantação de novas olarias e estabelecimento das existentes, acompanhado de um


sistema organizacional que contemple o ciclo de vida do empreendimento e dos produtos

gerados pelo setor, além das formas de colaboração com a logística reversa e o

gerenciamento dos resíduos provenientes da atuação das empresas ligadas a este setor

produtivo.

Com relação ao investimento para execução das estratégias propostas, inicialmente,

pode parecer absurdamente caro, porém o benefício vem em longo prazo, na medida em

que materiais fabricados por reutilização tenham subsídios fiscais do governo, como forma

de incentivar o consumo destes pela população local. Isso possibilitará crescimento na

receita das indústrias e padronização e possibilidade de variar as fórmulas das massas

argilosas com a incorporação de resíduos em diferentes proporções, que permitam atingir

critérios físicos e mecânicos propostos nas normas regulamentadoras de telhas e blocos

cerâmicos. Estes critérios devem ser avaliados a partir de ensaios em laboratórios, o que

leva à recomendação da interação entre indústria e instituições de pesquisa, a qual

desenvolverá e indicará métodos e incrementos de formulação e destinação de resíduos

cerâmicos mais aceitáveis à realidade regional, tendo em vista que jamais existirá extinção

de perdas na produção.

Além de ser considerado um poluidor em potencial e apesar das dificuldades de

melhoramento e investimento devido ao baixo valor agregado de seus produtos, a indústria

de cerâmica vermelha deve procurar se adequar a uma nova pegada ambiental,

demonstrando uma maior preocupação com o ambiente e o desenvolvimento sustentável,

adotando algumas das estratégias listadas neste trabalho, que se adequem à realidade das

empresas e que permitam a diminuição do índice de impactos ambientais provenientes das

etapas produtivas da atividade ceramista.

REFERÊNCIAS

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR 10004: Resíduos

Sólidos - Classificação. Rio de Janeiro, 2004. 71 p.

ASSOCIAÇÃO NACIONAL DA INDÚSTRIA CERÂMICA (ANICER). Cerâmica vermelha:

Panorama do mercado no Brasil. Disponível em: <http://portal.anicer.com.br/wp-

content/uploads/2016/01/Cer%C3%A2mica-Vermelha-Panorama-do-mercado-no-

Brasil_DEZ2015.pdf>. Acesso em: 2 dez. 2016.


BRASIL. Lei n. 12305, de 2 de agosto de 2010. Institui a Política Nacional de Resíduos

Sólidos. Brasília: Diário Oficial da União, v. 3, p. 33-34, 2010.

CONFEDERAÇÃO NACIONAL DA INDÚSTRIA (CNI). Roraima: Perfil Industrial do Estado.

Disponível em: <http://perfilestados.portaldaindustria.com.br/estado/rr>. Acesso em: 6 jan.

2017.

CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE (CONAMA). Estabelece diretrizes, critérios e

procedimentos para a gestão dos resíduos da construção civil. Resolução n. 307, de 5 de

julho de 2002. Brasília: Diário Oficial da União, p. 95-96, 2002.

GRIGOLETTI, G. C.; SATTLER, M. A. Estratégias ambientais para indústrias de cerâmica

vermelha do Estado do Rio Grande do Sul. Revista Ambiente Construído, Porto Alegre, v.

3, n. 3, p. 19-32. jul./set. 2003.

KUZMA, E. L. et al. Sustentabilidade em indústrias de cerâmica vermelha por meio da

utilização de ecoinovações. Revista Gestão Industrial, Ponta Grossa, v. 12, n. 3, p. 145-

164. out./dez. 2016.

SANTOS JÚNIOR, E. L. et al. Avaliação de impacto ambiental da indústria cerâmica

estrutural como ferramenta da produção mais limpa. In: 6º International Workshop Advances

in cleaner production: “Ten years working together for a sustainable future”, 2011, São

Paulo. Anais… São Paulo: 2017.


ESTUDO COMPARATIVO DE MÉTODOS QUANTITATIVOS PARA

A PRODUÇÃO DE BIOGÁS COM APLICAÇAO NO ATERRO DE

JOÃO PESSOA - PB

Francisco Humberto de Carvalho Júnior (Professor Dr. Eng., Departamento de resíduos sólidos, Campus Maracanaú/IFCE)

[email protected] Yann Cunha Lopes (graduando em Engenharia Ambiental e Sanitária, Campus

Maracanaú/IFCE) [email protected]

João Mendes de Sousa Neto (graduando em Engenharia Ambiental e Sanitária, Campus Maracanaú/IFCE) [email protected]

Resumo: O biogás é um produto da decomposição de matéria orgânica, ele apresenta

como principais componentes o dióxido de carbono (CO2) e o metano (CH4), sendo este

último utilizado como fonte de energia. Aterros sanitários produzem uma quantia

considerável de biogás devido à grande quantidade de resíduos que são diariamente

dispostos para destinação final. Existem diferentes técnicas para a quantificação de metano

gerado, que podem ser de caráter empírico ou prático, podendo apresentar-se de forma

grosseira, considerando apenas a quantidade de resíduos sólidos domésticos disposta no

aterro, até métodos altamente complexos que considerem uma cinética de geração de

biogás e funções utilizando vários parâmetros. Neste trabalho foram analisados dois

métodos empíricos aplicados de forma teórica em um aterro sanitário e partindo dos

resultados obtidos foi possível compará-los. Foi utilizada a revisão de literatura para a coleta

de dados. Com isso, selecionou-se publicações por meio de bibliotecas e acervos

eletrônicos, com os artigos selecionados definiu-se as metodologias que seriam comparadas

e logo em seguida aplicou-se estas metodologias com base nos dados obtidos do aterro

sanitário metropolitano de João Pessoa da Paraíba. Após os resultados foi possível

observar que o método de decaimento de primeira ordem, é mais específico e detalhista que

o método de projeto, que chega a fazer estimativas grosseiras quanto a produção de biogás

a partir da estimativa de produção de metano por ano para aterros em funcionamento ou

fechados.

Palavras-Chave: Biogás, Aterro Sanitário, Metodologias.


STUDY OF QUANTITATIVE METHODS FOR THE PRODUCTION OF

BIOGAS WITH APPLICATION IN THE LANDFILL OF JOÃO PESSOA -

PB

Abstract: Biogas is a product of organic matter decomposition, it presents as main

components carbon dioxide (CO2) and methane (CH4), the latter being used as a source of

energy. Landfills produce a considerable amount of biogas due to the large amount of waste

that is daily disposed for final Destination. There are different techniques for the

quantification of methane generated, which can be empirical or practical, and can be

presented in a gross way, considering only the amount of domestic solid waste disposed of

in the landfill, up to highly Complexes that consider a kinetic generation of biogas and

functions using various Parameters. In this work two empirical methods applied theoretically

in a landfill were analyzed and from the results obtained it was possible to compare Them.

Literature review was used for data collection. With this, publications were selected by

means of libraries and electronic collections, with the selected articles defined the

methodologies that would be compared and then applied these methodologies based on the

data obtained from the landfill Metro of João Pessoa of Paraíba. After the results it was

possible to observe that the first-order decay method, is more specific and detailed than the

design method, which comes to make gross estimates as to the production of biogas from

the estimated methane production per year for Operating or Closed Landfills.

Key Words: Biogas, Landfill, Methodologies.

1. INTRODUÇÃO

A decomposição natural ou biológica da parte orgânica dos resíduos sólidos urbanos

(RSU) em condição anaeróbia provoca a produção de biogás. A energia presente nesse gás

é oriunda basicamente do percentual de metano (CH4) em sua estrutura. Em condições

favoráveis o CH4 representa de 50 a 65% do gás produzido (SILVA, 2012).

A eficiência dos gases produzidos em aterros sanitários depende do processo

microbiológico, do resíduo que é decomposto e das variáveis específicas do aterro, por

exemplo oxigênio e umidade. Existem quatro fases na produção de biogás e elas acontecem

durante a existência do aterro, para que essas fases ocorram depende de muitos fatores,


como pH, umidade, nutrientes, tipos de bactérias presentes, entre outros (MENDES;

SOBRINHO,2007).

Após a disposição dos resíduos no aterro, prevalece uma situação aeróbia por conta

da presença do oxigênio nos espaços vazios dos resíduos onde são produzidos dióxido de

carbono (CO2), água, energia e outros subprodutos, por exemplo biomassa e moléculas

complexas para a fase anaeróbia (FIRMO,2013).

A próximo estágio é a fase anóxica, não metanogênica que começa com uma

transição onde o O2 é consumido pelos microorganismos aeróbios. Ao final da fase citada a

concentração de O2 e N2 já é diminuída e a produção de CO2 é acelerada de forma

significativa e é iniciada uma pequena fase de produção de H2 (MENDES; SOBRINHO,2007;

OLIVEIRA, 2013).

Na fase metanogênica destacam-se as ações dos microorganismos acetotróficos e

dos hidrogenotróficos produtores de metano (CH4). As concentrações de CH4 e CO2 variam

entre 50 – 70% e 30 – 50% do volume de biogás gerado, respectivamente (REGATTIERI,

2009).

A última fase é conhecida como fase de maturação que é caracterizada por ser a

fase final da decomposição dos resíduos. Nesse estágio os nutrientes ficam restritos e os

resíduos encontram-se em processo de bioestabilização. Entretanto, os materiais

recalcitrantes são lentamente decompostos. A produção do biogás nesse ponto começa a

decair e depois de vários anos tende a encerrar. A entrada de O2 e N2 no bolo de resíduos

tende a acontecer por conta da queda da pressão interna dos gases promovida pela fraca

atividade microbiana (MACIEL, 2009)

Existem alguns métodos para a quantificação da produção de biogás, que podem ser

práticos com a utilização de aparelhos e empíricos por meio de cálculos estimativos. Este

trabalho analisa dois métodos empíricos, o de projeto e o de decaimento de primeira ordem,

e tem como objetivo aplica-los de forma teórica a fim comparar as metodologias citadas e

seus respectivos resultados.

2. METODOLOGIA

Como primeiro critério para seleção, as publicações deveriam conter em seus títulos

os termos completos ou referências a produção de biogás em aterros sanitários. Para

especificar e reduzir a gama de publicações selecionadas, utilizou-se um segundo critério,

onde foi feita a leitura do resumo disponível. Foram incluídas publicações em inglês e

português que atendiam aos dois critérios. Artigos que já tinham sido encontrados em outras

plataformas foram excluídos.


Após a seleção dos métodos, utilizou-se os dados apresentados na dissertação de

Silva em 2012 sobre o aterro de João Pessoa para aplicar os métodos escolhidos,

baseando-se no estudo apresentado no artigo de Mendes e Sobrinho em 2007, onde os

métodos de quantificação de produção de biogás eram aplicados em um aterro fictício para

uma comparação teórica.

Os resultados foram postos em uma planilha no programa Excel e para melhor

visualização utilizou-se um gráfico para demonstração da produção teórica de biogás no

aterro de João Pessoa – PB.

2.1 Métodos Para Medição Da Produção De Biogás

Os métodos utilizados para medição variam entre si, podendo levar em consideração a

quantidade de resíduos sólidos domésticos (RSD), a quantidade de metano produzido e até

mesmo a densidade demográfica da região que será atendida pelo aterro. Os valores

obtidos com os métodos poderiam variar de forma grosseira mesmo quando aplicados em

um mesmo aterro.

As metodologias selecionadas baseiam-se no manual do painel internacional de

mudanças climáticas (IPCC) de 1996 e no manual da agência de proteção ambiental dos

Estados Unidos (USEPA) de 1997, onde são necessários dados censitários e estatísticos

sobre a população atendida pelo aterro e sobre o próprio aterro.

2.2 Método de Projeto

De acordo com a Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental & SMA-SP –

Secretaria do Meio Ambiente do Estado de São Paulo (CETESB/SMA), este método é

recomendado para aterros que estão na fase de projetos, para que se possa estimar a

produção de gás metano ao longo da vida útil e após o fechamento do aterro, quando não é

possível estimar de forma exata o fluxo anual de resíduos.

Desta forma, é indicado estimar valores para a quantidade de resíduos que será

destinado anualmente para o aterro e com eles criar possíveis previsões para a geração de

metano em cada uma das supostas ocasiões.

O método de projeto varia-se em duas equações, onde uma é para aterros em

funcionamento normal, que ainda está sendo utilizado para despejo de resíduos e a outra

para aterros fechados que já não podem mais receber resíduos, porém ainda produzem

biogás devido a matéria orgânica disposta nos anos anteriores.


Para aterros com vida útil:

� = ��1 − � �� (01)

Para aterros fechados:

� = �� − � �� (02)

Onde:

Q = metano gerado (m3/ano), F = fração de metano no biogás (%), R = quantidade

média de resíduos assentados durante a vida útil do aterro (kg RSD/ano), L0 = potencial de

geração de biogás (m3 de biogás/kg RSD), k = constante de decaimento (ano-1), c = tempo

decorrido desde o fechamento do aterro (ano), t = tempo decorrido desde a abertura do

aterro (anos), (MENDES; SOBRINHO, 2007).

2.3 Método de decaimento de primeira ordem

Este método baseia-se na quantificação da produção de metano no aterro a partir da

quantidade de resíduos depositado ao longo dos anos. Uma vez definido o ano atual de

funcionamento do aterro, utiliza-se os valores obtidos nos anos anteriores para que assim

também seja possível uma quantificação teórica da produção futura de metano.

�� = �� (03)

Onde:

QT = metano gerado no ano T [m3/ano], F = fração de metano no biogás [%], Rx =

quantidade de resíduo depositado no ano x [kg], k = constante de decaimento [ano-1], L0 =

potencial de geração de biogás [m3 de biogás/ kg RSD], T = ano atual, x = ano de

deposição do resíduo (MENDES E SOBRINHO, 2007).

O valor de Rx varia de acordo com a população, produção per capita de resíduos ao

ano e a taxa de crescimento populacional. Multiplica-se todos estes fatores para assim obter

o valor de Rx no ano x.

2.4 Coeficiente de decaimento (k)

As duas metodologias selecionadas necessitam de um coeficiente de decaimento

que depende de diversos fatores como disponibilidade de nutrientes, pH, umidade e


temperatura. A figura 01 apresenta os valores de acordo com a precipitação, fator que

influencia a umidade, característica com maior peso na escolha do valor de k.

Figura 01 – Valores sugeridos para k

Fonte: WORD BANK (2003)

Para João Pessoa foi selecionado o valor de 0,06 para k, por apresenta precipitação

anual maior que 1000 mm e considerar uma decomposição moderada dos resíduos

dispostos no aterro.

2.5 Potencial de geração de biogás

O potencial de geração de metano a partir do resíduo (L0) pode ser obtido pela

metodologia apresentada em INTERNACIONAL PAINEL ON CLIMATE CHANGE (1996),

que segue a equação:

�� = �� (04)

Onde:

L0: potencial de geração de metano proveniente da degradação do resíduo (kg de

CH4/ kg de RSD), FCM: fator de correção de metano (%), COD: carbono orgânico

degradável (kg de C/kg de RSD), CODf: fração de COD dissociada (%), F: fração de metano

no biogás (%), (16/12): fator de conversão de carbono em metano (kg de CH4/ kg de C)

(MENDES; SOBRINHO, 2007).

Considera-se FMC = 1,0 por ser aplicado em um aterro sanitário. O COD e o CODf

são representados respectivamente pelas formulas:

�� = 0,4�"� + 0,17�%� + 0,15�� + 0,4�� + 0,30�(� (05)


�� = 0,014�) + 0,28 (06)

COD: carbono orgânico degradável (kg de C/kg de RSD), A: fração de papel e

papelão no resíduo, B: fração de resíduos originários de parques e jardins, C: fração de

restos de alimentos no resíduo, D: fração de tecidos no resíduo, E: fração de madeira no

resíduo, CODf = fração de COD dissociada (%), T: temperatura na zona anaeróbia (°C)

(MENDES; SOBRINHO, 2007).


3.1 Aplicação das metodologias no aterro de João Pessoa – PB

Para atender melhor as formulas, foi definido que o aterro sanitário metropolitano de

João Pessoa, funcionária por um período de 12 anos e que passaria mais 12 anos fechado

apenas gerando biogás.

Tabela 01 – Valores de geração de metano por ano com aterro em funcionamento

t (ano)

Método de Projeto (m³/ano) Decaimento

(m³/ano)

1 185219,9 60587,1

2 359654,5 117646,2

3 523931,8 171382,7

4 678643,4 221990,3

5 824346,1 269650,9

6 961564,6 314536,3

7 1090793,0 356808,1

8 1212496,4 396618,3

9 1327113,1 434110,5

10 1435055,7 469419,5

11 1536712,9 502672,4

12 1632450,6 533989,1

FONTE: AUTORES (2018)


Tabela 02 – Valores de geração de metano por ano com aterro fechado

t (ano) Método de Projeto (m³/ano) Decaimento (m³/ano)

13 1537393,6 502895,1

14 1447871,8 446033,5

15 1363562,8 395601,1

16 1284163,0 350871,1

17 1209386,7 311198,6

18 1138964,6 276011,8

19 1072643,2 244803,6

20 1010183,6 217124,0

21 951361,0 192574,1

22 895963,6 170800,0

23 843792,0 151487,9

24 794658,3 134359,4


Gráfico 01 – Quantificação teórica da produção de metano no aterro sanitário de João

Pessoa – PB


Partindo do gráfico 01 é possível observar uma grande discrepância nos resultados

obtidos mesmo que utilizando os mesmos dados para ambos os métodos. Isso ocorre

devido ao método de decaimento de primeira ordem ser mais específico quanto à população

atendida e o crescimento anual desta mesma população. O método de Projeto apenas


considera apenas a quantidade média de resíduos dispostos, isso traz menos sensibilidade

para os resultados e aumenta a margem de erro de forma grosseira.

4. CONCLUSÃO

Para que a quantificação da produção de biogás em um aterro seja considerada mais

exata, não se deve basear-se apenas em métodos empíricos para sua estimativa, é

necessário um conjunto de fatores além da produção de gás metano. Estes valores não

levam em consideração o gás perdido, nem os erros de gerenciamento que podem gerar

uma superprodução de biogás devido ao excesso de resíduos.

A grande variação nos valores das metodologias mostra o quanto, prática e teoria

devem ser usados de forma conjunta para que uma complemente a outra de forma que

todas as falhas possam ser minimizadas.

Aconselha-se o uso de métodos práticos que deem mais detalhes sobre o biogás

com o uso de aparelhos específicos e técnicas de análises laboratoriais.

Essas equações empíricas podem ser utilizadas para uma previsão da geração de

metano ainda na etapa de projeção do aterro sanitário e devem ser utilizadas em conjunto

com outros mecanismos de quantificação.

5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

CETESB/SMA – Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental & SMA-SP –Secretaria

do Meio Ambiente do Estado de São Paulo. Relatório técnico n.º 2 do convênio SMA/MCT

n.º 01.0052.00/2001 – aterros. São Paulo, 2003, 349 p.

FIRMO, Alessandra Lee Barbosa. Estudo numérico e experimental da geração de biogás a

partir da biodegradação de resíduos sólidos urbanos. 2013. 286 f. Tese (Doutorado) - Curso

de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco, Recife, 2013.

IPCC - International Panel on Climate Change. Guidelines for National .Greenhouse

Inventories: Reference Manual (Vol.3), 1996.


MENDES, Luiz Gustavo Galhardo; SOBRINHO, Pedro Magalhães. Comparação entre

métodos de estimativa de geração de biogás em aterro sanitário. Biociência, Guaratinguetá,

v. 13, n. 34, p.134-142, jul. 2007.

OLIVEIRA, Laís Roberta Galdino de. ESTUDO DAS EMISSÕES DE BIOGÁS EM

CAMADAS DE COBERTURAS DE ATERRO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS. 2013.

106 f. Tese (Doutorado) - Curso de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco,

Recife, 2013.

REGATTIERI, Carlos Roberto. Quantificação da emissão de biogás em aterro sanitário -

estudo de caso do aterro sanitário de São Carlos. 2009. 138 f. Tese (Doutorado) - Curso de

Engenharia Mecânica, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2009.

SILVA, Gardênia Azevedo. Estimativa da geração de biogás no aterro sanitário

metropolitano de joão pessoa através do teste BMP. 2012. 128 f. Tese (Doutorado) - Curso

de Engenharia Urbana e Ambiental, Universidade Federal da Paraíba, João Pessoa, 2012.

USEPA – United States Environmental Protection Agency. Energy Project Landfill Gas

Utilization Software (E-PLUS) User´s Manual; EPA-30-B-97-006, 1997.v

WORLD BANK. Handbook for the preparation of landfill gas to energy projects in Latin

America and Caribbean. 1818 H Street NW, Washington, DC 20433, USA: World Bank,

2003.125p.


GRANULOMETRIA DE SEDIMENTOS SUSPENSOS NO RIO IGUAÇU

E TRIBUTÁRIOS

Helder Rafael Nocko¹ (Eng. Ambiental, Me.) [email protected] André Luciano Malheiros¹ (Eng. Civil, Dr.) [email protected]

Wallington Felipe de Almeira¹ (Eng. Ambiental) [email protected] Guadalupe Eugênia Garcia¹ (Eng. Ambiental, Me.)

[email protected] (¹) EnvEx Engenharia e Consultoria, Rua Dr. Jorge Meyer Filho, 93 – CEP 80210-190 – Curitiba-PR.

Resumo: Considerando que muitos problemas derivados da erosão e sedimentação são

resolvidos pelo conhecimento da granulometria do material transportado, este estudo tem

como objetivo quantificar e caracterizar granulometricamente a descarga sólida do rio

Iguaçu e seus principais afluentes localizados a montante e a jusante da UHE Baixo Iguaçu,

assim como identificar a influência desta no tocante à hidrodinâmica e ao transporte de

sedimentos na região do Parque Nacional do Iguaçu. Serão apresentados os resultados do

monitoramento hidrossedimentológico desenvolvido até o presente momento na região do

estudo. Foi verificado que a granulometria dos sedimentos influencia a estimativa da

concentração de sedimentos em suspensão e a turbidez das amostras.

Palavras-chave: Granulometria, Sedimentos Suspensos, Rio Iguaçu.

GRANULOMETRY OF SUSPENDED SEDIMENTS IN THE IGUAÇU

RIVER AND TRIBUTARIES

ABSTRACT: Most of the problems arising from erosion and sedimentation are solved by

knowing the transported material’s granulometry. Therefore, this study aims to quantify and

characterize the granulometry of Iguaçu River’s solid discharge as well as from its main

tributaries located upstream and downstream of the Baixo Iguaçu Hydroelectric Plant.

Another goal of this study is to identify the hydroelectric plant’s influence on hydrodynamics

and sediment transportation in the region of Iguaçu National Park. The results of the

hydrosedimentological monitoring developed up to the present moment are presented in this

paper. These results show that the sediments’ granulometry influences the estimation of

suspended sediments concentration and turbidity of the samples.

Keywords: Granulometry, Suspended Sediments, Iguaçu River.


1. INTRODUÇÃO

A sedimentologia está ligada a muitos campos da engenharia. O seu estudo e

aplicação abrangem a geração de energia hidráulica, a navegação, a irrigação, a mecânica

dos sólidos, a agricultura, a hidrologia, a construção de estradas, obras em geral, o meio

ambiente e outros (CARVALHO, 2000). A diminuição da qualidade da água, o transporte de

poluentes, o assoreamento de reservatórios, entre outros problemas podem ser causados

pelo transporte de sedimento em suspensão em corpos hídricos (OLIVEIRA, et al, 2017). Os

sedimentos depositados nas lagoas marginais refletem, do ponto de vista geoquímico-

sedimentar, as alterações ocorridas na área de drenagem e fornecem informação sobre o

comportamento hidrodinâmico dos rios (TRINDADE, et al, 2014).

Considerando que muitos problemas derivados da erosão e sedimentação são

resolvidos pelo conhecimento da granulometria do material transportado, este estudo tem

como objetivo quantificar e caracterizar granulometricamente a descarga sólida do rio

Iguaçu e seus principais afluentes localizados a montante e a jusante da UHE Baixo Iguaçu,

assim como identificar a influência desta no tocante à hidrodinâmica e ao transporte de

sedimentos na região do Parque Nacional do Iguaçu. Serão apresentados os resultados do

monitoramento hidrossedimentológico realizado até o presente momento na região do rio

Iguaçu em estudo.

2. METODOLOGIA

2.1 Área de estudo e locais de amostragem

A área de estudo abrange o trecho do rio Iguaçu e afluentes, compreendendo parte

dos territórios dos municípios de Serranópolis do Iguaçu, Matelândia, Céu Azul, Capanema,

Realeza e Capitão Leônidas Marques. A Figura 1 apresenta a localização da área de

estudo, os municípios próximos e a localização do Parque Nacional do Iguaçu. Percebe-se

que a área de estudo encontra-se próximo dessa unidade de conservação.

Os locais de amostragem são: UHE Baixo Iguaçu Jusante I, UHE Baixo Iguaçu

Jusante II, UHE Baixo Iguaçu Montante I, UHE Baixo Iguaçu Montante II, Rio Monteiro e Rio

Gonçalves Dias e a estação do rio Cotegipe (Barra do Sarandi). Todos os pontos de

amostragem possuem localização geográfica conhecida. Na sequência, serão descritas as

atividades e localização de cada ponto aqui estudado. Tais estações de monitoramento são

apresentadas no mapa da


Figura 2.

Figura 1: Mapa de localização.


Figura 2: Mapa de localização das estações fluviométricas.


2.2 Metodologia aplicada

A sedimentometria é uma a parte da hidrossedimentologia que é responsável pela

medição da quantidade de sedimento transportado por corpos hídricos (CARVALHO, 2000).

Esta quantificação, por sua vez, é realizada através de medições de concentrações de

sedimentos em suspensão, análise e quantificação do carreamento do sedimento do leito e

de dados de vazão do corpo hídrico. A quantificação de sedimento transportado é

denominada por descarga sólida.

Existem diversas técnicas e metodologias para a determinação da descarga sólida

de um corpo hídrico, cada qual com suas peculiaridades. Deve-se destacar que o estudo do

transporte de sedimentos envolve fatores complexos que abrangem não somente medições

diretas, mas também aplicação de equações estimativas e avaliações de parâmetros e

características do local em estudo.

O cálculo da descarga sólida total de um corpo hídrico é realizado através da soma

de duas descargas distintas: a descarga sólida em suspensão e a descarga sólida do leito.

A descarga sólida em suspensão normalmente corresponde à maior parcela da descarga

sólida total e é a parcela de mais fácil determinação. A descarga sólida do leito tem

determinação complexa e pode ser fornecida por diversas fórmulas ou mesmo estimada a

partir de correlação percentual com a descarga sólida em suspensão.

A coleta de material do leito não se deu de forma satisfatória devido ao fundo destes

rios serem predominantemente rochosos. As fórmulas que utilizam as características do

material do leito como dados de entrada avaliam os sedimentos do fundo como tendo uma

característica uniforme ao longo da seção transversal, o que não foi observado nos rios

avaliados neste estudo. Desta forma, não será possível a aplicação desse tipo fórmula de

cálculo de descarga sólida do leito.

2.3 Métodos de amostragem

A concentração de sedimentos em suspensão é obtida através de coleta de

amostras de água na seção de medição de descarga líquida. Os dois métodos mais comuns

para a amostragem de água para a determinação da concentração de sedimentos em

suspensão são: Igual Incremento de Descarga (IID); e o método de Igual Incremento de

Largura (IIL). Estes métodos são caracterizados por coletas de amostras de água por


integração na vertical, portanto, ao longo da seção de medição de descarga líquida definem-

se verticais de coleta de amostras de água nas quais é realizada a descida/subida, com

velocidade predeterminada, de um amostrador que possui um bico para tomada de água. As

amostras de água coletadas em cada vertical de amostragem são armazenadas para

posterior determinação da concentração de sólidos em suspensão.

Neste estudo optou-se pelo método do igual incremento de largura, mais comumente

utilizado. Como o próprio nome indica, no método IIL a seção de medição é dividida em

segmentos de tamanhos iguais para a realização da coleta de subamostras de água. Neste

método, a partir das características de descarga líquida do corpo hídrico, é determinada

uma velocidade constante de descida/subida do amostrador que será usada em todas as

verticais. Pelo fato das verticais de coleta normalmente possuírem profundidades distintas,

as subamostras auferem volumes de água diferentes entre si.

2.4 Materiais de Amostragem

Os equipamentos para amostragem de sedimentos variam de acordo com as

características de cada rio, sendo que estes devem ser escolhidos de forma que atendam as

necessidades de coleta no ponto (CARVALHO, 2000).

Partindo desses conceitos, foram utilizados três equipamentos de coleta de

sedimentos em suspensão: DH-48, D-49 e AMS-8, todos apresentados na (Figura 3).

O DH-48 é um amostrador de sedimentos em suspensão leve, com haste a vau para

ser operado em rios e pequenos córregos com profundidades de até 1,5 metros. Fabricado

pela empresa Hidromec, este amostrador pesa em média 2 kg e tem 33 cm de comprimento.

Possui uma garrafa de vidro de 500 ml para coleta do material em suspensão.

O amostrador modelo D-49 foi fabricado, pela empresa Hidromec, para ser operado

a partir de guincho fluviométrico instalado na embarcação. Este é feito em bronze fundido e

tem 60 cm de comprimento, pesando 28 kg. O amostrador apresenta um “cata-vento” de

cauda para orientar o bocal de admissão na aproximação de fluxo, quando o mesmo se

encontra submerso. Conta também com uma garrafa de vidro de 500 ml para amostragem,

sendo que o equipamento deve ser utilizado em profundidades máximas de 5 metros para

não transbordar a garrafa.

Assim como o D-49, o amostrador AMS-8 também foi projetado para ser operado

através do guincho fluviométrico. Fabricado pela empresa Hidromec, o AMS-8 conta com

saco de plástico de 7,6 litros para coleta do material em suspensão. Pesa em média 14 kg e

tem comprimento total de 80 cm. É um equipamento destinado para obtenção de amostras


de sedimentos em suspensão pelo processo de integração vertical, qualquer que seja a

profundidade. Possui leme hidrodinâmico para direcionar o bico na posição contra a

corrente.

Figura 3: Amostradores de sedimentos em suspensão modelo DH-48 (a

esquerda), modelo D-49 (a direita, em cima), e modelo AMS-8 (a direita, embaixo).

Fonte: Hidromec (2017).

2.5 Acondicionamento e Encaminhamento das Amostras

As coletas foram realizadas em, no mínimo, dez verticais em cada estação, seguindo

as orientações feitas por Carvalho (2000), para se atingir uma média considerável de

material em suspensão da seção. Ao final da amostragem as subamostras são misturadas e

armazenadas em galões de 5 litros, os quais possuem coloração escura para diminuir a

incidência de luz solar na amostra e consequentemente evitar a proliferação de algas. Os

galões, por sua vez, foram identificados e acondicionados em local isolado de luz ambiente.

Em seguida, as amostras foram encaminhadas para análise em laboratório. O método

utilizado para a obtenção da granulometria e concentração de sedimentos em suspensão foi

o do Tubo de Retirada pelo Fundo, possibilitando, enfim, a determinação da descarga sólida

em suspensão.

2.6 Determinação da Granulometria do Sedimento em Suspensão

A análise granulométrica mede a distribuição do tamanho das partículas que

compõem o sedimento. A classificação granulométrica simplificada de sedimento, adotada


pela Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT, inclui pedregulho (4,8 a 76 mm),

areia (0,05 a 4,8 mm), silte (0,05 a 0,005 mm) e argila (< 0,005 mm).

O método de determinação de sólidos dissolvidos foi o Tubo de Retirada pelo Fundo,

o qual consiste em separar a fração areia por peneiramento, e a fração silte e argila. É

utilizado um tubo de vidro graduado de aproximadamente de 1 m (Figura 4), com diâmetro

conhecido e extremidade afunilada; são retiradas alíquotas em horários pré-estabelecidos,

de acordo com a temperatura. Após uma série de cálculos é traçada a curva de Oden, que

permite a determinação das porcentagens das diversas faixas granulométricas da amostra.

Sendo obedecidas as limitações de análise e os outros cuidados necessários, o resultado

permitirá o traçado da curva granulométrica com boa precisão.

Figura 4: Tubos utilizados no ensaio pelo método do tubo de retirada pelo fundo.

Fonte: Carvalho, et al, 2000.

3. RESULTADOS

Os resultados de granulometria dos sedimentos finos em suspensão obtidos nas

medições de campo são apresentados na Figura 5. Pela observação das curvas

granulométricas, pode-se notar que:


• UHE Baixo Iguaçu Montante I: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,025 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• UHE Baixo Iguaçu Montante II: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,032 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• UHE Baixo Iguaçu Jusante I: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,03 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• UHE Baixo Iguaçu rio Floriano: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,04 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• Barra do Sarandi: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,035 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• Rio Monteiro: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,035 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• Rio Gonçalves Dias: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,008 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

• Barra do Santo Antônio: o material em suspensão é constituído por maior quantidade de argila e silte e que houve variação de 0,03 mm para 20% entre os diâmetros nas medições das diferentes datas em análise.

4. CONCLUSÕES

Foram realizados experimentos com diferentes faixas granulométricas de sedimento

com o objetivo de analisar a influência da granulometria no transporte de sedimentos em

suspensão.

Com base nos resultados obtidos nos experimentos pode-se concluir que os

sedimentos predominantemente finos, silte e argila, encontrados nos sedimentos suspensos

do Baixo Iguaçu e afluentes, demostram um comportamento hidrodinâmico marcado pelo

transporte resultante de ambientes de energia de fluxo que ocorrem atualmente na área de

drenagem. Ainda, foi verificado que a granulometria influencia a estimativa da concentração

de sedimentos em suspensão e a turbidez das amostras.


Figura 5: Granulometria dos Sedimentos Suspensos. UHE Baixo Iguaçu Montante I UHE Baixo Iguaçu Montante II

UHE Baixo Iguaçu Jusante I UHE Baixo Iguaçu rio Floriano

Barra do Sarandi Rio Monteiro

Rio Gonçalves Dias Barra do Santo Antônio


REFERÊNCIAS

CARVALHO, N. O. Hidrossedimentologia Prática. 2 Ed., ver., atual. e ampliada. Rio

de Janeiro: Interciência, 2008.

CARVALHO, N. O.; FILIZOLA JÚNIOR, N. P.; SANTOS, P. M. C.; LIMA, J. E. F. W.

Guia de Práticas Sedimentométricas. Brasília, 2000. 154p.

OLIVEIRA F. G. C.; SILVEIRA A.; MENEZES P. H. B. J.; TIEZZI R. O. Efeito da

granulometria do sedimento na estimativa da concentração de sedimento em suspensão

com o uso de turbidímetro ABRH, 2017.

HIDROMEC. Disponível em: < https://www.hidromechc.com.br/>. Acesso em 15 de

outubro de 2017.

TRINDADE W.; RIBEIRO E.; MAGALHÃES J. A. P.; HORN A. H.; PEREIRA M.A.

Caracterização granulométrica e hidrodinâmica dos sedimentos depositados na Lagoa do

Pontal, Pirapora-MG. 2014.


LICENCIAMENTO AMBIENTAL EM BARRAGENS DE REJEITO APÓS A TRAGÉDIA DE MARIANA – MG

Flávio Henrique Moncef Archanjo – Engenheiro Ambiental [email protected]

Luiz Paulo de Oliveira – Advogado

[email protected]

Resumo: O presente trabalho traz em seu corpo uma revisão bibliográfica demonstrando as

propostas de Lei sobre o Licenciamento Ambiental em Barragens de rejeito após o acidente

de Mariana no Estado de Minas Gerais, onde uma barragem da mineradora Samarco

rompeu, despejando milhões de metros cúbicos de lama de rejeitos oriundo da mineração,

provocando o maior acidente ambiental do Brasil. Após o acidente foi proposto diversos

projetos ao qual trazem diretrizes para a implantação da barragem de rejeitos e também

algumas modificações no rito de Licenciamento Ambiental no Estado de Minas Gerais onde

as fases do Licenciamento Ambiental (Licença Prévia; Instalação e Operação) são feitas em

concomitância para dar mais agilidade na emissão da Licença Ambiental, o que pode

provocar falhas ao agilizar a tramitação. Assim, pode se perceber que após o acidente de

Mariana, não foi concretizado nenhuma Lei que seja sancionada para aumentar as “redes”

de segurança em barragens de rejeitos, com exceção do Decreto do Licenciamento

Ambiental em Minas Gerais. Cabe também posicionamento da População, dos órgãos

públicos competentes, principalmente em audiências públicas, onde é decidido a viabilidade

da instalação de barragens de rejeitos.

Palavras-chave: Licenciamento Ambiental, barragens de rejeito, mineração.

ENVIRONMENTAL LICENSING IN REJECT DAMS AFTER

MARIANA'S TRAGEDY – MG

Abstract: This paper presents in its body a bibliographical review demonstrating the

proposals of Law on Environmental Licensing in Reject Dams after the Mariana accident in

the State of Minas Gerais, where a dam of the Samarco mining company broke, pouring

millions of cubic meters of mud from tailings from mining, provoking the biggest

environmental accident in Brazil. After the accident, several projects were proposed; some of


these projects provide guidelines for the implementation of the tailings dam and also some

modifications in the Environmental Licensing Rite in the State of Minas Gerais, where the

Environmental Licensing (Preliminary License, Installation and Operation) phases are made

in concomitance to to give more agility in the issuance of the Environmental License, which

can cause failures to expedite the process. Thus, it can be seen that after the Mariana

accident, no Law was passed that was sanctioned to increase safety "nets" in tailings dams,

with the exception of the Environmental Licensing Decree in Minas Gerais. It is also the

positioning of the Population, of the competent public bodies, mainly in public hearings,

where it is decided the feasibility of the installation of dams of tailings.

Keywords: Environmental Licensing, tailings dams, mining.

INTRODUÇÃO

De acordo com o Ministério do Meio Ambiente – MMA (2001), por se tratar da

extração de recursos naturais não renováveis da crosta terrestre, a mineração geralmente é

vista como uma atividade altamente impactante e não sustentável. Por outro lado, a

mineração é a base da sociedade industrial moderna, fornecendo matéria-prima para todos

os demais setores da economia, sendo, portanto, essencial ao desenvolvimento.

No entanto, os impactos ambientais causados pela mineração podem ser de grandes

proporções. Como por exemplo, o acidente ocorrido na cidade de Mariana, interior do estado

de Minas Gerais, no dia 5 de novembro de 2015. No acidente, houve o rompimento da

barragem de rejeitos da Mineradora Samarco, derramando milhões de metros cúbicos de

lama na bacia hidrográfica do Rio Doce. Até chegar no leito do referido rio, a lama atingiu

tudo que estava em seu caminho, inclusive o Distrito de Bento Rodrigues, passando pelas

cidades banhadas pelo Rio Doce, chegando ao litoral do Espírito Santo. Esse acidente foi

considerado uma das maiores tragédias ambientais do mundo, que ocasionou a morte de 19

pessoas, além de um dano ambiental incalculável.

Esta tragédia já era anunciada, porém de forma silenciosa, tendo em vista que houve

uma sequência de falhas que, somadas, resultaram nesse desastre ambiental. Algumas

dessas falhas se deram no processo de Licenciamento Ambiental e no monitoramento da

barragem, pois haviam sinais de cisalhamento na estrutura, que foram desprezados pelos

técnicos do órgão ambiental competente para aquele empreendimento.

Primeiramente, é importante destacar a seguinte pergunta: após o rompimento da

barragem de rejeitos, o que mudou na legislação ambiental? A discussão será no panorama

sobre o que foi analisado e o que teve relevância no processo de Licenciamento da


atividade de Mineração.

A seguir, serão apresentados pontos relevantes no processo de licenciamento em

mineradoras, com o propósito de evitar acidentes com causas semelhantes às de Mariana –

MG.

DESENVOLVIMENTO

A metodologia utilizada foi por meio de Revisão Bibliográfica das Legislações

pertinentes e livros relacionados ao Licenciamento Ambiental, mineração e segurança de

barragens, no período dos últimos cinco anos. Foram feitos também levantamentos do

número de processos de Licenciamento Ambiental na atividade de mineração antes e

depois da tragédia.


Após o acidente de Mariana, foram levantadas várias questões sobre o rito do

Licenciamento Ambiental na atividade de Mineração, sendo que este foi um dos fatores

contribuintes para o acidente, que acabou ocasionando a morte de 19 pessoas, culminando

na maior tragédia ambiental do Brasil.

Ato contínuo ao acidente, foi elaborado o Projeto Lei nº 3.676, de autoria da

Comissão Extraordinária das Barragens. O mesmo dispõe sobre o Licenciamento Ambiental

e fiscalização de barragens no Estado, e foi apresentado a Assembleia Legislativa de Minas

Gerais, como demonstram os artigos a seguir:

Art. 3º - Esta Lei aplica-se a barragens que apresentem, no mínimo, uma das características

a seguir e que seja destinada à acumulação ou à disposição final ou temporária de rejeitos

ou resíduos industriais ou de mineração.

I – Altura do maciço, contada do ponto mais baixo da fundação da crista, maior ou igual a 15

m (quinze metros); II – Capacidade total do reservatório maior ou igual a

3.000.000 m³ (três milhões de metros cúbicos);

III – Reservatórios com resíduos perigosos;

IV – Potencial de dano ambiental médio ou alto, conforme regulamento

Art. 7º - Fica proibida a instalação de barragens em cuja a área a jusante seja identificada

alguma forma de povoamento ou comunidade ou haja reservatório ou manancial destinado

ao abastecimento público de água potável.


Extensão mínima o raio de 10 km.

Art. 8º - Fica proibida a instalação de barragem destinada à acumulação ou à disposição

final ou temporária de rejeitos ou resíduos de mineração pelo método de alteamento a

montante.

Art. 9º - O Plano de Segurança da Barragem, que será exigido para análise do pedido de

Licença de Operação, conterá, além das exigências da PNSB, no mínimo:

I – Plano de Ação de Emergência – PAE; II – Plano de Comunicação de Risco;

III – Plano de Contingência;

IV – Análise de performance do sistema;

V – Previsão da execução periódica de auditorias técnicas de segurança.

§ 1º - Em caso de desastre ambiental decorrente do descumprimento do disposto nesta lei,

o valor da multa administrativa poderá ser majorado em até 100 vezes.

LICENCIAMENTO AMBIENTAL NA MINERAÇÃO

O Licenciamento Ambiental é fundamental para evitar ou mitigar possíveis impactos

ambientais. No Brasil se tem o modelo trifásico de licenciamento, onde o empreendedor

deve primeiramente requerer junto ao órgão ambiental competente a Licença Prévia (LP),

esta compreende a aprovação do local e a atividade do empreendimento; Posteriormente o

empreendedor deve requerer a Licença de Instalação (LI), que uma vez aprovada, permite o

terceiro passo, a Licença de Operação que permite o empreendimento a realizar suas

operações.

A classificação do empreendimento é considerada a partir dos seguintes parâmetros:

• Porte/estrutura

• Tipo de minério

• Tipo de lavra

• Tipo de beneficiamento

No Estado de Minas Gerais foi sancionado o Decreto nº 47.137 de 24 de janeiro de

2017 que altera o Decreto nº 44.844, de 25 de junho de 2008, que estabelece normas para o

licenciamento ambiental e autorização ambiental de funcionamento, tipifica e classifica

infrações às normas de proteção ao meio ambiente e aos recursos hídricos e estabelece

procedimentos administrativos de fiscalização e aplicação das penalidades.


Nesse Decreto o rito do Licenciamento Ambiental acaba sendo diferente do modelo

trifásico, ou seja, ao invés de ser solicitada cada fase da licença individualmente, com o novo

Decreto acaba sendo solicitada concomitantemente, em uma única fase para alguns

empreendimentos de pequeno a grande porte e potencial poluidor.

Caberá ao corpo técnico assim o exigir, poderá determinar que o licenciamento se

procedesse no modelo trifásico para empreendimentos enquadrados em qualquer classe.

No entanto, esse decreto foi sancionado com intuito de agilizar o processo de Licenciamento

Ambiental, principalmente no que se trata da atividade de mineração, onde a demora na

análise dos processos é muito grande, o que acarreta prejuízo as mineradoras por não ter a

Licença de Operação, o que permite as mineradoras a dar início as atividades minerarias.

Com a alteração dos critérios no processo de licenciamento ambiental, houve

aumento da fila de espera, segundo a SEMAD (Secretária de Estado de Meio Ambiente e

Desenvolvimento Sustentável - Minas Gerais), em dezembro de 2014 o número de passivos

de licenciamento passou a ser de 2.665 processos em análise e em janeiro de 2017 esse

número saltou para 3.530 casos pendentes de avaliação.

CONCLUSÕES

Diante do exposto neste trabalho, pode se perceber que após o acidente de Mariana,

não foi concretizado nenhuma Lei que seja sancionada para evitar tragédia como a do

rompimento da barragem de Fundão, o que se tem é apenas uma Proposta de Lei Estadual

(Minas Gerais) com alguns pontos importantes como os descritos abaixo:

• Proibição da instalação de barragens em um raio de 10 km de extensão a jusante;

• Proibição de construção de barragem pelo método de alteamento;

• Exigência do Plano de Segurança de Barragens na fase de Licença de Operação;

• Descumprimento da lei, multa aplicada ao qual pode ser majorado em até 100 vezes.

Com isso, caso seja sancionada a Lei, aumenta as condicionantes de um

licenciamento mais criterioso e mesmo assim ainda se tem muito estudo a ser feito com

relação a barragem de rejeitos da mineração. Cabe também posicionamento da População,

dos órgãos públicos competentes, principalmente em audiências públicas, onde é decidido a

viabilidade da instalação de barragens de rejeitos.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

ASSMBLÉIA DE MINAS. PROJETO DE LEI 3676/2016. Disponível em: < https://www.almg.gov.br/atividade_parlamentar/tramitacao_projetos/interna.html?a=2016&n=36


76&t=PL>. Acesso em 15 jun. 2018. BRASIL. DECRETO Nº 47.137/2017. Altera o Decreto nº 44.844, de 25 de junho de 2008, que estabelece normas para licenciamento ambiental e autorização ambiental de funcionamento, tipifica e classifica infrações às normas de proteção do meio ambiente e aos recursos hídricos e estabelece procedimentos administrativos de fiscalização e aplicação das penalidades. Diário Oficial. Belo Horizonte, MG, 25 jan. 2017. JORNAL ESTADÃO, 2017. Disponível em:< https://economia.estadao.com.br/noticias/geral,apos- mariana-mg-afrouxa-licenca-ambiental,70001652643>. Acesso em 12 jul. 2018. MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE 2001. Disponível em:< www.mma.gov.br/estruturas/sqa_pnla/_arquivos/MANUA L_mineracao.pdf>. Acesso em 04 jun. 2018


MODELO MATEMÁTICO APLICADO À PRODUÇÃO DE RESÍDUOS

SÓLIDOS NA REGIÃO SUL DO BRASIL

Raoni Stefano de Lima Ceci(1); Thayane Walkovitz Ribeiro(2) ; Tiago Oscar da Rosa(3); Gabriel

Fernandes Sales(4); Jairo Marlon Correa(5); Samuel Bellido Rodrigues(6); Tásia Hickmann(7).

1Mestrando em Gestão e Regulação de Recursos Hídricos – UTFPR/CM – [email protected] 2Graduanda de Engenharia Ambiental e Voluntária do PETAMB – UTFPR/MD –

[email protected] 3Graduando de Engenharia Ambiental – UTFPR/MD – [email protected]

4Graduando de Engenharia de Produção – UTFPR/MD – [email protected] 5Doutor em Métodos Numéricos em Engenharia – UFPR – [email protected]

6Doutor em Métodos Numéricos em Engenharia - UFPR – [email protected] 7Doutora em Métodos Numéricos em Engenharia – UFPR – [email protected]

Resumo: Por meio da modelagem matemática é possível, de maneira quantitativa, realizar diversos estudos exploratórios. A produção de lixo no meio urbano, realizada pelo homem, é um destes estudos tratado nesse artigo, com o uso de equações diferenciais ordinárias. Mais especificamente, usou-se a o modelo populacional de Malthus aplicado ao crescimento de resíduos sólidos produzidos na região sul do Brasil nos anos 2017 e 2018. O artigo teve como objetivo principal analisar e prever a quantidade (em toneladas) de resíduos sólidos fabricados diariamente pela população na região sul do Brasil, com base na análise de dados do ano de 2012 até 2016, uma vez que os dados de 2017 e 2018 não foram disponibilizados. A partir da observação dos dados da ABRELPE (Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos Especiais), verificou-se que a taxa de geração de Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) diminui de 2015 para 2016, tendo expectativa de que a quantidade de geração em 2017 e em 2018 fosse ainda menor. Porém, os resultados obtidos revelam uma previsão oposta. Com tais resultados, é esperada uma maior atenção com relação às consequências geradas diante do exposto, uma vez que é direito e dever de toda sociedade preservar e cuidar do meio ambiente.

Palavras-chave: equações diferenciais; modelo malthusiano; resíduos urbanos.

MATHEMATICAL MODEL APPLIED TO THE PRODUCTION OF

SOLID WASTE IN THE SOUTHERN REGION OF BRAZIL

Abstract: Through mathematical modeling it’s possible, in a quantitative way, to carry out several exploratory studies. The production of garbage in the urban environment, carried out by man, is one of these studies treated in this article, with the use of ordinary differential equations. More specifically, it was used the Malthus population model applied to the growth of solid waste produced in the southern region of Brazil in the years 2017 and 2018. The main objective of the article was to analyze and predict the quantity (in tons) of solid waste produced daily by population in the southern region of Brazil, based on the analysis of data from year 2012 to 2016, since data for 2017 and 2018 were not available. Based on data from ABRELPE (Brazilian Association of Public Cleaning and Special Waste Companies), it was verified that the rate of generation of Urban Solid Waste (USW) decreases from 2015 to 2016, with the expectation that the amount of generation in 2017 and 2018 was even lower. However, the results obtained reveal an opposite prediction. With such results, greater


attention is expected with regard to the consequences generated by the foregoing, since it is the right and duty of every society to preserve and care for the environment. Keywords: differential equations; Malthusian model; urban waste.

1. INTRODUÇÃO

Uma equação diferencial consiste de uma equação, cuja função incógnita aparece sob a

forma da sua derivada. Tratando-se de uma única variável independente, as derivadas são

ordinárias e a equação é denominada Equação Diferencial Ordinária (EDO) (ZILL, 2016).

A modelagem matemática é, acima de tudo, uma importante ferramenta a ser explorada.

Ela está presente na vida do homem desde os tempos remotos, pois o mesmo utilizava

conhecimentos matemáticos para modelar e resolver situações com as quais se deparava.

Este artigo abordou, por meio do modelo de Malthus, um estudo do avanço dos resíduos

sólidos totais gerados por uma população.

O Malthusianismo é uma teoria demográfica criada pelo economista inglês Thomas

Robert Malthus, no final do século XVIII (FREITAS, 2018). Malthus desenvolveu um modelo

matemático, o qual levou seu nome, com o objetivo de calcular o crescimento demográfico a

curto prazo (10 a 20 anos). De acordo com ele, este modelo seria muito importante para os

países, pois seria possível fazer previsões a curto prazo sobre problemas populacionais. O

modelo malthusiano é ainda estudado e utilizado como suporte adicional na busca por

soluções de problemas e situações do cotidiano.

Os resíduos sólidos são compostos, provenientes de atividades humanadas ou não-

humana, de restos sólidos ou semi-sólidos, que mesmo não podendo oferecer

aproveitamento para a atividade fim de onde foram originados, podem ser úteis em outras

atuações. Com isso, há grande preocupação com tais resíduos, dado o progresso da

consciência coletiva quanto ao meio ambiente.

De acordo com o Ministério do Meio Ambiente (MMA, 2018), a partir de agosto de 2010 a

sociedade adotou a responsabilidade pela gestão ambiental apropriada dos resíduos

sólidos. Os resíduos sólidos corretamente manejados apresentam valor comercial e podem

ser empregados para a criação de novos insumos ou matérias-primas. A criação de

soluções para o real destino dos resíduos pode refletir positivamente nas esferas social,

ambiental e econômica, uma vez que só tende a reduzir o consumo dos recursos naturais,

além de que implica na abertura de novos mercados, gera trabalho, emprego e renda (MMA,

2018).


Para este trabalho, o modelo de Malthus foi empregado na análise do crescimento de

resíduos sólidos em função do crescimento da população na região sul do Brasil, com o

objetivo principal de realizar uma previsão da produção de resíduos sólidos totais

descartados por tal população. Tal estudo pode oportunizar, facilitar e conduzir a busca por

possívies soluções para o mesmo, conduzindo a sociedade a reduzir os impactos

ambientais ocasionados pela acomodação inadequada dos resíduos.

2. FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA

2.1. Resíduos Sólidos e a Legislação

A Lei nº 12.305/10 trata sobre a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) e contém

recursos importantes para permitir um avanço para o Brasil contra os principais problemas

ambientais, sociais e econômicos resultantes do manejo inapropriado dos resíduos sólidos.

XVI - resíduos sólidos: material, substância, objeto ou bem descartado resultante de atividades humanas em sociedade, a cuja destinação final se procede, se propõe proceder ou se está obrigado a proceder, nos estados sólido ou semissólido, bem como gases contidos em recipientes e líquidos cujas particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou em corpos d’água, ou exijam para isso soluções técnica ou economicamente inviáveis em face da melhor tecnologia disponível. (ART. 3º LEI Nº 12.305/2010).

Também pode-se analisar no mesmo artigo a parte que diz “IX - geradores de resíduos

sólidos: pessoas físicas ou jurídicas, de direito público ou privado, que geram resíduos

sólidos por meio de suas atividades, nelas incluído o consumo” (ART. 3º LEI Nº

12.305/2010).

Quanto ao gerenciamento de resíduos sólidos, de acordo com PNRS, é o conjunto de

ações executadas, direta ou indiretamente, nas etapas de coleta, transporte, transbordo,

tratamento e destinação final ambientalmente adequada dos resíduos sólidos e disposição

final ambientalmente apropriada dos rejeitos, segundo o plano municipal de gestão

integrada de resíduos sólidos ou o plano de gerenciamento de resíduos sólidos, exigidos na

forma desta Lei.

De acordo com a ABRELPE (2016), a geração de resíduos sólidos no Brasil ainda não

está refletindo os efeitos da Lei Nº 12.305/2010, que está em vigor há oito anos, mas ainda

carece de aplicação prática em vários pontos: a geração de resíduos se mantém em

patamares elevados, a reciclagem ainda se encontra em estágio pouco eficiente, a logística


reversa não mostrou a que veio e o país tem mais de três mil municípios com destinação

inadequada.

2.2. Modelo Malthusiano

A fim de analisar matematicamente a quantidade (em toneladas) de resíduos gerados

nos últimos anos, utilizou-se o modelo de Malthus, que está descrito na equação (1):

(1)

onde Q(t) é a quantidade de toneladas de resíduos em um instante de tempo t e k é uma

constante de proporcionalidade. Esse modelo foi usado para estimar o progresso da

geração de resíduos sólidos em um determinado espaço de tempo, como o crescimento da

taxa de geração desses substratos na região sul.

A equação (1) é um equação diferencial linear que pode ser resolvida utilizando-se fator

integrante, como visto em (ZILL, 2016). Reescrevendo tal equação, como em (2):

(2)

(3)

Multiplicando a equação (2) pelo fator integrante (3), segue:

Integrando em ambos os lados:

. ] =

= c

(4)

Para t =0:

Logo:

(5)

Uma descrição mais detalhada acerca do modelo de Malthus encontra-se em Boyce e

Diprima (2010).


3. MATERIAIS E MÉTODOS

A ABRELPE é uma associação voltada à criação, ampliação, desenvolvimento e

fortalecimento do mercado de gestão de resíduos, em colaboração com os setores público e

privado, na busca por condições adequadas à atuação das empresas.

Com essa missão, a ABRELPE vem recolhendo e levantando dados sobre RSU desde

2003, para informar melhor à população brasileira, às gestões públicas e às empresas a

respeito dos atuais cenários desse tema no Brasil.

Diversos órgãos que pertencem à ABRELPE e que atuam em grande parte das cidades

brasileiras resgatam e coletam dados reais para formação de informações relevantes para o

futuro do Brasil, tornando-se referência para políticas públicas e pesquisas científicas e

acadêmicas em todo o país.

Com os dados obtidos em cada região do país, a ABRELPE publica anualmente o artigo

titulado ‘’Panorama’’, onde relata a quantidade de RSU gerada em cada região do país no

ano estudado. O artigo referente aos anos de 2017 e 2018 ainda não foi publicado,

justificando o interesse de gerar uma previsão para os mesmos. Além disso, foi analisado se

a Lei Nº 12.305/2010 está de acordo ou não com os resultados encontrados. A Tabela 1 e o

Gráfico 1 evidenciam a geração nos últimos anos de toneladas/dia para a região Sul, objeto

de estudo deste trabalho.

Tabela 1 - Toneladas/dia de resíduos sólidos gerados na região sul nos últimos anos

Ano 2012 2013 2014 2015 2016

Toneladas/dia 19.752 20.622 21.047 22.586 22.127

Fonte: ABRELPE (2012 – 2016).

Gráfico 1 - Toneladas/dia de resíduos sólidos gerados na região sul nos últimos anos

Fonte: ABRELPE (2012 – 2016).


O Gráfico 1 exibe um progresso no aumento da quantidade de resíduos sólidos gerados

até 2015. Já em 2016 observa-se um leve decaimento, que pode ser explicado pela

aplicação da Lei Nº 12.305/2010, que teve seu efeito prolongado somente anos depois,

devido suas burocracias e deficiências das políticas públicas.

4. RESULTADOS

Com os dados da Tabela 1 e o modelo de Malthus, equação (5), foi determinado a

constante “k” do modelo para obter uma previsão de geração de resíduos sólidos pros anos

de 2017 e 2018. Para tanto, calculou-se o valor de k em cada intervalo de tempo (anual), e

tomado a média de tais valores para compor o modelo final a ser utilizado. Os tempos foram

designados conforme segue: = 2012, = 2013, = 2014, = 2015 e = 2016. Ao

substituir o valor de cada tonelada de resíduos sólidos gerado desses anos na equação (4),

foram obtidos os resultados presentes na tabela 2:

Tabela 2 – Valores de k de cada intervalo

Tempo (ano) Valor de k 2012 (t = 0) 0 2013 (t = 1) 0,043103715 2014 (t = 2) 0,020399566 2015 (t = 3) 0,070572213 2016 (t = 4) -0,020531663

0,028385816 Fonte: Autoria própria (2018).

A quantidade de toneladas de resíduos sólidos geradas no ano de 2017 e 2018, foi

determinada a partir da equação (5), que para a aplicação atual ficou:

(6)

A equação (6) foi assim aplicada para determinar as previsões da quantidade dos resíduos

para os anos 2017 e 2018, conforme os cálculos abaixo:

= 22.764,07 toneladas/dia


= 23.419,51 toneladas/dia

Com as previsões e os dados dos anos anteriores construiu-se o Gráfico 2, o qual evidencia

uma tendência crescente da geração de resíduos sólidos.

Gráfico 2 - Toneladas/dia de resíduos sólidos gerados na região sul nos últimos anos

Fonte: Autoria própria (2018).

5. CONCLUSÃO

Constatou-se por meio deste artigo que a geração de resíduos sólidos tende a majorar

em função dos anos. Pôde-se observar, na análise com o modelo de Malthus, que a

produção de resíduos sólidos na região Sul do Brasil ainda está em crescimento, validando

a ideia de que a PNRS ainda não está sendo totalmente efetivada. A previsão obtida mostra

a necessidade de ações que controlem o impacto destes resíduos, seja por meio da

conscientização da população quanto à destinação correta dos resíduos, seja por meio de

ações públicas por parte do governo, já que como visto neste trabalho, há ainda pouca

importância dada para este assunto no nosso país.

Em estudos futuros, sugere-se que seja realizada uma pesquisa mais detalhada em

relação as causas pontuais que ainda desaceleram o desempenho da lei nº 12.305/10.


6. AGRADECIMENTOS

Agradecemos aos professores orientadores e ao PETAMB da UTFPR-MD pelo incentivo

à pesquisa e desenvolvimento deste artigo.

REFERÊNCIAS

ABRELPE (Org.). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2016 . São Paulo, SP, Brasil: [s.n.], 2016. 64 p. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2016.pdf>. Acesso em: 10 jun. 2018. ABRELPE (Org.). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2015 . São Paulo, SP, Brasil: [s.n.], 2015. 92 p. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2015.pdf>. Acesso em: 10 jun. 2018. ABRELPE (Org.). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2014 . São Paulo, SP, Brasil: [s.n.], 2014. 120 p. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2014.pdf >. Acesso em: 10 jun. 2018. ABRELPE (Org.). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2013 . São Paulo, SP, Brasil: [s.n.], 2013. 114 p. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2013.pdf >. Acesso em: 10 jun. 2018. ABRELPE (Org.). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2012 . São Paulo, SP, Brasil: [s.n.], 2012. 116 p. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2012.pdf >. Acesso em: 10 jun. 2018. BRASIL, Lei N° 12.305 de 02 de agosto de 2010. Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS). BOYCE, W. E.; DIPRIMA, R. C. Equações diferenciais elementares e problemas de valores de contorno. 9ª ed. Rio de Janeiro: LTC, 2010. FREITAS, Eduardo de. "Thomas Malthus"; Brasil Escola. Disponível em <https://brasilescola.uol.com.br/geografia/thomas-malthus.htm>. Acesso em 05 de setembro de 2018. RESÍDUOS Sólidos. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/cidades-sustentaveis/residuos-solidos>. Acesso em: 17 jun. 2018. MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE. Plano nacional de resíduos sólidos. Disponível em: < http://www.mma.gov.br/cidades-sustentaveis/residuos-solidos >. Acesso em 20 de agosto de 2018. ZILL, D. G. Equações Diferenciais com Aplicações em Modelagem. Cengage Learning. 10ª ed. São Paulo, 2016.

1 Engenheiro Ambiental, Universidade Federal do Paraná, [email protected] 2 Graduandos em Engenharia Ambiental e Sanitária, Universidade Federal do Paraná 3 Engenheiro Civil, Universidade Federal do Rio Grande do Sul 4 Engenheiro Ambiental, Universidade Federal do Paraná


QUALIDADE DAS ÁGUAS DOS RIOS URBANOS DAS CIDADES DE

MATINHOS - PR E PONTAL DO PARANÁ - PR.

Fernando Augusto S. Armani1

Luiz Ricardo A. Ferreira2

Flávia Mariana M. de Oliveira2

Paulo Fernando B. Goetze3

Cesar Aparecido Silva4

Resumo: Um dos maiores problemas ambientais do litoral do Paraná é a poluição dos

corpos d'água por esgoto sanitário devido à carência de infraestrutura sanitária. No entanto,

atualmente esse cenário está mudando nas cidades de Matinhos e Pontal do Paraná, pois

em julho de 2018 foram concluídas as obras de ampliação do sistema de esgotamento

sanitário dessas cidades, disponibilizando cerca de 27 mil ligações à rede coletora de

esgotos à população de ambos os municípios. Neste contexto, este trabalho apresenta o

diagnóstico da atual qualidade das águas dos rios e canais dessas cidades, realizado

através da avaliação de parâmetros físicos, químicos e biológicos durante o outono de 2018.

Os resultados das análises indicaram contaminação por esgoto sanitário em todos os rios e

canais monitorados, restringindo o uso das águas da maior parte dos cursos d'água dessas

cidades à navegação e à harmonia paisagística segundo a legislação ambiental brasileira.

Palavras-chave: Monitoramento Ambiental; Qualidade da Água; Esgoto Sanitário;

WATER QUALITY OF THE URBAN RIVERS OF PONTAL DO

PARANÁ - PR AND MATINHOS - PR CITIES.

Abstract: The coast of Paraná for many years lacked sewerage. Therefore, one of its

biggest environmental problems is the pollution of water bodies by sewer. Currently, this

scenario is changing in the cities of Matinhos and Pontal do Paraná because in July 2018 the

expansion of the sewerage of these cities was completed, providing approximately 27,000

connections to the sewerage for population of both cities. This work presents a diagnosis of


the current waters quality of the rivers of these cities, where physical, chemical and biological

parameters were evaluated during the fall of 2018. The results of the analyzes indicated

contamination by sewer in all the rivers monitored, which restricted the use of the most

continental waters of these cities exclusively to the navigation and landscaping according to

the Brazilian environmental legislation.

Keywords: Environmental Monitoring, Water Quality, Sewer.

1. INTRODUÇÃO

Uma prática corriqueira no Brasil é o lançamento de esgoto sanitário nos corpos

hídricos devido à falta de infraestrutura sanitária ou ao tratamento ineficiente dos esgotos

coletados. O resultado disso incorre na deterioração da qualidade das águas destes corpos

receptores, principalmente nas proximidades dos aglomerados urbanos, gerando

consequências negativas no âmbito social e econômico (TERNUS et al., 2011; VÁLIO et al.,

2013).

A fim de suprir as demandas por água, em quantidade e qualidade, estabeleceu-se

com a lei Nº 9.433/1997 no Brasil o Plano Nacional de Recursos Hídricos (PNRH) (BRASIL,

1997). Um dos objetivos do PNRH é diminuir os custos de combate à poluição das águas,

mediante ações preventivas permanentes (BRASIL, 1997), tal como a implantação de

sistemas de esgotamento sanitário. Entretanto, atualmente nem toda a população brasileira

tem acesso a esses serviços, lançando esgoto sanitário in natura em corpos d’água, por

mais que se tenha conhecimento sobre os riscos que essa prática ofereça, ou fazendo uso

de soluções individuais, onde na maior parte não há manutenção e controle de operação, e

muitas vezes são pouco eficazes. No Brasil, apenas 43% da população possui esgoto

coletado e tratado, 12% recorrem a fossa séptica (solução individual), e 27% não são

atendidas por serviços de coleta sanitária (Agência Nacional das Águas, 2017).

No litoral do Paraná, investimentos têm sido feitos para aumentar os percentuais da

população atendida pelo sistema de esgotamento sanitário: em Julho de 2018, as empresas

Sanepar e GEL Engenharia concluíram as obras de ampliação do sistema de esgotamento

sanitário nos municípios de Pontal do Paraná e Matinhos, oferecendo acesso à rede

coletora de esgotos a 85% dos edifícios de Matinhos e a 75% das edificações de Pontal do

Paraná. Essas obras vêm sendo executadas desde o ano de 2016, com a implantação de

29 novas Estações Elevatórias e com a ampliação de duas Estações de Tratamento de

Esgoto sanitário.


Com a ampliação do sistema de esgotamento sanitário no litoral do Paraná, as águas

dos rios e canais destas cidades tendem a melhorar sua qualidade, uma vez que atualmente

se encontram degradadas conforme diagnosticado neste trabalho. No presente estudo são

apresentados os resultados do monitoramento da qualidade da água de rios e canais dos

municípios de Matinhos e Pontal do Paraná, realizado nos meses da estação do outono de

2018.

2. METODOLOGIA

O monitoramento da qualidade das águas dos rios e canais de Matinhos e Pontal do

Paraná foi realizado em nove pontos de Matinhos e em dez pontos de Pontal do Paraná. As

coletas foram nos dias 16 de abril de 2018, 15 de maio de 2018, e 14 de junho de 2018 no

município de Matinhos - PR, e 9 de abril de 2018, 7 de maio de 2018, e 7 de junho de 2018

no município de Pontal do Paraná - PR. Nas datas do monitoramento de Matinhos e Pontal

do Paraná, as marés eram de Sizígia e Quadratura, respectivamente.

Os pontos monitorados em Matinhos - PR estão dispostos na Figura 1. As coletas

foram realizadas no sentido jusante-montante, seguindo a sequência: 1, 2, 3, 4, 9, 5, 6, 7 e

8. Os pontos 1, 9 e 6 estão alocados no Rio Matinhos, os pontos 7 e 5 no Rio Preto, o ponto

4 no Rio da Onça, os pontos 8 e 3 no Rio Milome e o ponto 2 no Canal DNOS. As coletas

dos dias 16 de abril, 15 de maio e 17 de junho de 2018 iniciaram 9h15, 9h20 e 8h15 com

término às 11h25, 12h00 e 10h00, respectivamente.

Figura 1: Pontos de monitoramento no rio Matinhos e afluentes, cidade de Matinhos - PR.



Na Figura 2 está o mapa de Pontal do Paraná com os pontos de monitoramento na

cor vermelha. Os pontos 2, 3 e 5 estão alocados no Canal da Lagoa Amarela, os pontos 1,

4, 6, 7, 9 e 10 no Canal DNOS e o ponto 8 no Rio Perequê Mirim.

Figura 2: Pontos de monitoramento nos rios e canais do município de Pontal do Paraná - PR.


As coletas nos meses de abril, maio e junho realizadas em Pontal do Paraná

iniciaram 8h50, 8h50 e 9h10, e tiveram fim às 11h10, 12h00, 12h00, respectivamente. A

ordem da coleta foi do ponto 10 ao ponto 1.

Os polígonos de coloração azul e cinza das Figuras 1 e 2 indicam as áreas de

ambos os municípios que têm rede coletora de esgoto sanitário. Os polígonos cinzas

indicam as áreas dessas cidades com rede coletora de esgoto sanitário operando desde

2004 (ano de conclusão das primeiras Estações de Tratamento de Esgoto Sanitário de

ambas as cidades). Já os polígonos azuis são das redes recém-implantadas, cujas obras

iniciaram em janeiro de 2016 e foram concluídas em julho de 2018. A rede das áreas de

coloração azul estão disponíveis para a comercialização da Sanepar. Com essa nova rede

coletora, disponibilizou-se cerca de 27 mil ligações à rede coletora de esgoto sanitário à

população de Matinhos - PR e Pontal do Paraná - PR.

Os parâmetros de qualidade da água avaliados neste trabalho foram: Concentração

de Oxigênio Dissolvido em Água com Sonda Multiparâmetro (fabricante Hach modelo

HQ40D), Turbidez com Turbidímetro Digital Microprocessado (modelo Ap-2000-Ir), pH com

PHmetro Digital (fabricante DIGIMED modelo DM22), Coliformes Termotolerantes -

Escherichia coli (E. coli) (Método substrato cromogênico, ColilertⓇ - IDEXX), Demanda


Bioquímica de Oxigênio (Método Respirométrico pelo sistema Oxidirect e Oxitop), Demanda

Química de Oxigênio (Método Colorimétrico por Refluxo Fechado), Sulfeto de Hidrogênio

(Titulação Colorimétrica), Alcalinidade Total (Titulação Colorimétrica), Sólidos Suspensos

Totais (Filtração) e Salinidade (Refratômetro).

Em todos os pontos monitorados coletaram-se amostras da superfície da água e no

meio do canal em relação a sua seção transversal. Após a coleta, as amostras foram

armazenadas em frascos de polietileno e conservadas a 4°C. Já para as amostras de

análise microbiológica, coletaram-se 250mL de água, em triplicata, em frascos de vidro

estéril para cada ponto monitorado, que também foram conservados a 4°C.

Para análise e intercomparação dos resultados foi utilizada a Resolução CONAMA

N° 357/2005, que classifica os corpos d’água em Classe Especial, 1, 2, 3 e 4 de acordo com

os parâmetros de qualidade da água. Conforme definido nesta resolução, aos municípios

que não possuem plano diretor de recursos hídricos adota-se a Classe 2. Corpos d'água

enquadrados na Classe 2 podem ter suas águas destinadas ao abastecimento humano após

tratamento convencional, também podem ser usadas para proteção de comunidade

aquática, recreação de contato primário, irrigação, aquicultura, atividades pesqueiras,

harmonia paisagística e navegação (BRASIL, 2005). Como os município de Matinhos - PR e

Pontal do Paraná - PR não possuem plano diretor de recursos hídricos, adotou-se a Classe

2 para comparação dos resultados dos parâmetros analisados neste trabalho.


3.1 Matinhos – PR

Como se pode observar na Figura 1, o Rio Matinhos sofre influência direta do mar.

Assim, os pontos 1, 2 e 3, por estarem mais próximos à foz do rio, geralmente apresentam

salinidade característica de água salobra. Isso foi levado em consideração tanto nas

análises laboratoriais quanto na avaliação dos resultados dos parâmetros de qualidade da

água. Por exemplo, nos pontos 1, 2 e 3, a análise de E. coli foi medida com substrato

específico para água salgada (ColilertⓇ 18h). Além disso, a água do mar também interferiu

nas medições de Alcalinidade Total; Embora valores mais elevados de Alcalinidade Total

estejam geralmente associados a processos de decomposição de matéria orgânica e a altas

taxas respiratórias de micro-organismos, os maiores valores de Alcalinidade Total medidos

nos pontos da cidade de Matinhos (pontos 1, 2 e 3, vide Tabela 1) ocorreram devido à água

do mar, que é rica em carbonatos. Mesmo assim, os resultados obtidos em todos os pontos


estão dentro da faixa de valores típicos de ecossistemas aquáticos continentais (PIRATOBA

et al, 2017).

A redução brusca da concentração de oxigênio dissolvido na água de um rio pode

ser utilizada para identificação de lançamento de esgoto doméstico no corpo d'água, devido

ao consumo de OD por micro-organismos aeróbios no processo de estabilização da matéria

orgânica (PENIDO, 2015; KROGH, 2018). Observa-se no Rio Matinhos, que a concentração

do ponto 6 (ponto mais a montante do Rio Matinhos) é atenuada de 77,5% de saturação a

44,4% de saturação no ponto 9, sugerindo haver lançamento de matéria orgânica no Rio

Matinhos entre esses pontos, em grande parte oriunda do Rio Preto (Ponto 5) e do Rio da

Onça (Ponto 4). Embora a concentração de saturação de OD tenha aumentado do ponto 9

ao ponto 1, trata-se de um efeito de reoxigenação da água do rio pela água do mar, pois

tanto o Rio Milome quanto o Canal DNOS aportam matéria orgânica ao Rio Matinhos, tal

como se pode observar nas concentrações de matéria orgânica biodegradável (DBO)

dispostas na Tabela 1 medidas nos pontos 3 e 2, respectivamente. Os valores de Demanda

Bioquímica de Oxigênio destacados na cor vermelha da Tabela 1 ultrapassaram os limites

definidos para a Classe 2 na Resolução CONAMA N° 357/2005 (DBO5 ≤ 5 mgL-1).

Tabela 1: Resultado das análises realizadas no município de Matinhos: Oxigênio Dissolvido (OD), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5), Turbidez da Água (TBZ), Alcalinidade Total (AT), Gás

Sulfídrico (H2S) e E. coli (E.c), expressos em média ± desvio-padrão.

Ponto

OD DBO5 TBZ AT H2Sǂ E.c ￥￥￥￥

mgL-1 % sat. mgL-1 UNT mgL-1 de CaCO3 mgL-1 NMP/100mL

1 4,1 ± 0,5 ∼46,2 3,0 ± 1,0 19,30 ± 14,7 59,7 ± 34,5 0 5,8 x 103

2 3,9 ± 0,9 ∼43,7 2,0 ± 0,0 10,76 ± 2,6 104,7 ± 39,9 0,2 4,63 x 103

3 4,6 ± 0,6 ∼51,7 6,0 ± 2,0 10,70 ± 3,1 78,3 ± 14,3 0,5 3,72 x 103

4 4,2 ± 1,0 ∼46,3 2,0 ± 0,0 12,98 ± 4,4 40,7 ± 25,6 0,2 4,28 x 103

5 3,8 ± 0,5 ∼43,2 5,0 ± 1,0 20,83 ± 13,0 36,0 ± 16,1 0,3 1,38 x 104

6 7,0 ± 0,5 ∼77,5 7,0 ± 1,0 31,20 ± 35,9 49,3 ± 7,4 0 3,78 x 104

7 3,7 ± 0,3 ∼41,1 30,3 ± 26,1 14,39 ± 3,7 26,7 ± 11,6 0

8 4,7 ± 0,7 ∼51,9 23,7 ± 17,4 11,35 ± 3,1 59,3 ± 0,9 0

9 3,6 ± 1,0 ∼44,4 9,0 ± 2,2 19,26 ± 14,3 38,3 ± 16,5 0 Fonte: Os autores (2018). ￥￥￥￥ Parâmetro avaliado somente no mês de maio e nos pontos de 1 a 6;

ǂ Parâmetro avaliado somente no mês de maio.


Gás sulfídrico (H2S) é gerado no corpo d'água durante o processo anaeróbio de

biodecomposição da matéria orgânica (RUBRIGHT, 2017). Nota-se na Tabela 1 a presença

de gás sulfídrico em todos os afluentes do Rio Matinhos. Os valores medidos são

significativamente maiores do que os valores estabelecidos para a Classe 2 na Resolução

CONAMA N° 357/2005 (H2S ≤ 0,002 mgL-1). A concentração identificada no Ponto 3 restringe

o uso d'água deste afluente à navegação e à harmonia paisagística.

A Turbidez da água também é um parâmetro de qualidade da água pautado na

Resolução CONAMA Nº 357/2005. Uma vez que sua origem pode ser tanto natural quanto

antrópica, orgânica e inorgânica, os valores padronizados para esta variável são bastante

flexíveis. Assim, todos os valores medidos no Rio Matinhos apresentaram-se dentro dos

limites estabelecidos para a Classe 2. As análises microbiológicas apresentaram valores

elevados de E. coli como, por exemplo, na foz do Rio Matinhos onde os valores encontrados

são superiores ao limite estabelecido pela Resolução CONAMA N° 274/2000 (BRASIL,

2000) (E. coli ≤ 800 NMP/100mL) para balneabilidade. Embora a maioria das cepas de E.

coli não sejam consideradas patogênicas, elas são indicadoras fecais, e sua presença

sugere contato direto entre água e esgotos não tratados (SILVA, 2016), e que podem estar,

clandestinamente, sendo lançados ao longo do Rio Matinhos e em seus afluentes.

3.2 Pontal do Paraná – PR

Em Pontal do Paraná, os cursos d'água onde estão os pontos de coleta de 1 a 8

podem ser caracterizados como semi-lênticos. Com isso, a sua capacidade de

autodepuração é menor em relação aos ambientes aquáticos lóticos monitorados em

Matinhos, por não haver introdução de oxigênio em água pela turbulência gerada pela

correnteza do canal. Observa-se água corrente apenas nos pontos 9 e 10, que estão

localizados nas proximidades da foz do Canal DNOS. Os pontos 9 e 10 apresentaram as

maiores concentrações de OD em relação aos outros pontos monitorados neste trabalho. Na

Tabela 2 estão os resultados das análises de OD e dos outros parâmetros de qualidade da

água avaliados em Pontal do Paraná.

Nota-se na Tabela 2, que os pontos de monitoramento de 1 a 7 apresentaram

concentrações de OD significativamente menores do que as concentrações medidas em

Matinhos. Oxigênio dissolvido em água é imprescindível à biota aquática, sendo que as

concentrações de hipoxia observadas nos pontos de 1 a 7 restringem aqueles ambientes

aos organismos mais resistentes, que têm estruturas especializadas para trocas gasosas

com o meio (NULL, 2017). O ponto mais próximo à foz do Canal DNOS (ponto 10)


apresentou os melhores resultados devido à diluição da água do canal com as águas do

estuário, atenuando a concentração de bactérias E. coli e turbidez, e aumentando a

concentração de oxigênio dissolvido em água.

Tabela 2: Resultado das análises realizadas no município de Pontal do Paraná: Oxigênio Dissolvido (OD), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5), Turbidez da Água (TBZ), Alcalinidade Total (AT),

Gás Sulfídrico (H2S) e E. coli (E.c), expressos em média ± desvio-padrão.

Ponto

OD DBO5 TBZ AT H2Sǂ E.c ￥￥￥￥

mgL-1 % sat. mgL-1 UNT mgL-1 de CaCO3 mgL-1 NMP/100mL

1 1,2 ± 0,3 ~13,7 8,0 ± 2,0 86,9 ± 20,0 112,3 ± 7,1 0

2 2,0 ± 1,0 ~22,8 7,0 ± 3,0 31,3 ± 19,0 123,7 ± 33,9 0 1,32 x 104

3 1,1 ± 0,2 ~13,2 4,0 ± 4,0 53,6 ± 4,3 173,3 ± 9,4 0

4 2,6 ± 1,2 ~30,1 5,0 ± 3,0 59,1 ± 7,2 147,7 ± 66,3 0 9,95 x 102

5 0,9 ± 0,1 ~10,7 6,0 ± 2,9 13,5 ± 4,2 150,0 ± 37,4 0 9,80 x 104

6 2,2 ± 0,8 ~25,0 4,0 ± 2,0 34,1 ± 10,0 124,7 ± 13,5 0 1,67 x 104

7 2,1 ± 0,3 ~24,4 15,0 ± 13,0 19,4 ± 5,0 86,7 ± 18,9 0,1

8 4,3 ± 1,7 ~48,8 10,0 ± 6,0 19,2 ± 8,0 140,7 ± 37,6 0

9 5,0 ± 1,2 ~57,1 10 ± 8,0 6,7 ± 3,3 53,3 ± 17,0 0 1,20 x 104

10 6,3 ± 1,5 ~72,9 16,0 ± 0 5,4 ± 1,4 76,7 ± 28,7 0 7,34 x 102

Fonte: Os autores (2018). ￥￥￥￥ Parâmetro avaliado somente no mês de Junho e nos pontos de 2, 4, 5, 6, 9 e 10; ǂ Parâmetro avaliado somente no mês de maio.

Em comparação com os padrões estabelecidos na Resolução CONAMA N°

357/2005, nenhum dos pontos atende aos critérios de corpos d'água Classe 2. Os pontos e

parâmetros que apresentaram valores fora do intervalo definido para esta classe (valor

médio ou pontual) estão destacados na cor vermelha na Tabela 2. Os pontos de 1 a 7

também não atendem aos critérios estabelecidos na classe que apresenta as maiores

restrições de uso d'água da Resolução CONAMA N° 357/2005 (classe 4).

4. CONCLUSÃO

Os resultados do monitoramento da qualidade das águas das cidades de Matinhos e

Pontal do Paraná sugerem contaminação por esgoto sanitário em todos os rios e canais

dessas cidades. Dos dez pontos avaliados em Pontal do Paraná, sete não podem ter suas


águas destinadas a nenhum tipo de uso, segundo a legislação ambiental brasileira. As

águas dos outros três pontos monitorados podem ser utilizadas exclusivamente a

navegação e harmonia paisagística. Já os rios e canais da cidade de Matinhos

apresentaram melhores resultados em relação aos corpos d'água de Pontal do Paraná, mas

também há restrição ao uso das águas monitoradas, exclusivamente à navegação e ao

paisagismo.

REFERÊNCIAS

AGÊNCIA NACIONAL DAS ÁGUAS - ANA. Atlas Esgotos: Despoluição de Bacias Hidrográficas, 2017. Disponível em: <http://www.atlasesgotos.ana.gov.br>. Acesso em 10 de maio. 2018.

BRASIL. Lei Federal Nº 9.433, de 8 de janeiro de 1997. Institui a Política Nacional de Recursos Hídricos, cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, regula o inciso XIX do art. 21 da Constituição Federal e altera o art. 1 da Lei 8.001, de 13 de março de 1990, de 28 de dezembro de 1989. Brasília, 1997. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/port/conama>. Acesso em 10 de maio. 2018. BRASIL. Resolução n° 274, de 29 de novembro de 2000. Dispõe sobre a as condições de balneabilidade. Diário Oficial da União, Brasília, 2001. BRASIL. Resolução nº 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Diário Oficial da União, v. 1, 2005. KROGH, Jeremy et al. Risks of hypoxia and acidification in the high energy coastal environment near Victoria, Canada's untreated municipal sewage outfalls. Marine Pollution Bulletin, v. 133, p. 517-531, 2018. NULL, Sarah E.; MOUZON, Nathaniel R.; ELMORE, Logan R. Dissolved oxygen, stream temperature, and fish habitat response to environmental water purchases. Journal of environmental management, v. 197, p. 559-570, 2017. PENIDO, L. R. Metodologia de apoio à manutenção de rede coletora de esgotos. 2015. PIRATOBA, Alba Rocio Aguilar et al. Caracterização de parâmetros de qualidade da água na área portuária de Barcarena, PA, Brasil. Ambiente & Água-An Interdisciplinary Journal of Applied Science, v. 12, n. 3, p. 435-456, 2017. RUBRIGHT, Samantha L. Malone; PEARCE, Linda L.; PETERSON, Jim. Environmental toxicology of hydrogen sulfide. Nitric Oxide, 2017. SILVA, C. A.; YAMANAKA, E. H. U.; MONTEIRO, C. S. Monitoramento microbiológico da água de bicas em parques públicos de Curitiba (PR). Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 1, p. 1-5, 2016.


TERNUS, Raquel Zeni et al. Influence of urbanisation on water quality in the basin of the upper Uruguay River in western Santa Catarina, Brazil. Acta Limnologica Brasiliensia, v. 23, n. 2, p. 189-199, 2011. VÁLIO, Vinícius Mori Et Al. Impacto Do Efluente Tratado Da Estação De Tratamento De Esgoto Na Qualidade De Água Do Rio De Itapetininga, Sp. Holos Environment, V. 13, N. 2, P. 224-242, 2013.

Revista Técnico-Científica do Crea-PR - ISSN 2358-5420 – Edição Especial – Outubro de 2018 - página 1 de 7

REMOÇÃO DE DBO E COLIFORMES TERMOTOLERANTES EM

SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ESGOTO POR ESCOAMENTO

SUPERFICIAL

Márcia Severino da Costa (Engenheira Civil, Mestranda em Recursos Naturais, UFRR) E-

mail: [email protected]; Pedro Alves da Silva Filho (Prof. Dr. do Departamento de

Engenharia Civil, UFRR) E-mail: [email protected]; Ofélia de Lira C. Silva (Profa. Dra. do

Departamento de Engenharia Civil, UFRR). E-mail: [email protected]; Gioconda S. de Souza

Martínez (Profa. Dra. do Departamento de Engenharia Civil, UFRR). E-mail:

[email protected]; Thamires Ohana Coelho Lima (Engenheira Civil). E-mail:

[email protected]

RESUMO: As mudanças nos padrões de consumo resultaram em uma maior necessidade por recursos naturais, bem como, em uma maior produção de resíduos sólidos e líquidos e em uma alteração nas características físico-químicas decorrente dos avanços tecnológicos, com um consequente aumento potencial de poluição e contaminação dos corpos hídricos, do ar e do solo, exigindo, assim, tecnologias novas de tratamento, como, por exemplo, as rampas de escoamento. Sendo assim, o objetivo deste trabalho é avaliar o desempenho de uma ETE do tipo “fossas sépticas-filtros anaeróbios”, tendo como pós-tratamento a técnica de escoamento superficial com vistas à remoção de DBO e coliformes termotolerantes, adequando as características físico-químicas e microbiológicas aos padrões exigidos para o reúso. A área de estudo compreende o município de Santa Maria, no estado do Rio Grande do Norte. Neste município, somente 49% da população é atendida com um sistema de tratamento de esgoto. A ETE disponível é composta por duas fossas sépticas, seguidas de dois filtros anaeróbios de fluxos ascendentes e três rampas de escoamento, com declividades de 2%, 4% e 8%. Foi utilizada como vegetação de cobertura a palma forrageira (Opuntia fícus L.Mill), por ser uma das vegetações mais resistentes a intempéries. A taxa de aplicação aplicada foi de 0,40 m3/h.m. Os ensaios realizados para avaliação da eficiência do tratamento foram: pH, Temperatura, DBO, DQO e coliformes termotolerantes. A rampa que apresentou melhores eficiências foi a rampa 3, com taxa de aplicação de 0,40 m3/h.m e declividade de 8%. Os valores ótimos obtidos por essa rampa foram: 93,55% para remoção e concentração de 25,67 mg/L para DBO; e 89,12% para remoção e concentração de 86,82 mg/L para DQO. A qualidade bacteriológica do efluente final foi igual a 1,89x103 NMP/100 mL e é satisfatória para a utilização na irrigação irrestrita de culturas industriais, cereais, forrageiras, pastagens e árvores. Quanto à remoção de coliformes termotolerantes do efluente, as rampas apresentaram valores iguais de remoção nos metros finais, de 3 a 4 unidades log, correspondentes a 99,9% e 99,99% respectivamente. Pode-se concluir que o sistema de rampas de escoamento, adotado como pós-tratamento de efluentes, é eficiente na remoção de DBO, além de apresentar baixo custo de construção e operação e remoção satisfatória de microrganismos patogênicos. As rampas de escoamento superficial também apresentam a possibilidade de reaproveitamento da cobertura vegetal e resiste às variações de carga e descarga de efluentes e precipitações.


Palavras-chave: Disposição no Solo. Eficiência. Sistema alternativo. Construção Civil. Fossa séptica. Filtro anaeróbio. Vegetação de cobertura.

INTRODUÇÃO

A universalização do acesso ao saneamento básico foi assumida como um

compromisso de toda a sociedade brasileira através da Lei nº. 11.445/2007, que orienta as

três esferas do governo quanto à melhoria da prestação de serviços e das políticas públicas

de saneamento em busca de qualidade de vida dos brasileiros e da conservação e

preservação do meio ambiente, sempre aliado ao fator desenvolvimento sustentável. No

quesito saneamento, o Brasil enfrenta problemas como a escassez de tratamento de esgoto

e deficiência nas infraestruturas de coleta e na destinação final de resíduos sólidos urbanos,

sendo, em muitos casos, lançados diretamente nos corpos d’água sem o devido tratamento

e obediência às condições, padrões e exigências dispostos em normas e resoluções

(CONAMA nº 430/2011).

Isso é uma das causas da contaminação do solo e dos mananciais de água

apropriada para consumo humano, causando problemas sanitários e ambientais. Diante

disso, a sociedade e governo estão se apossando de uma nova consciência ambiental e

política atrelada ao desenvolvimento e aprimoramento de soluções técnicas e

economicamente viáveis de tratamento de esgoto, que atendam à necessidade simplificada

de implantação dos meios tratáveis nas comunidades brasileiras, tendo em vista que em

30,7% dos domicílios brasileiros constata-se inadequação ou inexistência da coleta de

esgotos sanitários (PNAD/IBGE, 2010).

Neste cenário, a implantação de técnicas alternativas de tratamento é necessária,

pois as tradicionais apresentam custo elevado e não são tão eficazes na remoção de

microrganismos patogênicos e metais pesados do solo. Dentre as técnicas alternativas,

consideradas naturais e mais praticáveis em regiões áridas e semiáridas, está o Método do

Escoamento Superficial, que já é utilizada mundialmente (ERTHAL, 2008), apresenta

facilidade de implementação, baixo custo e garante ao usuário a mesma eficiência e

desempenho que o método tradicional. É caracterizado pela utilização de águas residuárias

brutas e parcialmente tratadas para irrigação agrícola, tendo a vantagem de recuperar solos

pobres, possibilitando o ganho de nutrientes necessários às plantas e incrementando a

produção agrícola (SILVA FILHO, 2014).


O método auxilia na remoção de microrganismos patogênicos (coliformes

termotolerantes) do solo, sendo um minimizador de riscos à saúde dos trabalhadores

agrícolas (KRUZIC, 1997). Com base nisso, o objetivo deste trabalho é avaliar o

desempenho de uma estação de tratamento de esgoto (ETE) do tipo “fossas sépticas-filtros

anaeróbios”, tendo como pós-tratamento o escoamento superficial com vistas à remoção de

DBO e coliformes termotolerantes, adequando as características físico-químicas e

microbiológicas aos padrões exigidos para o reuso.

MATERIAIS E MÉTODOS

A área de estudo compreende o município de Santa Maria, no estado do Rio Grande

do Norte. Esse município situa-se na Microrregião do Agreste Potiguar, abrangendo uma

área territorial de 219,567 km². Segundo o IBGE (2010), a população é de 4.762 habitantes,

da qual apenas 49% é atendida com um sistema de tratamento de esgoto.

A ETE disponível é composta por duas fossas sépticas, seguidas de dois filtros

anaeróbios de fluxos ascendentes e três rampas de escoamento, com declividades de 2%,

4% e 8%. Utilizou-se como vegetação de cobertura a palma forrageira (Opuntia fícus L.Mill),

por ser uma das vegetações mais resistentes às intempéries.

A taxa de aplicação foi de 0,40 m3/h.m. Os ensaios para avaliação da eficiência do

tratamento foram: pH, Temperatura, DBO, DQO e coliformes termotolerantes.


O comportamento do pH sofreu pouca alteração para todas as taxas de aplicação e

rampas. O esgoto aplicado tendeu para valores um pouco acima da neutralidade, todavia

essa proximidade manteve-se durante todo o trajeto do esgoto nas rampas; este caso é um

indício de que nenhuma condição de tamponamento foi quebrada, propiciando, assim, um

ambiente adequado para o desenvolvimento das plantas e ocorrências das reações

químicas necessárias à depuração do esgoto.

Os maiores valores de pH são encontrados na rampa 3, o máximo chegou a 7,43. Já

os menores são encontrados na rampa 1, com mínimo igual a 7,05. O pH do sistema

combinado Fossa/Filtro/Rampa 3 foi acrescido entorno de 4% no final do tratamento. O pH


do afluente variou entre 7,08 a 7,37 , sendo que esta pequena variação demonstra a boa

capacidade de tamponamento do sistema.

A maior temperatura foi observada na rampa 2, com 29,5ºC; e a mínima foi de

28,5ºC, observada nas três rampas. A temperatura do esgoto afluente não se demonstrou

tão elevada, ficando na média de 29,50ºC. Esse valor se deu pelo período chuvoso na

época da coleta de dados, que contribuiu para baixas temperaturas, tanto para o esgoto

afluente, quanto para o efluente advindo das fossas e dos filtros.

Segundo Silva Filho (2014), o valor médio da temperatura esteve entorno de 29°C e

está em conformidade com a temperatura do Nordeste do Brasil e a predominância nessa

faixa de temperatura deu-se devido ao horário de coleta (8-16h). A temperatura mais

elevada, ao longo dos meses de observação nas rampas, foi igual a 29,75ºC no trecho final

da rampa 2. O que já era esperada devido à presença de vegetais e, este valor é

comumente encontrado na literatura para esgotos submetidos a um pré-tratamento. A

temperatura mais baixa, equivalente a 28,50ºC foi observada no início de cada rampa.

Os efluentes provenientes da fossa séptica e do filtro anaeróbio também apresentou

média de temperatura igual a 28,50ºC, considerada normal para efluentes e dentro da faixa

encontrada no litoral nordestino. A partir dos valores médios para o sistema completo foi

possível perceber a pequena oscilação de temperatura. Na Figura 1, estão os valores das

concentrações de coliformes termotolerantes ao longo das rampas para a taxa de aplicação

de 0,40m3/h.m.

Figura 1 - Concentrações de coliformes termotolerantes.

Fonte: AUTOR, 2018.


Para o esgoto bruto, a faixa estipulada para o parâmetro coliformes termotolerantes

para efluentes domésticos varia entre 106 a 1010 NMP/100mL, conforme Jordão e Pessoa

(2005). A densidade média de coliformes termotolerantes para o esgoto bruto é de 2,71x107

NMP/100mL, estando, portanto, dentro da faixa estipulada.

A qualidade bacteriológica do efluente final não está satisfatória para a utilização na

irrigação irrestrita de culturas industriais, cerais, forrageiras, pastagens e árvores, uma vez

que se apresenta dentro do valor máximo recomendado pela OMS (WHO, 1989), que

estabelece um padrão de, no máximo, 1000 coliformes termotolerantes/100mL, visto que os

valores obtidos no experimento foi de 1,89x103 NMP/100mL para os sistema de pós-

tratamento adotado, valor este um pouco acima do recomendado.

Optando-se pelas rampas de escoamento, pode-se esperar que a remoção de

bactérias na superfície do solo alcance eficiência de 95%, podendo, este valor, ser superado

e chegar a 99%. Essa porcentagem depende de taxas de aplicação, tempo de detenção,

tamanho das rampas, além de variar com os diferentes pontos de aplicação.

A eficiência na remoção de coliformes termotolerantes situou-se acima de 99,9%

para todas as rampas com palma forrageira. A grande eficiência na remoção de coliformes,

sugere que a utilização de rampas de escoamento nos sistemas de tratamento de esgotos

domésticos pode vir a recomendar o tratamento terciário, simplificando e barateando custos

de estações de tratamento, objetivando a remoção de coliformes termotolerantes.

Evidenciou-se a remoção de coliformes termotolerantes do efluente advindos da

fossa séptica e filtro anaeróbio e demonstram que, ao percorrer a rampa, o efluente tem

remoção significativa de coliformes termotolerantes nos metros finais, com valores de 3 a 4

unidades log (iguais nas 3 rampas), valores estes encontrados na literatura técnica para

este parâmetro, como citado por VON SPERLING (2005).

As concentrações de coliformes termotolerantes obtidas para as rampas 1, 2 e 3 são

compatíveis com o valor recomendado para remoção de coliformes termotolerantes em

efluentes de rampas de escoamento superficial destinados a algumas aplicações de reuso

tais como forrageiras, pastagens e árvores.

Para irrigação irrestrita, segundo a OMS (1989), não é satisfatória, uma vez que o

valor final (1,89 x10³ NMP/100mL) está acima da média recomendada que é de

1000NMP/100mL. Quanto à evolução da remoção de patógenos foi medianamente

satisfatório tendendo-se a um acréscimo conforme o aumento da área de aplicação do


efluente e o efeito intenso da radiação solar observado, visto que esses microrganismos são

sensíveis à radiação ultravioleta.

CONCLUSÃO

O sistema de rampas de escoamento, como pós-tratamento de efluentes domésticos,

é eficiente na remoção de DBO por remover satisfatoriamente microrganismos patogênicos;

a cobertura vegetal pode ser reaproveitada por oferecer resistência às variações de carga e

descarga de efluentes e precipitações.

REFERÊNCIAS

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em <http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=459>. Acesso em 13 jun.

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ERTHAL, V. J. T. Fertirrigação de capim-Tifton 85 e a aveia preta com águas residuárias de

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<https://biblioteca.ibge.gov.br/visualizacao/periodicos/93/cd_2010_caracteristicas_populacao

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JORDÃO, E. P. & PESSOA, C. A. Tratamento de esgotos domésticos. 4. ed. Rio de Janeiro:

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KRUZIC, A. P. Natural Treatment and on Site Processes. Water Enviroment Research, v. 69,

n. 4, p. 522-526, 1997.


SILVA FILHO, P. A. Sistemas de escoamento superficial como alternativa de pós-tratamento

de efluentes para pequenas localidades tendo a palma forrageira (Opuntia fícus indica l.mill)

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<http://www.repositorio.ufc.br/bitstream/riufc/11395/1/2014_tese_pasilvafilho.pdf>. Acesso

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VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgoto. 3. ed.

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Acesso em 22 jan. 2018.

ANÁLISE DAS FONTES DE POLUENTES ATMOSFÉRICOS DE

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