EDIÇÃO 14 - Dezembro/09 - RBCIAMB

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A Revista Brasileira de Ciências Ambientais – RBCIAMB - publica artigos completos de trabalhos científicos originais ou trabalhos de revisão com relevância para a área de Ciências Ambientais. A RBCIAMB prioriza artigos com perspectiva interdisciplinar. O foco central da revista é a discussão de problemáticas que se inscrevam na relação sociedade e natureza em sentido amplo, envolvendo aspectos ambientais em processos de desenvolvimento, tecnologias e conservação. A submissão dos trabalhos é de fluxo contínuo.

EDIÇÃO 14Dezembro/09


ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478Dezembro 200914www.ictr.org.br www.cepema.usp.brRevistaBrasileira deCiências AmbientaisExpedienteEditores• Jorge Alberto Soares Tenório (USP)jtenorio@usp.br• Denise Crocce Romano Espinosa (USP)espinosa@usp.brEditor Adjunto• Valdir Fernandes (USP)v.fernandes@usp.brSecretária• Juliana Barbosa Zuquer Giarettajzuquer@usp.br• Adriana Rossetto (UNIVALI)• Andrea Moura Bernardes (UFRGS)• Andrea Vidal Ferreira (CDTN)• Antonio Ésio Bresciani (USP)• Arlindo Philippi Jr. (USP)• Carlos Alberto Cioce Sampaio (UFPR)• Celina Lopes Duarte (IPEN)Comissão Editorial• Cláudio Augusto Oller do Nascimento(USP)• José Roberto de Oliveira (IFES)• Maria do Carmo Sobral (UFPE)• Oklinger Mantovaneli Junior (FURB)• Sérgio Martins (UFSC)• Tadeu Fabrício Malheiros (USP)Arte Final• Octavio Furtado Fariasoctaviofarias@msn.com• G4webSubmissão de artigos, dúvidas e sugestõesrbciamb@gmail.comInstruções para autoreshttp://www.rbciamb.com.br/instrucoes.asp


ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478Dezembro 200914www.ictr.org.br www.cepema.usp.brRevistaBrasileira deCiências AmbientaisÍndice01Processo foto-fenton aplicado ao tramanetode águas produzidas em campos de petróleoDouglas do Nascimento SilvaAlcivan Almeida Evangelista NetoGabriela Miranda de Assis CunhaOsvaldo Chiavone FilhoCláudio Augusto Oller Nascimento09Efeito da incorporação de resíduosagroindustriais nas características mecânicase termofísicas de tijolos modulares de solocimentoWilson Marques SilvaRegis de Castro FerreiraLahuana Oliveira de SouzaAdriana Marques Silva15Sistemas peritos e atores sociais na análisede risco ambientalSimone Gonçalves Sales AssunçãoFausto Miziara27Avaliação do desempenho de carvões ativosusados na remoção de compostos orgânicosde águas naturais, provenientes decianobactérias e suas toxinasKarina Guedes CubasGessé Jerônimo Santos JúniorThomaz Aurélio PagioroLivia Mari Assis33Caracterização de pilhas e bateriasproveniente de programa de devoluçãovoluntáriaDenise Crocce Romano EspinosaJorge Alberto Soares Tenório


Processo foto-fenton aplicado ao tratamento de águasproduzidas em campos de petróleoRESUMONa indústria do petróleo, as águas de produção representam 98% de todos os efluentes gerados.Este trabalho estuda a utilização do processo foto-Fenton para reduzir a toxicidade destes efluentesatravés da oxidação dos compostos orgânicos presentes. Este processo apresenta como grandesvantagens a baixa carga residual gerada e o baixo custo quando se utilizam reatores solares. Osresultados mostram a viabilidade de estudar a aplicação deste processo para o tratamento de águasde produção em campos de petróleo. A análise da água tratada revela que a mesma apresenta níveisaceitáveis para a utilização em agricultura (irrigação).PALAVRAS-CHAVE: Águas produzidas em Campos de Petróleo, Processo foto-Fenton, Hidrocarbonetos,Reatores Solares.ABSTRACTIn the petroleum industry, the oilfield produced water represents 98% of the wastewater generated.This article studies the utilization of photo-Fenton process to reduce the toxicity of these effluentsthrough the oxidizing of organic compounds. This process has as great advantage a low residualcharge generated and the low costs through the use of solar reactors. The results show the viabilityof study the application of this process for the treatment of the oilfield produced waters. The analysisof the water treated reveals that this water presents acceptable levels for the use in the agriculture(irrigation).KEYWORDS: Oilfield Produced Water, Photo-Fenton Process, Hydrocarbons, Solar Reactors.Douglas do Nascimento SilvaProfessor Adjunto do Departamento deCiências Exatas e da Terra da UniversidadeFederal de São Paulo e Pesquisador doCentro de Capacitação e Pesquisa em MeioAmbiente da Universidade de São Paulo(CEPEMA - USP). Doutor em EngenhariaQuímica pela Escola Politécnica daUniversidade de São Paulo (EPUSP). Atua empesquisas na área de Tratamento deEfluentes e Remediação de Solos -douglas.nascimento@unifesp.brAlcivan Almeida Evangelista NetoMestrando vinculado ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Química daUniversidade Federal do Rio Grande doNorte (UFRN)Gabriela Miranda de Assis CunhaEngenheira Química formada pela UFRN,atuando como profissional na FORTEKSEngenharia.Osvaldo Chiavone FilhoProfessor Associado da UFRN. PhD. pelaTechnical University (Dinamarca)Cláudio Augusto Oller NascimentoProfessor Titular da EPUSP e Coordenadordo CEPEMA - USP e do Instituto Nacional deCiência e Tecnologia em Estudos do MeioAmbiente. Doutor em Engenharia Químicapela University of Salford (Inglaterra) e Pós-Doutor pela Ecole Polytechnique Federalede Lausanne (França)Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 1 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


INTRODUÇÃOO meio ambiente tem sidoconstantemente agredido por atividadesdesenvolvidas pelo homem (antrópicas). Abusca pela melhoria na qualidade dosprocessos, materiais e técnicas envolvidosnas atividades humanas resultamprioritariamente da necessidade de seadaptar a exigências legais explicitadasatravés de resoluções, como por exemplo, aResolução CONAMA 357 (BRASIL, 2005) e alei de crimes ambientais (BRASIL, 1998).Estas agressões causam impacto sobre asociedade, uma vez que os seres humanosretiram da natureza matérias-primasessenciais para o desenvolvimento de suasatividadesA água é um recurso fundamentalpara a sobrevivência humana, pois, além desua ingestão, é usada em uma grandevariedade de atividades, incluindo higienepessoal, uso residencial geral e diversasaplicações industriais. A negligência com omeio ambiente e o uso irracional desterecurso, nas últimas décadas, combinados ademanda crescente, tem forçado a sociedadeà utilização racional da água e cuidadopermanente com os efluentes gerados,principalmente porque estes efluentespodem contaminar fontes de água limpa epotável. Assim, o tratamento de efluentesindustriais representa uma necessidade vital.Na indústria do petróleo váriossegmentos podem agredir o meio ambiente.No segmento representado pela exploraçãodo petróleo, o poluente mais relevante,particularmente pelo volume envolvido, é aágua produzida juntamente com o petróleo.Diversos fatores devem ser levados em contapara se estabelecer e manter umgerenciamento cuidadoso deste efluente.Entre estes fatores encontra-se o volume deágua produzido, que é sempre crescente, emvirtude da maturação das jazidas e dautilização de processos de recuperação eseparação secundários.A água produzida é o efluenteresultante dos processos de separaçãoexistentes nas estações coletoras e detratamento de óleo, durante a produção dopetróleo. Os riscos ambientais associados àágua produzida podem variar em função dacomposição da água, das características dolocal onde ela ocorre e de sua disposiçãofinal. Este efluente contém, geralmente, altasalinidade, partículas de óleo em suspensão,produtos químicos adicionados nos diversosprocessos de produção, metais pesados e,por vezes, alguma radioatividade. Isto otorna um poluente de difícil descarte,principalmente devido ao expressivo volumeenvolvido. O descarte inadequado destesefluentes implica em efeitos nocivos ao meioambiente, repercussão negativa perante asociedade, penalidades diversas e um custoelevado com ações corretivas e mitigadoras.Segundo KAI (2005), o descarte nomar tem sido feito até o momento, de acordocom critérios locais e, muitas vezes, nãoclaramente definidos por órgãosgovernamentais. No mundo, companhiaspetrolíferas adotam suas próprias normas,as quais nem sempre são embasadascientificamente. Tais procedimentos visambasicamente evitar possíveis efeitos visuaisdecorrentes do descarte.De acordo com ALLEN e ROBINSON(1993) a porcentagem global de poluição épequena, porém, as quantidades localizadassão enormes, e podem causar danosambientais próximo aos locais delançamento.Na Unidade de Tratamento eProcessando de Fluidos (UTPF) de Guamaréno Rio Grande do Norte (Brasil) sãoproduzidos em torno de 100.000 m3 destaágua por dia (SILVA, 2002), que seriasuficiente para suprir uma cidade com meiomilhão de habitantes (PROCON, 2010). Adisposição da água produzida tem um custosignificante e as tecnologias para seutratamento devem respeitar a legislaçãovigente (BRASIL, 2005).O desenvolvimento de métodosadequados ao tratamento destes efluentesconsiste no principal entrave tecnológicopara o reuso destas águas, ou sua utilizaçãoem outros fins, evitando a disposição dasmesmas. Uma tecnologia que tem semostrado promissora é o processo foto-Fenton, que será descrito adiante, tendocomo empecilho para sua utilização oscustos envolvidos e/ou o tempo deresidência nos reatores (MORAES ET AL.,2004). Este trabalho consiste no estudo daviabilidade da aplicação de um ProcessoOxidativo Avançado (POA), o Processo Foto-Fenton, para degradação da carga orgânicacontaminante em efluente modelo quesimule as águas de produção.Águas ProduzidasSegundo FAKSNESS ET AL. (2004), aágua de produção é a maior corrente naprodução de petróleo. Este volume dependedo local de exploração, assim como da idadedo poço. Água do mar pode ser injetada nabacia para manter a pressão interna,facilitando a extração do petróleo. Portanto,a água produzida em campos de petróleoconsiste de um efluente com composiçãocomplexa, apresentando como característicaa alta concentração de sais, tais como cloretode sódio (NaCl), sulfatos (principalmenteBaSO4 e SrSO4) e carbonatos(principalmente CaCO3), presença de óleosdispersos, metais dissolvidos,radionuclídeos, hidrocarbonetos semisolúveiscomo benzeno, tolueno, etilbenzenoe xileno, hidrocarbonetos aromáticospolicíclicos, naftalenos, fenantrolina edibenzotiofenos, ácidos orgânicos, fenol, etc.A salinidade da água expressa como íonscloreto (Cl-), pode chegar a 120 g/L de Cl-,como pode ser visto no trabalho de CAMPOSET AL. (2002), ou mesmo a valores em tornode 300 g/L de Cl- nos poços de petróleo dacamada pré-sal.Processo foto-FentonSegundo BOSSMANN ET AL. (1998),o reagente de Fenton (FENTON, 1894)consiste de uma mistura oxidante quecontém íons ferrosos e peróxido dehidrogênio. O mecanismo exato da reaçãotérmica de Fenton ainda é motivo dediscussão, mas a tese mais aceita relata que,em uma primeira etapa ocorre a reação deoxidação do Fe2+ para Fe3+, conhecida comoreação de Fenton (Equação 1), produzindoradicais hidroxila em quantidadeestequiométrica, os quais são oxidantes(E0=2,8V) extremamente reativos e nãoseletivos.Fe+ HO→ Fe2+ 3+2 23+2+Fe + H O + H O→Fe222+ OH−+ H O3+ • OH+−2+ HO(1)• (2)Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 2 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Na ausência de luz, o íon Fe3+produzido é reduzido para Fe2+ conforme aequação 2. Esta redução térmica é a etapalimitante da cinética global do processoFenton. É provável que os complexos de Fe3+sejam os responsáveis pela interrupção doprocesso de mineralização, uma vez queestes complexos, estáveis na ausência de luzUV-visível, dificultam a regeneração do Fe2+.Assim, a reação Fenton estabiliza após aconversão de Fe2+ a Fe3+. LU ET AL. (1997)mostraram que os radicais ?OH podem serconsumidos conforme as equações 3, 4 e 5,onde RH representa uma molécula orgânicaqualquer.2+3+• OH + Fe → Fe + OH• OH + H2O2→ H2O+ HO2• OH + RH → H2O+ R •(3)• (4)(5)Radicais hidroperoxila (HO2?), emgeral, não apresentam papel de importâncianestes processos de oxidação, pois sãomenos reativos que os radicais ?OH(NADTOCHENKO e KIWI, 1998 e MORAES ETAL., 2004). Um ponto importante a serconsiderado é a quantidade de H2O2requerida para obter a melhor eficiência dotratamento, já que uma quantidadeexcessiva de H2O2 pode consumir o ?OH,competindo com os compostos orgânicos ediminuindo a eficiência do tratamento.Por outro lado, na reação foto-Fenton, radicais ?OH são gerados pela reação−de Fe2+ com H2O2, e pela fotorredução doFe3+, na faixa de radiação entre 280 e 550nm. Uma vez que a fotorredução se processamuito rapidamente, e permite o reciclo doFe2+, a eficiência e a velocidade dedegradação dos poluentes orgânicosaumenta significativamente (MORAES ET AL.2004). A reação de fotorredução do Fe3+para Fe2+ ocorre segundo a Equação 6.Fehv+ H O ⎯⎯→ Fe3+ 2+2Fe(OH )Fe(OHhv⎯⎯→ Fe2+ 2++) 2+ Hhv⎯⎯→ FeOH+ • OH(6)(7)(8)Esta equação pode ser maisrigorosamente representada considerando aformação de complexos aquosos de Fe3+,que além de regenerarem o íon Fe2+também produzem radicais ?OH, de acordocom as Equações 7 e 8. Estas reaçõesfavorecem a manutenção da concentraçãode íons Fe2+ em solução, produzindo maisradicais ?OH que o processo Fenton ou oprocesso UV/peróxido.Segundo SUN e PIGNATELLO (1993)e OLIVEROS ET AL. (1997), a faixa de pH nestesistema tem um efeito significativo na taxade degradação, pois os íons de ferroprecipitam na forma de hidróxido, quandoo pH do meio é aumentado. Por outro lado,se o pH estiver muito baixo a concentraçãodas espécies fotoativas é baixa. O pH ótimoda reação foto-Fenton situa-se entre 2,8 e3,5.++ • OH++ • OHMATERIAIS E MÉTODOSPara a realização do tratamentofotoquímico através do processo foto-Fentonforam utilizados peróxido de hidrogênio(H2O2, 30% m/m, Synthe®), sulfato ferrosoheptahidratado (FeSO4.7H2O, Reatec®),além de uma solução sintética de água deprodução (com concentrações de 50, 100,150 e 200ppm). Todos os reagentes eram degrau analítico, com exceção da soluçãosintética que foi preparada a partir damistura vigorosa de petróleo, cedido pelaPETROBRAS S.A., com água destilada. Emseguida, a mistura era mantida em repousopor um período de 3 horas, separando-se osobrenadante e filtrando-se a soluçãoresultante com o intuito de removerpartículas em suspensão ou emulsionadas.A solução resultante continha as substânciassolúveis (orgânicas e inorgânicas) oriundasdo petróleo.Para os experimentos em reatorlâmpada, utilizou-se um reator fotoquímicode geometria anular com um volume útil de1,0L, colocado em uma caixa de madeirafechada, com a finalidade de evitar a saídade radiação luminosa do seu interior. Estereator foi conectado a um tanque derecirculação, com um volume útil de 3,0L, deacordo com o esquema da Figura 1, sendo atemperatura do mesmo controlada por meiode um banho termostático (TE-1842,TECNAL®) e monitorada por um termômetrodigital (SP - G21C *, IOPE®).Figura 1 - Diagrama esquemático do reator com fonte artificial de radiação (lâmpada).Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 3 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Uma bomba dosadora (IPC-4,Ismatec®) foi utilizada para a adição contínuado peróxido de hidrogênio com uma vazãode alimentação de 0,2 L.h-1. O pH foimonitorado e controlado por um pHmetrodigital (TEC-3MP, TECNAL®). A fonte deradiação usada foi uma lâmpada de vaporde mercúrio de média pressão (Phillips®)com potência de 120 W, a qual foiposicionada no eixo longitudinal do reator,no interior de uma camisa constituída deborossilicato, em que circulava água com afinalidade de resfriar a lâmpada.Para os experimentos realizadoscom radiação solar foi utilizado um reatorsolar parabólico, um tanque de mistura comum volume de 8,0L e como fonte de radiaçãoa própria luz solar (Figura 2).O procedimento experimentalconsistiu no preenchimento do tanque demistura com 2,8 L de solução sintética deágua de produção (no caso do reator comfonte artificial de radiação). Em seguida, abomba de recirculação e a lâmpada foramacionadas. A contagem do tempo de reaçãoera iniciada, executando-se,simultaneamente, as adições das soluções desulfato ferroso (100 mL, de forma a se obteruma concentração de ferro em solução iguala 1,0 mmol.L-1) e peróxido de hidrogênio(100 mL, tendo como concentração final emsolução 100,0 mmol.L-1).Para o experimento no reator solarocorre uma modificação no volume de águade produção para 7,8L, visto que o tanquede recirculação do reator solar apresenta umvolume útil maior (8,0 L). Coletaram-seamostras nos seguintes tempos: 0, 5, 10, 15,30, 60 e 120 minutos, no caso do reatorlâmpada e 0, 5, 10, 15, 30, 60, 120, 180 e240 minutos para o reator solar. Extraiu-secom clorofórmio na proporção de 2 mL deamostra para 10 mL de clorofórmio.O extrato obtido foi levado aocromatógrafo gasoso (Star 3400 CX, Varian®)equipado com uma coluna DB-WAX (15m x0,53 mm x 1 µm) e detector de chama (FID).Figura 2 - Reator Solar parabólico.A temperatura do injetor foi 180oC; atemperatura do detector foi 195oC e aprogramação na coluna iniciando a 40oC, até60oC (razão de 2,5oC por minuto), seguidode elevação até 190oC (razão de 7,5oC porminuto), sendo mantida nesta temperaturapor 15 minutos.Os cromatogramas obtidos eramcompostos de uma série de picos. Estes picosrepresentam uma série de compostosoriginários do petróleo usado no estudo. Suaidentificação requeriria uma combinação detécnicas analíticas (Espectrometria deMassas, Ressonância Magnética Nuclear,Ultravioleta e Infravermelho) das quais nãose dispunha na ocasião. Assim utilizou-se atécnica de integrar a área dos picos ecompará-las com as áreas das amostras detempo subsequente, para verificar se houveredução destas áreas, o que representariaque a concentração daquele contaminanteteria diminuído.Para facilitar a visualização foielaborada uma curva de calibração commassas conhecidas de petróleo dissolvidasem clorofórmio e analisadas nocromatógrafo gasoso, usando a mesmametodologia. Assim, conhecida a massa depetróleo, somava-se as áreas de todos ospicos, e esta somatória representa a massatotal de hidrocarbonetos presentes.As análises de parâmetros inorgânicos efísico-químicos foram realizadas utilizando asseguintes metodologias:• Nitrogênio amoniacal: Determinado pordestilação (Standard Methods 4500-NH3 B)seguido pelo método titrimétrico (StandardMethods 4500-NH3 C) (Eaton ET AL., 2005);• Nitrito: Determinado pelo métodocolorimétrico (Standard Methods 4500-NO2-) (Eaton ET AL., 2005);• Nitrato: Método Spectrofotométrico noultravioleta (Standard Methods 4500-NO3-B) (Eaton ET AL., 2005);• Sulfato: Método turbidimétrico (StandardMethods 4500-SO42- E) (Eaton ET AL., 2005);• pH: Determinado pelo métodopotenciométrico através de medida diretautilizando um pHmetro Tec-3MP (Tecnal®);• Sólidos Totais dissolvidos: Determinadoatravés da secagem de um volume fixo desolução (20 mL) em uma estufa Nova Ética400/4WD, seguida da pesagem do materialsólido na placa de Petri, resultante dasecagem. A diferença entre o peso obtido eo peso da placa de Petri vazia é multiplicadapelo fator 50, resultando na massa de sólidostotais por litro de solução. Esta análise foiRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 4 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


feita em triplicata.• Turbidez: Determinado através de leituradireta em um turbidímetro TB-1000(Tecnal®).RESULTADOS E DISCUSSÃOA figura 3 mostra a eficiência de degradaçãodos hidrocarbonetos presentes na soluçãomodelo de água de produção utilizando oreator com radiação artificial (lâmpada).Figura 3 - Resultados experimentais de fotodegradação (variação da concentração) dos hidrocarbonetos presentes na solução modelo.Experimentos realizados no reator com fonte artificial de radiação (lâmpada). [Fe2+] = 1,0 mmol.L-1 e [H2O2] = 100,0 mmol.L-1.Pode-se observar que as taxasiniciais de reação são maiores, isto porque,neste momento ocorre a combinação dareação térmica de Fenton (Equação 1) coma redução do ferro (catalisada pela luz), quepermite a decomposição do peróxido dehidrogênio adicionado gradativamente.GALVÃO ET AL. (2006) trabalharam com óleodiesel como poluente modelo e obtiveramresultados de degradação em reatorlâmpada muito similares aos obtidos nestetrabalho, confirmando a eficácia do processofoto-Fenton, principalmente quandocatalisado por uma fonte artificial deradiação.Os resultados mostrados na figura3 mostram que com o aumento da cargaorgânica inicial, a concentração decompostos orgânicos ao final do processo ésempre maior. Os radicais hidroxila geradospromovem a oxidação de parte doscontaminantes até atingir a estabilização dacarga contaminante. Apesar de tratar-se deuma reação radicalar, o excesso decontaminantes faz com que a reação atinjaa fase terminal antes mesmo de oxidar todaa carga orgânica presente. Como ascondições de radiação e concentrações deferro e peróxido são mantidas constantes,podemos observar uma relação direta entrea carga orgânica total a ser degradada e aconcentração de peróxido de hidrogênio,que foi identificado como principal fatorlimitante no processo.Tendo em vista esta observação,poderíamos então sugerir o uso de soluçõesconcentradas de peróxido, porém, altasconcentrações de peróxido de hidrogêniopodem consumir parte dos radicais hidroxilagerados e também gerar um efluente de altatoxicidade, devido ao H2O2 remanescente.Além disso, o uso de concentrações elevadasdeste reagente acarretaria um aumentoconsiderável nos custos.A figura 4 mostra as curvasnormalizadas (concentração no tempo tdividida pela concentração inicial) dedegradação dos contaminantes na soluçãomodelo de água de produção em reator solara concentrações iniciais de 30, 55 e 250 ppm.Foram escolhidas estas concentrações paraserem avaliadas em virtude de ser possívelvisualizar a influência do método tanto embaixas concentrações quanto em altasconcentrações de carga orgânica.Figura 3 - Resultados experimentais de fotodegradação (variação da concentração) dos hidrocarbonetos presentes na solução modelo.Experimentos realizados no reator com fonte artificial de radiação (lâmpada). [Fe2+] = 1,0 mmol.L-1 e [H2O2] = 100,0 mmol.L-1.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 5 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Nesta figura observa-se a curva dedegradação dos contaminantes na soluçãomodelo de água de produção utilizando oreator solar a uma concentração inicial de30 ppm de hidrocarbonetos (?). Observa-seno ponto identificado com o tempo "10" umainconsistência na curva de degradação emrelação ao ponto anterior, indicandopossibilidade de formação de carga orgânica.Este fato pode ser explicado devido ao erro(oscilação entre as medidas) inerente aoequipamento e a metodologia de análise.Além disso, apesar de se tratar do mesmopetróleo, a heterogeneidade do mesmopode provocar desvios nas áreas dos picosobtidos pelos cromatogramas. Verificou-seuma degradação nesta faixa de concentraçãode 30ppm de aproximadamente 100%. Oponto final do experimento (pontoidentificado com o tempo "60") tambémsofre o efeito da variação na leitura doequipamento, por isso apresenta resultadonegativo, sendo necessário levar em contaque a possibilidade de erro pode criarsituações como a que se apresenta aqui. Éimportante observar que, apesar daslimitações analíticas, pode-se ver claramenteuma substancial redução da carga orgânica.O experimento com concentração inicial de55 ppm de hidrocarbonetos (?) apresentaperfil similar ao apresentado peloexperimento com concentração inicial de 30ppm de hidrocarbonetos (?).No experimento com concentraçãoinicial de 250 ppm de hidrocarbonetos (?)observa-se uma degradação (redução dacarga orgânica) rápida nos primeiros trintaminutos de reação e posteriormente adegradação torna-se mais lenta,estabilizando ao final da reação em umaconcentração constante em torno de 130ppm de hidrocarbonetos. A degradaçãorápida ocorre devido a alta concentração deradicais hidroxila presentes na solução, quesão responsáveis pela degradação efetiva dacarga orgânica. Passados os trinta minutosiniciais da reação e cessada a adição deperóxido, a eficiência da degradação diminui,não mais ocorrendo a degradação da cargaorgânica restante. A ausência de novosradicais gerados pelo processo foto-Fentoné o principal motivo da estagnação doprocesso de degradação, pois as reaçõesradicalares entram em sua fase terminal.Estes experimentos quandocomparados ao trabalho de MORAES ET AL.(2004b) apresentam a mesma tendência dedegradação dos hidrocarbonetos em soluçãoaquosa, porém, os resultados deste artigonão apresentam variações tão consideráveis,o que pode representar que o efluente real(usado naquele trabalho) apresentainterferentes, como a presença demicroemulsões ou de hidrocarbonetos emfase livre. TONY ET AL. (2009) realizaramexperimentos com emulsões contendo óleoem água e obtiveram perfis de degradaçãosimilares aos apresentados neste artigo. Peloperfil apresentado nos resultados obtidospor aquele trabalho, deve-se imaginar queos mesmos não trabalharam com fase livre,e podemos relatar também que em seusexperimentos TONY ET AL. (2009)trabalharam com concentrações de peróxidode hidrogênio 4 vezes maior que asconcentrações usadas neste trabalho. Assim,pode-se afirmar que é necessário realizaralguns experimentos com o intuito deotimizar as concentrações de reagentes deFenton.Os compostos orgânicos sãooxidados a álcool, aldeídos e ácidosorgânicos. Os ácidos orgânicos, em geral,podem servir de substrato para osmicroorganismos em um processo biológico.A Figura 5 apresenta o aspecto da água deprodução antes, durante e após otratamento com o processo Foto-Fenton. Oferro sedimentado pode ser retirado atravésde um processo como floculação, sendodesnecessário aguardar um tempoconsiderável de decantação. Este ferro podeser reutilizado no processo defotodegradação.Figura 5. Aspectos da água de produção antes, durante e após o tratamento com o processo sugerido. (1) - Início do processo; (2) - Durante oprocesso; (3) - Aspecto da água após o tratamento; (4) - Sedimentação do Ferro após o processo;(5) e (6) - Aspecto da água após o tratamento (observar limpidez e transparência).Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 6 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Foram realizadas análises físicoquímicasda água tratada no reatorfotoquímico e os resultados (Tabela 1)mostram que as mesmas se encontramdentro dos padrões de uso em irrigação,necessitando uma correção do pH. Éimportante frisar que o pH final é decorrentedo pH ótimo do processo e da formação deácidos carboxílicos como resultado daoxidação dos hidrocarbonetos presentes. Acorreção do pH acarretará também aprecipitação do ferro, facilitando sua retiradae posterior reutilização no processo.ada).Tabela 1 - Comparação da análise da água após tratamento pelo processo foto-Fentoncom os limites de emissão estabelecidos pela legislação vigente (BRASIL, 2005).Análise físico-químicaValor máximo(água potável)Valor máximo(irrigação)Valor obtidoneste trabalhoNitrito (mg/L) 1,0 1,0 0,1Nitrato (mg/L) 10,0 20,0 14,3Nitrogênio Amoniacal(mg/L)3,7 (pH


REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICASPROCON (Fundação de Proteção e Defesa doConsumidor). ÁGUA: Consumo, Economiae Direitos do Consumidor. São Paulo, 2009.Acesso em 28 de janeiro de 2009. Disponívelem: http://www.procon.sp.gov.br/texto.asp?id=835ALLEN, R.; ROBINSON, K. EnvironmentalAspects of Produced Water Disposal. SPE25549, Houston. 1993.BOSSMANN, S.H.; OLIVEROS, E.; GÖB, S.;SIEGWART, S.; DAHLEN, E.P.; PAYAWAN, L.;STRAUB, M.; WÖRNER, M.; BRAUN, A.M.New evidence against hydroxyl radicals asreactive intermediates in the thermal andphotochemically enhanced FentonReactions. Journal Physical Chemistry A,Washington, n. 102, p. 5542-5550. 1998.BRASIL. Ministério do Meio Ambiente.Conselho Nacional do Meio Ambiente.Resolução 357 de 17 de março de 2005.EATON, A. D.; CLESCERI, L. S.; RICE, E. W.;GREENBERG, A. E.; Standard methods forthe examination of water & wastewater.21st Edition. Baltimore: APHA, 2005.FAKSNESS, L.G; GRINI, P.G.; DALING, P.S.,Partitioning of semi soluble organiccompounds between the water phase andoil droplets in produced water, MarinePollution Bulletin, Amsterdam, n. 48, p. 731-742. 2004.FENTON, H. J. H. Oxidation of Tartaric Acidin Presence of Iron. Journal of ChemicalSociety, London, n. 65, p. 899. 1894.GALVAO, S. A. O.; MOTA, A. L. N.; SILVA, D.N.; MORAES, J. E. F.; NASCIMENTO, C. A. O.;CHIAVONE-FILHO, O. Application of thePhotoFenton process to the treatment ofwastewaters contaminated with diesel.Science of the Total Environment.Amsterdam, n. 367, p. 42-49. 2006.KAI, Y. F. Estudo para destinação de águade produção de petróleo. 2005. 108 f.Dissertação (Mestrado em EngenhariaQuímica) - Escola Politécnica, Universidadede São Paulo, São Paulo.BRASIL. Lei Ordinária Nº 9605 (Lei de CrimesAmbientais) de 12 de fevereiro de 1988.Dispõe sobre as sanções penais eadministrativas derivadas de condutas eatividades lesivas ao meio ambiente, e dáoutras providencias. Diário Oficial {da}República Federativa do Brasil, PoderExecutivo, Brasília, DF, 13 de Fevereiro de1998.LU M. C.; CHEN J. N.; CHANG C. P. Effect ofinorganic ions on the oxidation of dichlorosinseticide with Fenton's reagent.Chemosphere, Amsterdam, n. 35(10), p.2285-2293. 1997.MORAES J. E. F.; QUINA F. H.; NASCIMENTOC. A. O.; SILVA D. N.; CHIAVONE-FILHO O.Utilization of Solar Energy in thePhotodegradation of Gasoline in Water andof Oil-Field-Produced Water. EnvironmentalScience and Technology, Washington, n. 38,p. 3746-3751. 2004b.MORAES, J. E. F.; QUINA, F. H.; NASCIMENTO,C. A. O.; SILVA, D. N.; CHIAVONE-FILHO, O.Treatment of Saline WastewaterContaminated with Hydrocarbons by thePhoto-Fenton Process. EnvironmentalScience and Technology, Washington, n.38(4), p. 1183-1187. 2004.NADTOCHENKO, V.; KIWI, J. PhotoinducedMineralization of Xylidine by the FentonReagent. 2. Implications of the PrecursorsFormed in the Dark. Environmental Scienceand Technology. Washington, n. 32, p. 3282-3285. 1998.OLIVEROS, E.; LEGRINI, O.; HOHL, M.;MÜLLER, T.; BRAUN, A.M. Industrial wastewater treatment: large scale developmentof a light-enhanced Fenton reaction.Chemical Engineering and Processing,Amsterdam, n. 36, p. 397-405. 1997.SILVA, D. N. Degradação fotoquímica dehidrocarbonetos da gasolina em efluentesaquosos. 2002. 102 f. Dissertação (Mestradoem Engenharia Química) - Programa de Pós-Graduação em Engenharia Química,Universidade Federal do Rio Grande doNorte, Natal.SUN Y.; PIGNATELLO, J.J. Photochemicalreactions involved in the total mineralizationof 2,4-D by Fe3+/H2O2/UV. EnvironmentalScience and Technology, Washington, n. 27,p. 304-310. 1993.TONY M. A.; PURCELL, P. J.; ZHAO, Y. Q.;TAYEB, A. M.; EL-SHERBINY, F. Photo-catalyticdegradation of an oil-water emulsion usingthe photo-fenton treatment process: Effectsand statistical optimization, Part A. Journalof Environmental Science and Health,London, n. 44(2), p. 179-187. 2009.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 8 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


INTRODUÇÃOHá algum tempo já se faz presenteem inúmeros setores produtivo apreocupação com a sustentabilidade, quedeve envolver uma visão ecológica, social eeconômica. O uso de tecnologiasapropriadas em construções que levem àracionalização dos recursos disponíveis, àdiminuição dos custos dos processosconstrutivos e ao melhor aproveitamento damão-de-obra local deve ser, portanto,considerado. A operacionalização dessastecnologias pode ser feita através do usoisolado ou combinado de materiais etécnicas construtivas, convencionais ounão, tais como: terra crua, solo-cimento,argamassa armada, paredes monolíticas,elementos pré-fabricados, bambu,compósitos biomassa vegetal-cimento. Ouso da casca de arroz e do bagaço de canade-açúcarin-natura ou na forma de cinzastêm sido recentemente objeto de diversaspesquisas (MESA-VALENCIANO; FREIRE,1999;AKASAKI; SILVA, 2001). Esses esforços têm outiveram o objetivo de melhorar ascaracterísticas físico-mecânicas deargamassas e/ou de tijolos de terra-cruaatravés da substituição parcial do cimentoe/ou como material de enchimento. Taisresíduos, quando disponíveis próximos dasáreas em que são produzidos e associadosà utilização de solos locais, podem produzirsoluções de baixo custo para a fabricaçãode materiais de construção baseados emterra crua (MEDEIROS, 2002). Entretanto, aescolha do material ou técnica vai depender,dentre outros aspectos, dos recursosdisponíveis no local, da mão-de-obra a serempregada e da finalidade e durabilidadepreconizadas para a construção (FERREIRA,2003). A terra crua, por ser um material degrande disponibilidade e baixo custo, vemse mostrando como uma excelentealternativa técnica e econômica para usoem construções, principalmente sob a formade tijolos ou blocos prensados e nãoqueimados. Mas, para se atingir condiçõesmínimas de resistência e durabilidade, ostijolos de terra crua devem ser estabilizados.Como alternativa de estabilização tem-se ouso de aditivos químicos como o cimento.As características de resistência edurabilidade, desejáveis sob o ponto-devistado comportamento mecânico de tijolose blocos, não devem ser as únicas a serempreconizadas. Devem ser tambémconhecidas as propriedades termofísicasrelacionadas ao conforto térmico. Oconhecimento dessas informações éimprescindível ao planejamento deinstalações funcionais do ponto de vistaestrutural e ocupacional. Todavia,resistência e baixa condutividade térmicasão propriedades antagônicas, fazendo-senecessária a compatibilização dessas duascaracterísticas (ADAM; JONES, 1995).MATERIAIS E MÉTODOSFoi utilizado um solopredominantemente arenoso classificadocomo A4(0) (AASHTO,1973) para a fabricaçãodos tijolos, assim como cimento PortlandCP II-F-32. Os resíduos vegetais: cascas dearroz foram obtidas em usinas debeneficiamento de arroz, e da casca dasemente do capim braquiária em usinas debeneficiamento do capim. Os resíduos foramadicionados em substituição aocimento. Dessa forma, foram variados osteores de cimento e de resíduo vegetal desde100% de cimento até 60% de cimento e 40%de resíduo (em relação ao teor de 10% decimento) conforme se segue: T1 - 0% deresíduo + 100% de cimento; T2 - 10% de cascade arroz + 90% de cimento; T3 - 20% de cascade arroz + 80% de cimento; T4 - 30% de cascade arroz + 70% de cimento; T5 - 40% de cascade arroz + 60% de cimento; T6 - 10% de cascade braquiária +90% de cimento; T7 - 20% decasca de braquiária + 80% de cimento; T8 -30% de casca de braquiária + 70% decimento; e T9 - 40% de casca de braquiária +60% de cimento. Os tijolos foram moldadoscom o auxílio de uma máquina defabricação de tijolos modulares prensadosmanualmente com capacidade defabricação de dois tijolos por prensagemcom dimensões de 23x11x5 cm³ da marcaGTW, de acordo com a norma NBR 10832(ABNT, 1992a). Posteriormente os tijolos foramlevados à cura úmida durante 7, 28 e56 dias, ao final dos quais foram rompidosa compressão simples. Para a determinaçãoda resistência e condutividade térmica dostijolos foi utilizada a caixa quente protegida(Figura 1a) de acordo com as prescriçõesda norma NBR 6488 (ABNT, 1980), e para adeterminação do calor específico dos tijolosfoi utilizado um calorímetro (Figura 1b)mediante os procedimentos da ASTM C-351-922b (ASTM, 1999). Foram ensaiados ostijolos correspondentes ao Tratamento T1 -solo + 10% adições (100% de cimento + 0%de resíduo) e ao Tratamento T2 - solo + 10%adições (90% de cimento + 10% de casca dearroz), pois foram os tratamentos queobtiveram melhor desempenho mecânicoquanto nos ensaios de compressão axial eabsorção de água, conforme Tabela 1. Apartir dos valores da condutividade térmicae do calor específico obtidos durante osensaios, e mediante aos procedimentosrecomendados pelas NBR 15220-1 (ABNT,2005) e NBR 15220-2 (ABNT, 2005) foramdeterminadas as seguintes propriedadestermofísicas dos tijolos: resistência térmicaR =eλ(Equação 1); capacidade térmica (Equação2); e atraso térmico (Equação 3).(1) onde:R = resistência térmica, em (m.K)/W;e = espessura, em metros;λ= condutibilidade térmica, em W/(m.K).CT = e.c. ρ(2) onde:CT = capacidade térmica, em KJ/(m2.K);e = espessura, em metros;ρ = massa específica aparente, em kg/m3. ρ.cϕ = 1,382. e3,6. λ(3) onde:ϕ = atraso térmico, em horas;e = espessura, em metros;ρ = massa específica aparente, em kg/m3;c = calor específico, em kJ/(kg.K);λ = condutibilidade térmica, em W/(m.K).Posteriormente foi realizada umaRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 10 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


simulação do desempenho térmico de umaparede de tijolos (Figura 1a). Foram entãocalculados os seguintes parâmetros:resistência térmica total, em (m2.K)/W;transmitância térmica, em W/(m2.K);capacidade térmica da parede; em kJ/(m2.K);atraso térmico da parede, em horas; fatorde calor solar, em %. Em seguida, os valoresde transmitância, atraso térmico e fator decalor solar foram comparados com osvalores relacionados na norma NBR 15220-3 (ABNT, 2005a) para vedações externas. Porfim, foi analisada a adequação dessesvalores para cada zona bioclimáticabrasileira. Tal zoneamento divide o territóriobrasileiro em oito zonas relativamentehomogêneas quanto ao clima (Figura 2) e,para cada uma destas zonas, existe umconjunto de recomendações tecnoconstrutivase detalhamento de estratégiasde condicionamento térmico passivo. Parao caso de paredes, as recomendaçõesconstrutivas para cada zona estãosumarizadas na Tabela 2.RESULTADOS E DISCUSSÃODe acordo com a Tabela 1 somenteos tratamentos T1 e T2 aos 28 dias e 56 diasde cura apresentaram valores de resistênciaà compressão simples em conformidadecom a NBR 08492 (ABNT, 1984f) queestabelece, no mínimo, o valor médio de2,0MPa. Em termos de capacidade deabsorção de água, a exceção do tratamentoT5, todos os tratamentos aplicados aostijolos atenderam às especificações da NBR08492, que estabelece, como máximo, o valormédio de 20% e nenhum valor superior a22%. A Tabela 3 apresenta as principaispropriedades termofísicas dos tijolosmodulares de solo-cimento-T1 e solocimento-resíduo-T2,calculados do ensaio dacaixa quente protegida e do calor específico.A NBR 15220-2 (ABNT, 2005c) relaciona osvalores de 0,70 a 1,05 W/(m.K) para acondutibilidade térmica e 0,92 kJ/(kg.K) parao calor específico de tijolos e telhascerâmicas com massa específica aparentevariando de 1000 kg/m3 a 2000 kg/m3.Comparando estes valores da condutividadetérmica obtido durante o ensaio (Tabela 3),verifica-se que essa propriedade térmica damistura solo-aditivo estudada favorece aum bom desempenho com vistas ao confortotérmico. A Tabela 4 apresenta os valores dasprincipais propriedades termofísicas daparede construída com os tijolos dosTratamentos T1 e T2. Devido às suascaracterísticas de isolamento térmico, aconstrução com terra é mais indicada paraaquelas situações em que se necessita umaalta inércia térmica, ou seja, uso de paredespesadas. Os valores de transmitânciatérmica 1,88 W/(m2.K), de atraso térmico9,0 horas e de fator de calor solar de 4,88%obtidos do Tratamento T2, que foram osmelhores resultados, estão emconformidade com a NBR 15220-3 (ABNT,2005a) que recomenda - os valores detransmitância térmica 2,20 W/(m2.K), deatraso térmico 6,5 horas e de fator decalor solar 3,5% (Tabela 5). Verifica-se pelaTabela 5 que o valor de 1,88 W/(m2.K)referente à transmitância térmica e atrasotérmico de 9,0 h da parede - as exigências dasrecomendações para paredes pesadas (zonasbioclimáticas 4,6 e 7).CONCLUSÃOA incorporação da casca de arrozà mistura solo-cimento proporcionoumelhores resultados das propriedadestermofísicas para os tijolos modulares desolo cimento estudados, desta formaencontrou-se uma alternativa destinada àutilização do resíduo casca de arroz.Tabela 1. Valores médios dos resultados de resistência à compressão simples e absorção de água dos tijolos.Resistência à compressão (MPa)Absorção de águaTrat.%º¹ 7 dias 28 dias 56 dias 7 diasT 1 0,62 ± 0,04 (5,88)² 2,90± 0,22 (7,70) 2,83 ± 0,04 (1,49) 12,74 ± 2,24BaAaAa(17,39) aT 2 0,68 ± 0,06 (8,18) 2,10±0,11 (5,33) 1,81 ± 0,11 (6,19) 14,22 ± 2,61CaAbBb(18,32) abT 3 0,63 ± 0,08 1,11±0,17 (14,87) 1,2 ± 0,11 (9,35) 19,12 ± 2,64(13,32) Ba AdAc(13,80) bcT 4 0,39 ± 0,11 0,85±0,11(13,09) 0,57±0,09 (16,06) 19,66 ± 0,31 (1,57)(28,64) Bb AeBdecT 5 0,35 ± 0,02 (5,97) 0,79±0,17 (20,81) 0,54 ± 0,11 (20,83) 21,94 ± 0,29 (1,33)CbAefBecT 6 0,56 ± 0,06 (9,96) 1,56±0,24 (15,07) 1,29 ± 0,11 (8,65) 14,22 ± 0,67 (4,73)CabAcBcabT 7 0,35 ± 0,06 0,99±0,29 ( 28,93) 0,76 ± 0,11 (14,78) 17,36 ± 3,24(15,80) Cb AdeBd(18,64) bT 8 0,11 ± 0,06 0,61±0,08 (13,86) 0,52 ± 0,06 (10,66) 17,97 ± 1,30 (7,21)(57,74) Bc AfAebT 9 0,11 ± 0,04 0,54±0,11(20,83) 0,52± 0,06 (10,66) 17,48 ± 0,67 (3,81)(33,33) Bc AfAeb2 Valores médios ± desvio padrão (coeficiente de variação).Em cada linha, médias seguidas da mesma letra maiúscula não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5%;Em cada coluna, médias seguidas da mesma letra minúscula não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5%.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 11 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Tabela 2. Recomendações construtivas para vedações externas para cada zona bioclimática brasileira.Zona bioclimática Vedações externasPrincipais cidades e capitais*(paredes)Zona 1 Leve Curitiba-PR, Campos de Jordão-SP, Poços deCaldas-MG, São Joaquim-SC, Caxias do Sul-RS.Zona 2 Leve Pelotas-RS, Piracicaba-SP, Ponta Grossa-PR, SãoJoão Del Rei-MG, Nova Friburgo-RJ, Laguna-SC.Zona 3 Leve refletora Belo Horizonte-MG, Ponta Porã-MS, Petrópolis-RJ, São Paulo-SP, Porto Alegre-RS,Florianópolis-SC, Foz do Iguaçu-PR.Zona 4 Pesada Brasília-DF, Patos de Minas-MG, Ribeirão Preto-SP, São Carlos-SP, Luziânia-GO,Zona 5 Leve refletora Vitória da Conquista-BA, Governador Valadares-MG, Niterói-RJ, Araçatuba-SP.Zona 6 Pesada Goiânia-GO, Campo Grande-MS, MontesClaros-MG, Presidente Prudente-SP.Zona 7 Pesada Cuiabá-MT, Teresina-PI, Imperatriz-MA,Petrolina, PE, Porto-Nacional-TO.Zona 8 Leve refletora Manaus-AM, Salvador-BA, Fortaleza-CE, SãoLuiz-MA, Belém-PA, Recife-PE, Aracajú-SE,Natal-RN, Porto Velho-RO, Rio de Janeiro-RJFonte: NBR 15220-3 (ABNT, 2005).Trat.ρ(kg/m 3 )Tabela 3. Principais propriedades termofísicas do tijolo.λcR tW/(m.K) kJ/(kg.K)(m.K)/WC t(kJ/m.K)T1 1890 0,38 1,30 0,188 309,31 7,5T2 1810 0,35 1,84 0,170 419,26 9,0ϕ(h)Tratamento¹Resistênciatérmica total[(m 2 .K)/W]Tabela 4. Principais propriedades termofísicas da parede.Capacidadetérmica[kJ/(m 2 .K)]Transmitânciatérmica[W/(m 2 .K)]Atrasotérmico(h)Fator de calorsolar(%)T1 0,50 317,21 2,00 7,5 5,20T2 0,53 427,20 1,88 9,0 4,88Tabela 5. Transmitância, atraso térmico e fator de calor solar admissíveis para paredes externas.Tipo de parede Transmitância térmica (W/m 2 .K)Atraso Térmico(horas)Fator de calor solar(%)Leve U ≤ 3,00 ϕ ≤ 4,3 FCS ≤ 5,0Leve Refletora U ≤ 3,60 ϕ ≤ 4,3 FCS ≤ 4,0Pesada U ≤ 2,20 ϕ ≥ 6,5 FCS ≤ 3,5Fonte: NBR 15220-3 (ABNT, 2005a).Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 12 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Figura 1a. Parede sendo ensaiadana caixa quente protegida.Figura 1b. Calorímetro.Figura 2. Zoneamento Bioclimático Brasileiro. Fonte: ABNT (2003)REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICASADAM, E.A.; JONES, P.J. Thermophysical propertiesof stabilized soil building blocks.Building and Environment. v.30, n. 2, p. 245-253, 1995.AKASAKI, J.L. SILVA, A.P. Estudo decomposições do solo estabilizado com cal eresíduos agroindustriais. In: CongressoBrasileiro de Engenharia Agrícola, 30, 2001,Foz do Iguaçu, PR. Anais... Foz do Iguaçu:SBEA, 2001. Cd Rom.ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMASTÉCNICAS. Rio de Janeiro. NBR 6488:Componentes de Construção - Determinaçãoda condutância e transmitância térmica -método da caixa quente protegida. Rio deJaneiro, 1984c. 6p.Rio de Janeiro. NBR 8492 - Tijolo maciço desolo-cimento: Determinação da Resistênciaà Compressão e Absorção de Água. Rio deJaneiro, 1984f. 5p.Rio de Janeiro. NBR 10832 - Fabricação detijolo maciço de solo-cimento com a utilizaçãode prensa manual. Rio de Janeiro, 1989. 3 p.Rio de Janeiro. NBR 15220-1. Desempenhotérmico de edificações. Parte I: Definições,símbolos e unidades. Rio de Janeiro, 2005b.10p.Rio de Janeiro. NBR 15220-2. Desempenhotérmico de edificações. Parte 2: Métodos decálculo da transmitância, da capacidadetérmica, do atraso térmico e do fator solarde elementos e componentes de edificações.Rio de Janeiro, 2005c. 27p.Rio de Janeiro. NBR 15220-3. Desempenhotérmico de edificações. Parte 3: Zoneamentobioclimático brasileiro e diretrizesconstrutivas para habitações unifamiliares deinteresse social. Rio de Janeiro, 2005a. 28p.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 13 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


AMERICAM ASSOCIATION OF STATE HIGHWAYAND TRANSPORTANTION OFFICIALS - AASHTO,Standard Specifications for TransportationMaterials and Methods of Sampling and Testing,United States, 1973.FERREIRA, R. C. Desempenho físico-mecânicoe propriedades termofísicas de tijolos e minipainéisde terra crua tratada com aditivosquímicos. Tese de Doutorado Faculdade deEngenharia Agrícola, Universidade Estadualde Campinas. Campinas, 2003.MEDEIROS, S. R. R.; ROLIM, M. R.; BRITO, F. L.;SIQUEIRA, B. B. Estabilização de solo commisturas de cinza de bagaço de cana deaçúcar e cimento. In: Congresso Brasileirode Engenharia Agrícola, 31, 2002, Salvador,BA. Anais..., Salvador: SBEA, 2002. Cd Rom.MESA- VALENCIANO, M. C.; FREIRE, W. J. Tijolosde solo melhorado com cimento e fibras debagaço de cana-de-açúcar: característicasfísico-mecânicas. In: CONGRESSOBRASILEIRO DE ENGENHARIA AGRÍCOLA, 28.1999, Pelotas. Anais...Pelotas: [s.n], 1999. 1CD-ROM.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 14 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Sistemas peritos e atores sociais na análise de riscoambientalRESUMOEste artigo surgiu da necessidade de construção de um modelo operacional que dêsustentação científica, tecnológica e qualitativa à avaliação de riscos ambientais. Tratouseinicialmente da definição de risco e como operacionalizar empiricamente este conceito.A maneira como as pessoas encaram e se comportam diante de situações de risco é umadas questões mais importantes na operacionalização de risco ambiental. Discutiu-seainda, modelos que buscam operacionalizar o conceito risco ambiental, confrontando-oscom a teoria sobre risco na modernidade. Este estudo de caso demonstra o quantoavaliação e percepção de risco das pessoas de senso comum é diferente da realizadapelos sistemas peritos.PALAVRAS-CHAVE: Risco ambiental. Operacionalização. Risco na modernidade.ABSTRACTThis article arose from the need to build an operation model that provides scientificsupport to technological and qualitative evaluation of environmental risks. The definitionof risk and how to empirically operationalize this concept was initially outlined. The waythat people think and behave in risk situations is one of the most important things inenvironmental risk operationalization. The models that operationalize the environmentalrisk concept was discussed and compared with the theory of modernity risk. This casestudy shows how risk perception and evaluation is different between the scientificcommunity and the public.Simone Gonçalves Sales AssunçãoArquiteta e Urbanista, Especialista emEducação: Docência Universitária, Mestreem Planejamento e Gestão Ambiental,Doutoranda em Ciências Ambientais (UFG),Professora da Escola de Agronomia eEngenharia de Alimentos da UniversidadeFederal de Goiás, Professora doDepartamento de Engenharia da PontifíciaUniversidade Católica de Goiás (PUC Goiás).Endereço: Rua SB-31, Qd. 51, Lt. 16,Residencial Portal do Sol II, Goiânia, GO.CEP.: 74.884-641. Cel:(55 62)92639437.E-mail: si.sales@pucgoias.edu.brFausto MiziaraSociólogo, Mestre em Sociologia, Doutor emSociologia. Professor titular daUniversidade Federal de Goiás.KEYWORDS: Environmental risk. Operation. Modernity risk.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 15 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


INTRODUÇÃOA análise de riscos ambientais temsido utilizada como instrumento de gestãoem empreendimentos e em planejamentourbano e ambiental, seja nodesenvolvimento do contexto histórico,baseado em fatos e acidentes já ocorridos,seja para prevenir ou mitigar danos. Étambém utilizada no incremento deinstrumentos, fundamentos teóricos edemandas que dão sustentação aos estudoscientíficos para sua aplicação, que é o casodeste artigo.As formas de intervenção no espaçourbano podem propiciar acidentes, alterara qualidade do meio natural e tambémpodem provocar danos. Muitos dos atuaisplanos de análise de risco ambientaisfornecem orientação básica do processo decondução dos empreendimentos, etapa poretapa, discorrendo sobre a situação dosagentes sociais envolvidos, dosprocedimentos e das ferramentas utilizadas,propondo alternativas para cada um desseselementos.Entre as dificuldades de um estudosobre qualidade no meio ambiente, destacasea definição do que é risco e comooperacionalizar empiricamente esteconceito. A maneira como as pessoasencaram e se comportam diante desituações de risco é uma das questões maisimportantes na operacionalização destetipo de trabalho. Têm-se, portanto, anecessidade da construção de um modelooperacional que dê sustentação científica etecnológica à avaliação de riscosambientais.O desenvolvimento das instituiçõessociais modernas e sua difusão em escalamundial criaram maiores oportunidadespara o homem gozar de uma existênciasegura e gratificante, porém promovemtambém o surgimento de novas situaçõesde risco. Resultados inesperados podem sera conseqüência de atividades ou decisõesrealizadas pelo próprio homem. Assim, osinstrumentos de análise de riscoapresentam-se como instrumentos capazesde prever acidentes ou danos e proporcionarsegurança.A sociologia ambiental surgiu,enquanto produção científica e acadêmica,impulsionada pelos movimentos decontestação social frente à constatação dasituação emergencial de degradação dosrecursos naturais e do desenvolvimento doindustrialismo, no início dos anos 60, séculoXX (FERREIRA, 2006 p. 15). Já nas décadas deoitenta e noventa são os conceitos de riscoe incerteza e a construção social do meioambiente que chamaram a atenção dasociologia ambiental (LEMKOW, p. 130).Ulrich Beck e Anthony Giddens apresentamcontribuição decisiva ao tema aodescreverem as características eimplicações que apresentam os novosriscos e os perigos gerados pelos processosde modernização e industrialização. Dessaforma analisam os efeitos sociais dessesriscos: a insegurança, a incerteza, aindividualização na vida familiar e otrabalho, a crise de identidade pessoal. Emnossa sociedade atual os riscos ambientais- tecnológicos e sociais - tornaram-sedemocratizados em termos de exposição edistribuição. Os riscos, na maioria dasvezes, não são observáveis a olho nu e paraa sua detecção e medição é preciso aintervenção de sofisticadas técnicasanalíticas. Processos de danos, por vezes,irreversíveis, muitas vezes, permaneceminvisíveis.Beck (2006, p. 47) chama a atençãoaos pensamentos sociais e científicos emrelação às situações de risco ambientalafirmando que os danos ao meio ambientee a destruição da natureza causada pelaindústria, com seus diversos efeitos sobre asaúde e convivência dos seres humanos (quesurgem somente em sociedades muitodesenvolvidas) se caracterizam por umaperda do pensamento social; e esta perdanão chama a atenção de ninguém, nemmesmo dos sociólogos. Como exemplo, oautor relata que nas freqüentes divulgaçõesde casos de contaminações, as pessoasparecem perceber que os danos somenteatingirão outrem e outras regiões e, aomesmo tempo não se dão conta que asmesmas substâncias nocivas podem terreações completamente diferentes de acordocom a idade, sexo, educação, profissão,hábitos alimentares, moradia, etc, de cadaser humano. A vivência dos riscos pressupõeum horizonte normativo de segurançaperdida, quebrada.A compreensão do conceito derisco apenas é possível quando se remeteao binômio risco X confiança. Para Ferreira(1988, p. 591) o conceito de segurança sedefine como a condição daquele ou daquiloque se pode confiar; certeza, firmeza,convicção. Giddens (1991, p. 43) definesegurança como uma situação na qual umconjunto específico de perigos estáneutralizado ou minimizado. A experiênciade segurança baseia-se geralmente numequilíbrio de confiança e risco aceitável. Aminimização do perigo para o autor seria orisco aceitável. Assim confiança comosinônimo de segurança estaria na condiçãode risco aceitável.A crítica e intranqüilidade públicasvivem numa dialética entre especialistas enão especialistas. Beck (2006, p. 47) concluia situação da modernidade de riscoafirmando que sem racionalidade social aracionalidade científica fica vazia; semracionalidade científica a racionalidadesocial é cega, pois os efeitos causais dascadeias e ciclos de danos sãointerdependentes. Os efeitos nocivosprovenientes do complexo sistema deprodução industrial, ou os riscos damodernização não podem ser vistos eresponsabilizados de maneira isolada; háuma interdependência sistêmica dos atoresda modernização em economia, emagricultura, no direito e na política. A forçasocial do argumento de risco reside naprojeção das ameaças para o futuro. Nasociedade de risco o passado perde a forçade determinação para o tempo presente; emseu lugar aparecem as atitudes doplanejamento: evitar, prevenir, mitigar osproblemas e as crises do futuro. Essas prognosesse relacionam diretamente comatitudes educativas preparatórias para ofuturo embasadas em variáveis projetadas,envolvendo a atuação presente.Para conhecer melhor ospensamentos sociais e científicos emrelação às interferências humanas no meioambiente, torna-se necessário oembasamento científico da conceituação derisco ambiental. A primeira etapa éjustamente a conceituação de meioambiente. A Constituição Federal de 1988descreve que o meio ambiente é um bem deuso comum do povo e essencial à sadiaRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 16 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


qualidade de vida da população e impõe aopoder público e à coletividade o dever dedefendê-lo e preservá-lo para as presentese futuras gerações (BRASIL, 1988). A Lei Federalnº 6.938 de 31/08 81 (BRASIL, 1981) quedispõe sobre a Política Nacional do MeioAmbiente, em seu art. 3º, inciso I conceituameio ambiente como o conjunto decondições, leis, influências e interações deordem física, química ou biológica quepermite, abriga e rege a vida em todas assuas formas. A NBR ISO 14001 (ABNT,1996)conceitua meio ambiente comocircunvizinhança em que uma organizaçãoopera, incluindo ar, água, solo, recursosnaturais, flora, fauna, seres humanos e suasinter-relações. Assim, circunvizinhançaestende-se do interior das instalações parao sistema global. Custódio (1993, p. 117)acrescenta que, para os fins protecionais,meio ambiente é o conjunto das condiçõesnaturais, sociais e culturais em que vive apessoa humana e que são suscetíveis deinfluenciar sua existência. O conceito deambiente traz, em sua etimologia, a noçãode envoltório que serve à sustentação dosseres vivos (ART, 1998). Prandini e Nakasawa(1994, p. 42) utilizam a expressão ambientenatural a algo criado pelo Universo; a umespaço físico, ao mesmo tempo habitat eenvoltório de seres vivos.De acordo com Hammer (1993), orisco pode ser definido de diversasmaneiras, porém, com uma consideraçãocomum a todas elas: a probabilidade deocorrência de um evento adverso, que estádiretamente relacionada com estudos sobreum bem que se quer proteger, podendo seresse bem o homem, uma espécie vegetal ouanimal, ou ainda propriedades eequipamentos (CETESB, 2008). Faria (2000)considera risco de danos como mudançasqualitativas e/ou quantitativas aos recursosnaturais, expressos pela insuficiência deconhecimento em ecologia e pela deficiênciade dados para o planejamento.De acordo com a ResoluçãoCONAMA nº 1 de 23/01/1986 (BRASIL, 1986),impacto ambiental se conceitua comoqualquer alteração das propriedadesfísicas, químicas e biológicas do meioambiente, causada por qualquer forma dematéria ou energia resultante das atividadeshumanas que, direta ou indiretamente,afetam a saúde, a segurança e o bem-estarda população; as atividades sociais eeconômicas; a biota; as condições estéticase sanitárias do meio ambiente; a qualidadedos recursos ambientais. De acordo com aNR 9 (BRASIL, 1995) consideram-se riscosambientais os agentes físicos, químicos ebiológicos existentes nos ambientes detrabalho que, em função de sua natureza,concentração ou intensidade e tempo deexposição, são capazes de causar danos àsaúde do trabalhador. Para a NBR ISO 14001(ABNT,1996) impacto ambiental se refere aqualquer modificação do meio ambiente,adversa ou benéfica, que resulte, no todo ouem parte, das atividades, produtos ouserviços de uma organização.A Política Nacional do MeioAmbiente, Lei 6938 de 1981, consideradegradação ambiental como degradação daqualidade ambiental, que é definida comoalteração adversa das características domeio ambiente (BRASIL, 1981).García (1994) estabelece asistemática de análise de riscoconsiderando três elementos: riscos (causasgeradoras), sujeitos (sobre quem podeincidir os riscos) e os efeitos (dos riscossobre os sujeitos). O gerenciamento deriscos se efetiva, por meio da inter-relaçãodestes elementos com os diversos planosde observação: humano, social, político, legal,econômico, empresarial e técnico. ParaCardoso et al (2004) a análise de riscos éuma atividade voltada para odesenvolvimento de uma estimativaqualitativa ou quantitativa, do risco,baseada em técnicas estruturadas parapromover a combinação das probabilidadesde ocorrência e das conseqüências de umacidente ambiental. O mesmo autorconceitua avaliação de riscos como umprocesso que utiliza os resultados daanálise de riscos para a tomada de decisãoquanto ao gerenciamento dos riscos, pormeio de critérios comparativos de riscospreviamente estabelecidos. Análise de riscosconforme a Norma Técnica P.4261 é umestudo quantitativo de riscos presentesnuma instalação industrial, baseado emtécnicas de identificação de perigos,estimativa de freqüências e conseqüências,análise de vulnerabilidade e na estimativado risco. Avaliação de riscos ambientaispara a mesma Norma é o processo pelo qualos resultados da análise de riscos sãoutilizados para a tomada de decisão,utilizando-se de critérios comparativos deriscos, para definição da estratégia degerenciamento dos riscos e aprovação dolicenciamento ambiental de umempreendimento (CETESB, 2003).A aplicação de métodos e técnicasde análise e avaliação de riscos vem, cadavez mais, ocupando seu espaço no cenáriomundial, com o objetivo de embasar tomadade decisões, de forma a mitigar ou prevenirriscos de mercado, financeiros, deprodução, políticos e acima de tudo, seadequar aos conceitos dos programas desegurança, quanto às questões relacionadasà segurança e meio ambiente (AWAZU, 2004).Os estudos de análise e avaliação de riscosdestinados a diferentes aplicações devemser encarados como importantesinstrumentos de gerenciamento eplanejamento, sem os quais se pode estarexposto à ocorrência de acidentes e grandesprejuízos financeiros, ambientais ehumanos.No Brasil, em 1996 a CETESB -Companhia Ambiental do Estado de SãoPaulo (2009) - elaborou a "Metodologiapara classificação das instalaçõesindustriais quanto à periculosidade". O"manual de orientação para a elaboraçãode estudos de análise de riscos" de janeirode 2000, ou Norma Técnica P.4261, incluiutambém um critério quantitativo deaceitabilidade considerando valores dorisco expressos na forma de risco social erisco individual (CETESB, 2003).A mesma conceituação dada pelaCETESB é confirmada por Sánchez (2008) quedefine risco social como a quantidade anualde perda de vidas associada a determinadaatividade, dada pelo produto do número demortes por acidente, pelo número deacidentes por ano. Por risco individual oautor define ser a razão entre risco social eo número de habitantes da zona em estudo.Situações de perigo, perda ou dano às vidashumanas são considerados riscosgeológicos, segundo Cerri e Amaral (1998,p. 301). Os processos geológicos fazem parteda dinâmica natural do planeta,independendo das interferênciasantrópicas, porém com o excesso dasRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 17 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


ocorridas.Considera-se a metodologia citadade grande embasamento teórico econceitual e de grandes e consistentesresultados em termos de análise de risco.Porém, há que se considerar a incorporaçãode novos estudos referentes às denominadaspela autora de áreas de conflito, que narealidade são fatores naturais - água superficial,água subterrânea, solo, clima/ar -desde a elaboração deste método.OBJETIVOSNeste trabalho discutem-seinicialmente os conceitos que embasamrisco ambiental e os modelos que buscamoperacionalizar o conceito de riscoambiental, confrontando-os com a teoriamais ampla sobre a ideia de risco namodernidade. Isso possibilitou realizar umacrítica às variáveis e indicadoresselecionados por esses modelos, bem comoà própria essência dos mesmos. Um estudode caso aplicado no entorno do córregoMingau, em Goiânia, Goiás permiteproporcionar maior segurança no debatesobre as variáveis que devem serincorporadas aos modelos que trabalhamcom o risco ambiental. Por fim, o objetivofinal pretendido é fazer o confronto entrepercepção dos atores sociais em situaçãode risco ambiental e os diagnósticos dosmesmos realizados pelos sistemas peritos.METOLOGIAFoi realizada uma pesquisa noentorno do córrego Mingau, localizado noParque Amazônia em Goiânia, Goiás, regiãoclassificada como de risco ambiental porespecialistas. A pesquisa utilizou daaplicação de questionário em 21residências no entorno do referido córrego,onde em 2005 foi realizada uma análise derisco de danos ao solo devido a ocupaçãourbana (ASSUNÇÃO, 2005). O presentetrabalho utilizou-se dos principaisresultados obtidos no estudo de Assunção(2005), que foram os riscos à inundação e àerosão para a construção do questionário.Os resultados obtidos com a sua aplicaçãoforam comparados com as opções teóricometodológicasdos modelos de Análise deRisco apresentados por Faria (1984), porCerri e Amaral (1998) e Norma TécnicaP.4261 (CETESB, 2003). Por fim sugerem-seferramentas e indicadores paraincorporação aos métodos de Análise deRisco Ambiental.RESULTADOS E DISCUSSÃOComo subsídio à incorporaçãopelos modelos de análise de risco ambientalda dimensão social apresenta-se a seguirum estudo de caso que busca perceber comoas pessoas em situação de risco avaliam ascircunstâncias a que estão expostas.O estudo realizado por Assunção(2005), em uma área de 284.437,68 Km noentorno de um curso d'água - córregoMingau - utilizou a metodologia Análise doRisco Ecológico (FARIA, 1996). O presentetrabalho baseou-se nos resultados obtidosno estudo de Assunção (2005, p. 13), quandose pôde observar a dimensão do desrespeitoàs áreas de proteção permanente, de talforma que dificilmente se encontram matasciliares em bom estado de preservação,pouco restando da paisagem natural. Aconstrução indiscriminada de habitações,de clubes de lazer e vias públicas e aretirada das matas ciliares, levaram àcompactação do solo, alteraram a drenagemnatural de toda a área e contribuíram parao aprofundamento do perfil de base docórrego. Foram avaliadas as condições noentorno do solo em três pontos do córrego:o 1º nas nascentes principais; o 2ºaproximadamente no ponto médio docórrego e o 3º na confluência do córregoMingau com o Serrinha. No 1º ponto asnascentes principais estavam expostas eisentas da proteção da mata ciliar, o quedemonstra o risco de as mesmas virem a serextintas; no 2º ponto, observou-se oassentamento do perfil de base do córregono 2º horizonte, ou sobre a camada maispermeável do solo, expondo-o a processoserosivos; e no 3º ponto verificou-se oassentamento do perfil de base do córregosobre a rocha matriz (ASSUNÇÃO, 2005, p. 6e 7).A retirada da mata ciliar, oaprofundamento máximo do perfil de basedo córrego verificado in loco, os processosfreqüentes de detritização, a configuraçãotopográfica natural do terreno aliada àconstrução de obras civis inadequadas oumal dimensionadas ao fim que se destinam,causaram alargamento do seu leito e odeslizamento de encostas e a presença deenormes erosões que expõem a populaçãoao risco de desabamento de suashabitações.Nas edificações localizadaspróximas ao 1º ponto, devido à declividadedo terreno, à impermeabilização do solopela pavimentação asfáltica das ruas e aolançamento de lixo no sistema de drenagemdas águas pluviais, as edificações sofremainda com as inundações, expondo apopulação a riscos financeiros e de morte.Já no 2º ponto as habitações encontram-seexpostas a enchentes em ocasiões degrandes chuvas e no 3º ponto já não ocorreminundações, pois a erosão se tornou umagrande cratera. Estas são constataçõesdadas pelos sistemas peritos.O questionário aplicado teve comoobjetivo avaliar como as pessoasmoradoras no entorno do córrego Mingaupercebem sua situação de risco e a quaisfatores elas atribuem este risco.Como resultado da aplicação doquestionário, o primeiro dado a destacarrefere-se à percepção de risco da populaçãoentrevistada. Considerando-se um gradienteque vai de 1 (muito baixo) a 10 (muito alto)a população atribui uma nota 8,1 aos riscosassociados à erosão e 2,05 de inundação(Tabela 1).Tabela 1 - Risco em relação a erosões einundações no entorno do córrego Mingau.Avaliação do risco pessoal dos moradores.Morador Erosões(notas)Inundações(notas)1 10 02 5 53 0 04 10 05 10 06 10 07 10 88 10 109 9 010 9 011 9 012 8 013 8 014 8 015 8 016 8 817 7 018 7 019 6 020 10 10Média 8,1 2,05Fonte: Pesquisa de campo realizada pelosautoresRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 19 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


As erosões ocorrem em todo opercurso do córrego, sendo que naconfluência do córrego Mingau com ocórrego Serrinha presencia-se uma grandecratera, onde o perfil de base do córrego jáapresenta aprofundamento máximo tendose assentado sobre a rocha matriz. Nestelocal, de acordo com as interferênciasantrópicas que o córrego se expõe e por estarjá com o aprofundamento máximo, o solodo entorno do córrego está totalmenteerodido e transformado numa enormecratera.Observa-se, como resultado dapesquisa que a média apresentada pararisco à erosão é considerada alta e, emrelação às inundações é baixa. Isto se deveao fato de a erosão ser muito forte e mostrarsemitigadora da inundação, pois as águascaptadas são escoadas em direção a estacratera. Sendo assim as enchentes somentesão vivenciadas na região da nascente principal,nos locais onde a pesquisa deAssunção (2005, p. 6 e 7) denomina como 1ºponto e também no 2º ponto, pois as erosõesocorrem nesses locais de maneira não tãograve.Outros temas avaliados foram osfatores que causam as erosões e asinundações, no entender dos entrevistados.Os fatores apresentados nos questionários,tanto para erosões como para inundações,foram evidenciados como indicadores derisco na pesquisa realizada por Assunção(2005, p. 13).Tabela 2 - Fatores que provocam o risco à erosão e inundação no entorno do córrego Mingau.Fatores que provocam riscoNúmero demoradoresErosãoInundação% Número demoradoresInclinação do terreno 8 44,44 3 60inexistência de vegetação nativa 11 61,11 3 60acúmulo de lixo 11 61,11 2 40impermeabilização (construção de casas, asfaltamento 11 61,11 3 60de ruas)sistema de drenagem urbana 14 77,77 2 40sistema de captação de esgoto 6 33,33 1 20lançamento de esgoto no córrego 11 61,11 2 40Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresObserva-se, pelos resultadosobtidos (Tabela 2) que as pessoas nãoconseguem relacionar a impermeabilizaçãodo solo por meio da construção de casas aolongo do córrego, bem como o asfaltamentodas vias que o circundam como fatores quecausam a inundação, mas relacionam essesindicadores como causas das erosões. Issose deve ao fato de considerarem as erosõescomo maiores fatores de risco e ainda, oasfaltamento das vias, no entender dosentrevistados, não é considerado um fatorde impermeabilização e sim um benefício.Para quem já vivenciou morar num lugaronde não se tem as ruas asfaltadaspresencia-se, na época da seca, muita poeirae, em decorrência disto, muitas doençasrespiratórias; na época das chuvas,evidencia-se lama e barro. Desta forma, elespreferem submeter ao risco da inundação eerosão a ter que morar em locais nãoasfaltados.O mesmo acontece para os fatoresde drenagem urbana: para o risco de erosãoos moradores consideram altos e para osde inundação consideram baixos. Já para ainclinação do terreno eles consideram riscomédio para erosão e, alto para inundação.Analisando o acúmulo de lixo, percebe-seum risco médio-alto para erosão e, alto parainundação.Comparando as respostas obtidaspara inundação e erosão, percebe-se umadiscrepância entre respostas, ou seja, o queprovoca erosão nem sempre provoca ainundação. Para os sistemas peritos osfatores que provocam o risco de inundaçãoe de erosão estão articulados, porém paraos moradores isto não acontece. A tendênciadas respostas, de maneira geral reforça oTabela 3 - Fatores que atenuariam o risco no entorno do córrego Mingau.Fatores que atenuariam o riscoErosão%risco da erosão. Observa-se, utilizando-sedos resultados, uma percepção bastanteimediatista dos fatos, como exemplo citaseque a falta da drenagem urbana para elesprovoca a erosão, mas não conseguemperceber como essa ausência pode provocara inundação.Outro ponto abordado refere-se aosfatores que no entender dos moradoresatenuariam o risco relacionado às erosõese às inundações, apresentados na Tabela 3.O acúmulo de lixo foi apontado como fatorimportante, tanto no risco de inundaçãocomo no risco de erosão. Porém, na perguntarelacionada aos fatores que atenuariam orisco a erosões, a sistematização da coletado lixo não foi apontada como fatorimportante na solução deste problema.InundaçãoNúmero de % Número de%moradoresmoradoresdimensionamento correto galerias captação água pluvial 14 73,68 5 100reflorestamento da área 14 73,68 2 40recuperação das erosões 15 78,94 2 40i sistematização da coleta de lixo pela Prefeitura 6 31,57 1 20canalização do córrego 16 84,21 2 40Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 20 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Analisando os motivos que osimpulsionaram a escolher a canalização docórrego como alternativa mais indicadapara a solução dos riscos à erosão, observaseque os fatores reflorestamento erecuperação das erosões foramconsiderados importantes para a soluçãodos riscos relacionados à erosão, mas nãoem relação à inundação. Isso reafirma avisão imediatista dos questionadosobservadas nas questões anteriores, ou seja,a vegetação pode impedir que os processoserosivos avancem, mas não tem resultadotão imediato quanto a canalização docórrego e a revegetação demora muitosanos. Assim, os moradores demonstram nãoconseguir fazer a relação de como oreflorestamento, num horizonte temporalmais distante, pode mitigar os riscos àerosão e à inundação.Ao tratarmos do tema canalizaçãopercebe-se uma visão controversa dosquestionados em relação aos sistemasperitos: enquanto os primeiros são a favorda canalização, os últimos vislumbram essaprática de maneira mais criteriosa,questionando os reais benefícios,viabilidade e adequação socioambientaladvindos da canalização e, acima de tudo,se houver viabilidade, quais os materiaisde construção mais adequados para aexecução da obra, evitando aimpermeabilização do solo.Quanto ao item dimensionamentocorreto das galerias de captação de águapluvial para solução dos riscosrelacionados à erosão e inundação, osresultados obtidos convergem com oapontado como fator que provoca os riscos.Assim, com exceção a este fator, de acordocom o entender dos questionados, percebesenão haver coerência efetiva entre osfatores que causam o risco e os queatenuariam o risco.Outro ponto abordado é aatribuição de culpa pelas erosões einundações. Devido ao fato dos moradoresperceberem as erosões como os maioresriscos a que estão expostos, atribuem que aculpa pela existência destes riscos seja daPrefeitura (Tabela 4).Tabela 4 - Relações de causa e efeito das atividades que provocam o riscoRelações de causa e efeito das atividades que provocam o riscoInundaçãoErosãoNúmero de% Número de %moradoresmoradoresculpa da Prefeitura 2 10 17 94,44culpa da população local 4 20 9 50Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresOs moradores não conseguemperceber que as atividades exercidas poreles mesmos, como o lançamento aleatóriode lixo nas ruas e no córrego e a construçãode casas à beira do mesmo são as reaiscausas da existência das erosões. Ou seja,a população local não reconhece as relaçõesde causa e efeito das suas atividades e comoelas ocasionam os riscos de erosão. Demaneira geral, os resultados ressaltam umamaior preocupação com os riscos à erosãoe apontam para a incapacidade de detecçãode que esses são os riscos mais imediatos.Outro fator observado na análisede risco elaborada por Assunção (2005, p.13) se refere à fragilidade do sistema decaptação da água pluvial. As bocas de loboexistentes, que efetivamente são muitopoucas relacionadas ao volume de água pluvialcaptado no local durante as intensaschuvas, direcionam toda essa água para ocórrego. Os pontos de dissipação da águapluvial coletada não são dimensionados deacordo com o volume de água receptado,sendo totalmente destruídos em todos osperíodos chuvosos. Os problemas dedrenagem no entorno do córrego sãorealmente caóticos. No intuito de verificar oque a população percebe em relação a estesistema de drenagem, foi perguntado a elesa nota de eficiência que eles dariam aomesmo e a média obtida em 17 pessoasquestionadas foi de 4,17, conforme se podeobservar na Tabela 5.Tabela 5 - Eficiência do sistema de drenagem de água pluvial no entorno do córrego MingauEficiência do sistema de drenagem de água pluvial no entorno do córrego MingauMorador Nota de 1 a 101 52 03 44 15 16 57 88 59 510 411 612 513 214 515 616 817 1Média 4,17Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 21 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Considera-se que diante do quadroapresentado para este fator a nota 4,17 ébaixa, porém, se comparada com o sistemaexistente ela é alta, dada a deficiência domesmo. Na pesquisa verificada porAssunção (2005, p. 12) os riscos provocadospelo atual sistema de drenagem da água pluvialforam classificados como o maior nível:III; sendo tomado nível I como menor riscode danos e nível III como o maior. Este foioutro resultado em desacordo com osobtidos pelos sistemas peritos.Questionados se a prefeituradeveria canalizar o córrego, 90% dosmoradores responderam que sim e somente10% responderam que não, conforme Tabela6.Tabela 6 - Canalização do córrego pela prefeitura.Canalização do córrego pela prefeituraNúmero de%moradoresSim 18 90Não 2 10Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresEstes resultados coincidem com osfatores que atenuariam o risco a erosões,na percepção dos moradores e, foramreafirmados na identificação dos motivospelos quais a prefeitura deveria canalizar ocórrego, conforme Tabela 7.Tabela 7 - Motivo pelo qual a prefeitura deve canalizar o córrego.Motivo pelo qual a prefeitura deve canalizar o córregoNúmero de%moradoressolução dos problemas relacionados à erosão 13 72,22solução dos problemas relacionados às inundações 3 16,66diminuição da água da cisterna 1 5,55solução do desbarrancamento das margens do córrego 15 83,33a chuva não vai levar as árvores 10 55,55a água do córrego vai ficar mais limpa 8 44,44não vai ter lixo no córrego 11 61,11Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresNota-se que os dois itens maisassinalados se referem aos problemas deerosão e desbarrancamento, 72,22 e 83,33%respectivamente. O terceiro item maisassinalado se refere à ausência de lixo nocórrego, contradizendo mais uma vez osdados obtidos com os relatados pelosmoradores nas perguntas 3 e 4, em que osmoradores não consideraram asistematização da coleta do lixo como fatorimportante para atenuar a sua exposiçãoao risco. Este resultado coincide com o dasperguntas 5 e 6 relacionadas aos fatoresque atenuariam o risco a erosões einundações, os moradores nãoconsideraram a presença de lixo como fatorimportante.Quando questionados se aserosões acontecem devido às inundações100% dos entrevistados responderam quesim, evidenciando mais uma vez acontradição de acordo com as respostasanteriores que consideraram serem aserosões o mais alto risco por eles percebido(Tabela 8).Tabela 8 - As causas das erosões são as inundações.As causas das erosões são as inundaçõesNúmero de%moradoressim 9 100não 0 0Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 22 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


A Tabela 9 reforça a percepção deque as inundações não são consideradasproblema, uma vez que ocorrem raramente,ou apenas com as chuvas mais fortes.Tabela 9 - Frequência de ocorrência das inundações.Frequência de ocorrência das inundaçõesNúmero de moradores %todas as chuvas fortes 4 80todas as chuvas 0 0de vez em quando 2 40Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresAs Tabelas 10 e 11 expressam oacesso dos moradores aos sistemas peritoscomo fonte de informações para as situaçõesde risco por eles vivenciadas. Em primeirolugar percebe-se uma pouca atuação dopoder público em termos de transmissão deinformações. Isso faz com que os meios decomunicação de massa sejam osmecanismos principais de acesso àsinformações.Tabela 10 - Orientação aos moradores por agentes da prefeitura sobre inundações/erosões.Orientação por agentes da prefeitura sobre inundações/erosõesNúmero de%moradoressim 3 15não 17 85Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresMesmo a escola não aparece comouma instância importante nesse aspecto,como pode-se observar na Tabela 11, querefere-se às fontes de obtenção deinformações sobre as erosões e inundações.Tabela 11 - Fontes de informação sobre erosões/inundações.Fontes de informação a respeito das erosões/inundaçõesNúmero de moradores %agentes da prefeitura 3 15agentes comunitários 2 10televisão/rádio/jornal 12 60escola 5 25nunca me informei 5 25Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 23 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Por último e, no intuito derelacionar as respostas obtidas, analisandoescolaridade e risco, obteve-se o resultadodemonstrado na Tabela 12.Tabela 12 - Relações entre escolaridade e risco.Relações entre escolaridade e riscoMoradorEscolaridadeAnalfabeto Ensino fundamental Ensino médio Ensino superior1 X2 X3 X4 X5 X6 X7 X8 X9 X10 X11 X12 X13 X14 X15 X16 X17 X18 X19 X20 XTOTAL 2 6 11 1Fonte: Pesquisa de campo realizada pelos autoresDas 20 pessoas entrevistadas notaseque a escolaridade predominante é oensino médio - 11 pessoas, seguido do ensinofundamental - 6 pessoas, logo apósverificam-se 2 pessoas analfabetas esomente 1 pessoa entrevistada apresentaensino superior completo em Teologia.Nenhuma pessoa entrevistada possui pósgraduaçãolato sensu ou stricto sensu.Segundo Assunção (2005, p. 12), osriscos relacionados à erosão e inundaçãono córrego Mingau foram classificadoscomo nível III (muito alto). Analisando nestaTabela 12 o maior nível de escolaridade,morador número 2 com a perguntaapresentada na Tabela 1, risco em relação aerosões e inundações no entorno do córregoMingau, observa-se que as notas dadas 5para erosão e 5 para inundações nãocondizem com os resultados dos sistemasperitos; mas na Tabela 5, quando o mesmomorador atribui nota a eficiência do sistemade drenagem de água pluvial, o resultado énota 0, o que demonstra uma maioradequação à teoria dos sistemas peritos.Já o morador número 18, semnenhuma instrução escolar, atribuiu nota 7para erosão e 0 para inundação, em relaçãoa pergunta demonstrada na Tabela 1. A nota7 também estaria fora dos resultadosobtidos pelos sistemas peritos e a 0 atribuiseao fato de que nessa região onde essemorador habita não existe inundação. Omorador número 20, também analfabeto,atribuiu nota 10 para inundação e 10 paraerosão, traduzindo os mesmos resultadosobtidos pelo sistema perito.Analisando agora os questionadosque apresentam ensino médio, moradoresnúmeros 8, 9 e 10, verifica-se que as notaspor eles atribuídas aos riscos oferecidospela erosão e inundação (Tabela 1) seadequam aos resultados obtidos pelosistema perito (ASSUNÇÃO, 2005, p. 12). Omorador de número 8 atribuiu notas 10 (riscomáximo) para inundação e erosão; osmoradores 9 e 10 atribuíram nota 9, quetambém pode ser considerado risco máximopara erosão e 0 para inundação, tambémporque no local onde eles habitamrealmente não existe inundação.CONCLUSÃOEsta pesquisa, inicialmenteembasada em revisão bibliográfica,demonstrou os diversos instrumentos, asferramentas mais utilizadas e a legislaçãopertinente relativa à avaliação de riscoambiental e procurou, de maneira empírica,problematizar algumas questões. A buscapor dados relevantes e convenientes paraserem utilizados como indicadores emavaliação de risco ambiental é queimpulsionou a pesquisa empírica. Estaestudou uma população considerada emsituação de risco pelos sistemas peritos:pesquisa sobre avaliação de risco do solorealizada no entorno do córrego Mingau epublicada em 2005, que determinava osníveis mais elevados de risco para erosão einundação.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 24 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Por meio da pesquisa realizada foipossível perceber que a experiência de vidado indivíduo é que determina a suapercepção de risco. A população estudadanão consegue relacionar o conhecimentodos sistemas peritos com os problemas poreles enfrentados cotidianamente. Estaconclusão é fruto da análise realizada quedemonstra ser a escola um dos menoresinstrumentos de transmissão deconhecimento. As pessoas têm mais acessoao conhecimento através dos meios decomunicação de massa, em especial datelevisão. A pouca atuação do poder públicoem termos de transmissão de informaçõestambém foi verificada.É interessante ressaltar o efeitocontraditório entre os resultados obtidos empesquisa dos sistemas peritos e as notasatribuídas pelos moradores aos fatores derisco ambiental. Os resultados da pesquisademonstram que nos diversos níveis deescolaridade há grandes divergências derespostas; somente se obteve uma maiorpadronização destas nos questionários dosmoradores que apresentam escolaridade noensino médio. Assim, as pessoas tendem anão ter acesso ou ignorarem o conhecimentodos sistemas peritos, o que os fazapresentarem uma percepção bastanteimediatista dos fatos. Os problemas maispróximos a eles são considerados maiores.Como exemplo, cita-se o fato de perceberemcomo maior risco a erosão em relação àinundação: no seu modo de pensar a erosão,que é o problema mais vivenciado, éprovocada pela ausência dos sistemas dedrenagem urbana; porém os entrevistadosnão percebem que a ausência deste sistematambém pode provocar a inundação.Não se pretende aqui analisar asopções teórico-metodológicasempreendidas pelos diversos autores quetrabalham com avaliação de riscoambiental. Mas, se considera que adimensão do risco também é expressa emtermos sociais e não somente em termosambientais. Na Política Nacional daBiodiversidade (BRASIL, 2002) está ditoclaramente que a conservação e a utilizaçãosustentável da biodiversidade devemcontribuir para o desenvolvimentosocioeconômico, para a erradicação dapobreza e também que as ações de gestãoda biodiversidade devem ter caráterintegrado, descentralizado e participativo.Assim as avaliações de risco devem integrar,não somente as variáveis ambientais, mastambém as sociais.Entende-se que não é por acaso que as áreasde risco e degradação ambiental emambientes urbanos também são, na maioriadas vezes, áreas de pobreza e privação social.As situações de pobreza e privação socialapresentadas nas grandes metrópolesbrasileiras estão diretamente ligadas àvulnerabilidade ambiental. Assim, avulnerabilidade socioambiental paraanálise de risco pode refletir de maneiramais eficaz os indicadores de sobreposiçãoespacial e interação entre os problemassociais e ambientais.Este estudo de caso demonstraclaramente o quanto a avaliação de riscopor parte dos agentes sociais é diferente darealizada pelos sistemas peritos; corroboraainda a grande distância entre a percepçãode risco da população local e a avaliaçãode risco ambiental elaborada pelossistemas peritos. Essa constatação nosremete e reafirma o pensamento de Beck(2006) que trata da perda do pensamentosocial das comunidades provocada pelassituações de risco ambiental: as pessoasexpostas aos riscos parecem perceber queos danos poderão atingir somente as outraspessoas ou em outros lugares e,simultaneamente, os mesmos danos podemter percepções completamente diferentes deacordo com a idade, sexo, educação,profissão, hábitos alimentares, moradia, etc.A revisão teórica exposta nestapesquisa demonstrou sustentação a umapesquisa empírica, reafirmando anecessidade que os modelos de avaliaçãode risco precisam incorporar, além dasvariáveis quantitativas e qualitativas,outras dimensões das atualmente adotadas.A percepção de risco pelos agentes sociaisé uma dessas dimensões e precisa serconsiderada e trabalhada com rigor eefetividade, como instrumento nos modelosde avaliação de risco ambiental.Reafirmando o pensamento de Beck, semracionalidade social a racionalidadecientífica fica vazia. Afinal, aoperacionalização desses modelos somenteserá efetiva se realmente servir comomelhoria da qualidade de vida dapopulação.AGRADECIMENTOSAgradecimentos: aos estudantes do curso deAgronomia da Universidade Federal deGoiás Ricardo de Sousa Bezerra, Raphael deArruda Camozzi e Marcos Paulo AlvesBalbino; ao estudante do Curso de Direitoda Pontifícia Universidade Católica de GoiásGuilherme Borges Sávio.REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICASART, H. W. Dicionário de Ecologia e CiênciasAmbientais. São Paulo: Melhoramentos,UNESP. 1998.ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMASTÉCNICAS - ABNT. NBR ISO 14001. Sistemasde Gestão Ambiental.1996.ASSUNÇÃO, S. G. S. Análise do Risco de Danosao Solo no Entorno do córrego Mingau, noBairro Parque Amazônia, em Goiânia-GO.Proceedings: In International Congress onEnvironmental Planning and Management,Brasília, DF, págs. 1 a 15, ISBN: 85-905036-2-3, meio magnético. 2005.AWAZU, L. A. M. Análise, Avaliação eGerenciamento de Riscos no Processo deAvaliação de Impactos Ambientais. 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Avaliação do desempenho de carvões ativos usados naremoção de compostos orgânicos de águas naturais,provenientes de cianobactérias e suas toxinasRESUMOEste trabalho apresenta um estudo sobre o emprego de carvões ativados pulverizados(CAP) no tratamento de água de reservatório urbano, que apresenta altas concentraçõesde algas cianofíceas ou Cianobactérias. As toxinas de cianobactérias constituem umagrande fonte de produtos naturais tóxicos. No procedimento descrito, uma amostra d'águapassou por um pré - tratamento com posterior aplicação de CAP. Os ensaios foram realizadoscom três tipos distintos de carvões ativados, com tempos de contato de 20 e 30 minutos econcentrações de 0,2 % e 0,4% m/v. O uso dos carvões ativados pulverizados mostraram-seextremamente eficiente no estudo apresentando taxas de remoção de até 100%.PALAVRAS-CHAVE: carvão ativado pulverizado, eutrofização, toxinas.ABSTRACTThis paper presents a study on the use of powdered activated carbon (PAC) in the treatmentof urban water reservoir, which has high concentrations of cyanobacteria or blue-greenalgae. Toxins from cyanobacteria are a major source of toxic natural products. In theprocedure, a sample of water passed through a pre - treatment with subsequent applicationof PAC. The tests were performed with three different types of activated carbons, withcontact times of 20 and 30 minutes and concentrations of 0.2% and 0.4% m / v. The use ofpowdered activated carbons have proved extremely effective in the study showing removalrates of up to 100%.KEYWORDS: powdered activated carbon, eutrophication, toxins.Karina Guedes CubasEspecialista, Tecnóloga em QuímicaAmbiental, Consultora Ambiental, Curitiba-PRE-mail: ka_cubas@hotmail.comGessé Jerônimo Santos JúniorTecnólogo em Química AmbientalThomaz Aurélio PagioroDoutor, Biólogo, Departamento Acadêmicode Química e Biologia, Campus Curitiba,UTFPR, Curitiba-PRLivia Mari AssisDoutora, Química, Programa de Pós-Graduação em Eng. Mecânica e Materiais(PPGEM), Departamento Acadêmico deQuímica e Biologia, Campus Curitiba,UTFPR, Curitiba-PRRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 27 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


INTRODUÇÃOUma das conseqüências dosimpactos antrópicos nos ecossistemasaquáticos é a ocorrência de aceleradosprocessos de eutrofização, causando umenriquecimento artificial de nutrientes,principalmente compostos nitrogenados efosfatados, que resultam num aumento dosprocessos naturais da produção biológicaem rios, lagos e reservatórios (FUNASA,2003). As principais causas desseenriquecimento têm sido identificadas comosendo a descarga de esgotos domésticos,industriais, dos centros urbanos e dasregiões agrícolas.Como conseqüência, tem-se aproliferação de cianobactérias e a produçãode suas toxinas. A presença dessas toxinasem águas destinadas para consumo humanoimplica em sérios riscos a saúde pública,sendo importante o monitoração ambientalda densidade algácea e dos níveis decianotoxinas nas águas.A eutrofização pode causar umdesequilíbrio ecológico quando ocorre deforma cultural, sendo acelerada, com oaumento desordenado na produção debiomassa, impossibilitando a suaincorporação pelo sistema aquático namesma velocidade (BEM, 2009).Apesar do rigoroso tratamento emonitoração pela empresa deabastecimento público, é necessárioexplicitar que a tecnologia convencional detratamento de água não remove de maneiraeficaz certas substâncias tóxicas e tem comofinalidade principal a clarificação edestruição dos microorganismos patógenos(eliminando a possibilidade da água atuarcomo veículo de enfermidades agudas).Também é importante ressaltar que aexistência de sistemas públicos deabastecimento de água, por si só, não égarantia automática de qualidade, pois osprocessos convencionais destinados aotratamento da água para o consumohumano, como mencionado, não removemas microdoses originárias da dispersãoambiental das substâncias químicas noambiente ou toxinas resultantes daproliferação de algas (MATTHIENSEN et al.,1997).A utilização de carvão ativadopulverizado (CAP) destinado para otratamento d'água sofreu uma importanteexpansão na Europa e na América do Nortenas duas últimas décadas, porque a maioriade outros processos de tratamento de águanão garante eficiência na remoção damatéria orgânica solúvel. Uma dasprincipais vantagens da sua utilização, é queo CAP pode ser utilizado intermitentementequando há necessidade, em comparação aocarvão ativado granular (ASTM D 2652/76Reapproved 1982).Os reservatórios existentes emCuritiba e Região Metropolitana apresentamcomo características a baixa profundidademédia, grande tempo de residência da águae extensa lâmina de água, que os tornamsusceptíveis à eutrofização. A eutrofizaçãoacelerada é problemática, porque resulta naretirada de oxigênio da água, a ponto deprovocar a morte lenta de diversos seresvivos, como peixes e outras formas de vidaaquática não-vegetais (ESTEVES, 1988). Oreservatório do Rio Iraí, local no qual foramcoletadas as amostras de água, ficalocalizado no município de Pinhais - PR,sendo responsável por aproximadamente40% da água tratada para consumo dapopulação de Curitiba e RegiãoMetropolitana, e desde o término do seuenchimento, no início de 2001, está sofrendoprocesso contínuo de degradação ambiental,devido principalmente a sucessivas emassivas florações de Cianobactérias. Estaproliferação ou explosão sazonal dabiomassa de fitoplâncton conduz, dentreoutros efeitos, a uma perda de transparência,alteração de coloração e presença de odore sabor nas águas. O que diferencia asCianobactérias das bactérias heterotróficasé um pigmento comum às algas eucarióticase plantas vasculares, que é a clorofila a(MAIER et al., 2002). Existem duas espéciesde Cianobacterias predominantes noreservatório do Írai, Anabaena sp. eMicrocystis sp., que têm comprometidoseriamente a qualidade da água, resultandoem elevados custos de tratamento por parteda Companhia de Saneamento do Paraná -SANEPAR, responsável pelo abastecimentopúblico de Curitiba e Região Metropolitana(ANDREOLI & CARNEIRO, 2005).Diante da problemáticaapresentada, o objetivo geral deste trabalhofoi avaliar o potencial de aplicação de CAP,comercialmente disponíveis e comcaracterísticas físico-químicas similaresaos CAP importados, que são utilizadoscomo uma das soluções para a questão dasflorações de Cianobactérias, queatualmente esta recebendo atenção mundial,por se tratar de um problema de saúde publicaevidente nos grandes reservatórios queabastecem as grandes metrópoles.MATERIAL E MÉTODOSFoi avaliado o potencial deaplicação de amostras de CAP nacionais edisponíveis comercialmente, na retenção dematerial orgânico solúvel, proveniente dasalgas e suas toxinas dentre outras, sobvariadas concentrações e tempos deresidência em alíquotas d'água,monitoração das algas presentes no meioatravés da determinação do teor de clorofilaa e Feoftina, caracterização da amostrad'água, determinação da matéria orgânicaem meio ácido expressa em mg de O2 porlitro d'água, das toxinas através da extraçãocom metanol e posterior determinação damatéria orgânica em meio ácido, e concluíusesobre o potencial de aplicação doscarvões ativados pulverizados para aremoção da matéria orgânica solubilizadaproveniente das algas, remoção daspróprias algas e das suas toxinas.Foramrealizadas apenas coletas simples, queconsiste na retirada de uma porçãodiretamente de um corpo d'águaselecionando um ponto representativo docorpo d'água (NBR9898/87).Para a análise de clorofila a,feofitina, toxinas, matéria orgânica ouoxigênio consumido em meio ácido e demaisparâmetros físico-químicos, foramselecionados pontos representativos doreservatório. Para a determinação daalcalinidade, pH, e O2 dissolvido, os pontosselecionados da barragem do Iraí foram três:no local da amostragem, margem direita,próximo ao Vertedouro d'água e na margemesquerda. Para a caracterização da amostrad'água, a coleta foi realizada em um pontona margem direita do reservatório, onde nãohá a ação do vento e a profundidade máximachega a 1m, considerando também o localde acesso para a coleta que foi maisRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 28 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


facilitado, de acordo com os procedimentospadrões de coleta e preservação dasamostras(Standard, 1998). Na amostrabruta foram realizados os ensaios de:Temperatura, pH, O2,DQO, Oxigênioconsumido, Nitrito, Nitrato, NitrogênioKjeldahl, Nitrogênio Orgânico, NitrogênioAmoniacal, Fosfato Solúvel,Clorofila-a efeofitina. Após a caracterização da águabruta retirada diretamente do reservatóriofoi realizada a filtração da água em papelcom porosidade média de 28 mm e realizadaa caracterização da amostra filtrada com aanálise dos parâmetros: Oxigênioconsumido, Clorofila-a e feofitina. Após afiltração foram realizados os ensaios deadsorção com 3 diferentes amostras de CAP,em tempos de contatos e concentraçõesdiferentes e realizado a caracterização daamostra tratada, com a análise dosseguintes parâmetros: Oxigênio consumido,Clorofila-a e feofitina.A metodologia empregada paraanálise da clorofila-a e da feofitina foi oespectrofotométrico (UNESCO,1966).Para o cálculo foram utilizadas asequações 1 e 2.Eq. 1:Clorofila-a = 29,6 [(E665 - E750) - (E665a - E750a)] x vV x LEq. 2:Feofitina = 27,9{[1,7 (E665a-E750a)] - (E665 - E750)} x vV x LOnde:E : extinção da amostra nãoacidificada;a: Amostra acidificada;v: volume do extrato (acetona 90%);V: volume da amostra filtrada em L;L: abertura ótica da cubeta em cm;1,7 = valor máximo da razão E665/E665a, naausência de feopigmentos, determinadoexperimentalmente, com clorofila a pura;29,6/27,9 = fator destinado a restabelecer aconcentração inicial em clorofila-a a partirda redução da absorvância.Foram utilizadas três amostras deCAP nacionais, similares aos CAPimportados destinados para os tratamentosem questão. As especificações das amostrasde carvões utilizados são mostradas a seguirna Tabela 1.AmostraTabela 1 - Especificações dos carvões ativados pulverizados (CAP).EspecificaçãoDo fabricanteAnáliseEspecificaçõesNº de Iodo (mg I 2 /g) Min 8001 108-90 Índice de Fenol (g/L) Máx 2,5# 325 mesh Min 90N º de Iodo (mg I 2 /g) Min 6002 106 – 90 Índice de fenol (g/L) Máx 12# 325 mesh Min 90Nº de Iodo (mg I 2 /g) Min 800118-CB Índice de Fenol (g/L) -3 # 325 50-80Fonte: CARBOMAFRAAdotaram-se duas concentraçõesde carvão ativado pulverizado, 0,2 % e 0,4%de massa de carvão sobre o volume daamostra d'água a ser tratada. Foramadicionados 200 mL de água (filtradas empapel tarja preta, simulando um prétratamento) às alíquotas de carvão secas a150ºC durante um período de 3 horas. Asamostras foram submetidas à agitação emshaker à temperatura ambiente (27 ºC).As variações de tempo de contatoutilizadas foram: 20, 30, 40, 50 e 60 minutos.Passado o tempo determinado, as amostrasimediatamente passaram pelo processo defiltração gravitacional, em papel tarja pretade 28 mm. O filtrado foi coletado de formasdistintas, e na seqüência foram realizadosos ensaios de oxigênio consumido em meioácido, expresso em mg O2 L-1, clorofila a efeofitina determinados porespectrofotometria. Os resultados estãodescritos e discutidos a seguir.RESULTADOS E DISCUSSÃODe acordo com o CONAMA 397/2008, a água da barragem do Iraí éclassificada como Classe I, pois se destinaao consumo humano após tratamentosimplificado (1º e 2º); à proteção dascomunidades aquáticas; à recreação decontato primário; à irrigação de hortaliças.De acordo com Resolução CONAMA 91/2008a classificação leva em conta o usoRevista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 29 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


preponderante mais restritivo ecorresponde ao estabelecimento deobjetivos de qualidade a serem alcançadosatravés de metas progressivasintermediárias e finais de qualidade deágua. Para isso deve seguir os parâmetrosestabelecidos como mostra a Tabela 2, ondetambém é demonstrado os resultadosobtidos da análise da água bruta coletadana margem direita da barragem do Rio Iraí.Observa-se que o oxigêniodissolvido apresentou um valor menor queo estabelecido na legislação no pontoAs análises demonstram umaelevada carga de nitrogênio orgânico, quede acordo com os valores de matériaorgânica são fortes indicativos de poluiçãoantrópicas, o que colabora com a floração,pois de acordo com CHARLES & CARNEIRO(2005) os cistos de Cianobactérias temcapacidade de fixar o nitrogênio na formamolecular.A Tabela 2 mostra uma distribuiçãodas formas de nitrogênio, no ponto amostralé possível verificar que em relação às formasorgânicas de nitrogênio, onde há umatendência de aumento da concentração denitrogênio total, que é o principal fator queresulta na presença de algas. Como citadoanteriormente, a concentração limitantenormalmente aceita para lagos onde nãoamostral, isto se deve à alta concentraçãode matéria orgânica presente na água e àdireção do vento, sugerindo que a taxa dedecomposição da matéria orgânica,incluindo a taxa de respiração dosmicroorganismos é maior que a taxa deprodução de oxigênio fotossintético, comodemonstrado na Tabela 2.Na água bruta, no ponto coletado(margem direita), foi observado umaconcentração de algas e de produtos dedegradação elevados, dadas às elevadasconcentrações de clorofila-a (182,3 µg L-1)Tabela 2 - Resultados das análises da água na barragem do rio Iraí.*De acordo com o Conama 397/2008ocorrem florações constantes de algas situasepróximo de 0,3mg L-1 de nitrogênioAmoniacal + nitratos, o que não foiobservado na amostra d'água, porem aforma primária (orgânica) encontra-se comvalores elevados (ANDREOLI, & CARNEIRO,2005).De acordo com a Tabela 2,observando-se valores de pH e alcalinidade,nota-se claramente a tendência dealcalinização das águas devido à presençade esgoto urbano introduzidos noreservatório a partir de tributáriosprincipais, principalmente nos meses maisquentes. Embora a presença de sais de basesfortes possa contribuir, o aumento do pHem águas naturais em geral ocorre pelapresença de sais de ácidos fracos. Na faixae feofitina (471 µg L-1). Como observado naTabela 2, os valores estão muito acima dopadrão estabelecido pelo CONAMA 357/2005. Outros parâmetros determinados foramna amostra de água bruta, DQO: 94mgL-1, Oxigênio consumido: 95mg O2 L-1, sendoque os valores para descarte em um corpohídrico classe II não deve ultrapassar osvalores de 125mg L-1 para DQO, com basenos valores obtidos, demonstra-se oexcesso de matéria orgânica.PARÂMETROUNIDADELEGISLAÇÃO* MARGEMDIREITATemperatura ºC - 29,2Oxigênio Dissolvido mg de O 2 / L >6 1,4pH - Entre 6 e 9 7,9DQO mg de O 2 / L - 94Oxigênio consumido mgO 2 /L - 95Nitrito mg/L 1 1,1.10 -2Nitrato mg/L 10


com diferentes características, empregadosna remoção de matéria orgânica solúvel,proveniente da presença de cianobactériase suas toxinas,dentre outras, na amostra deágua do rio Irai (filtrada).Todos os carvões empregadosapresentaram elevadas taxas de remoçãode clorofila e feofitina nas condiçõesutilizadas para os ensaios.Empregando-se 0,2 % m/v de CAP etempo de contato de 20 minutos as taxas deremoção de clorofila e feofitina pelasamostras de CAP 118-CB e 106-90 estiveramno mesmo patamar, 87,7% e 81,2% para aclorofila e 100% e 99,8% para a feofitina,respectivamente. A amostra de CAP 108-90apresentou o melhor desempenho naremoção da clorofila, entretanto para afeofitina a taxa de remoção foi de apenas63,6%.O aumento do tempo de contato (30min.) das amostras de CAP com água nãopromoveu melhoria expressiva nas taxas deremoção dos contaminantes, excetuando aremoção de clorofila com as amostras 106-90 e 118-CB.Quando as doses de CAP foramincrementadas para 0,4%m/v,independentemente do tempo de contatoempregado, as taxas de remoção forampróximas às observadas para as doses de0,2% m/v, excetuando para a remoção defeofitina quando usado o CAP 108-90, quefoi próxima a 100%.Tabela 3- Resultados da adsorção de compostos orgânicos, provenientes da presença de cianobactérias e suas toxinas, em águasnaturais em três carvões com diferentes característicasClorofila aFeofitinaAmostra CAP T M C r C r xV X %min. g/100 mL µg/L µg/100mL µgBranco - - 9,47 0,947 - -120 0,2 0,02 0,002 0,945 99,80,4 0,334 0,0334 0,9136 96,530 0,2 0,01 0,001 0,946 99,90,4 0 0 > ?0,947 ?100 >220 0,2 1,776 0,1776 0,7694 81,20,4 0,88 0,088 0,859 90,730 0,2 0,03 0,003 0,944 99,70,4 0 0 > ?0,947 > ?100320 0,2 1,184 0,1184 0,8286 87,50,4 0,592 0,0592 0,8878 93,730 0,2 0,28 0,028 0,919 97,00,4 0 0 > ?0,947 ?100 >Branco - - 4,464 0,464 - -120 0,2 1,69 0,169 0,295 63,60,4 0,01 0,001 0,463 99,830 0,2 1,6461 0,16461 0,2994 64,50,4 0 0 > ?0,464 ?100 >220 0,2 0,01 0,001 0,463 99,80,4 0,159 0,0159 0,4481 96,530 0,2 0,92 0,092 0,372 80,20,4 0 0 > ?0,464 ?100 >320 0,2 0 0 > ?0,464 ?100 >0,4 0 0 > ?0,464 ?100 >30 0,2 0 0 > ?0,464 ?100 >0,4 0 0 > ?0,464 ?100 >T = tempo de contato do carvão ativo com a água que contém o contaminante orgânico (clorofila -a e feoftina)M = massa de carvão ativoCr = concentração do contaminante na amostra de água após o tratamento com carvãoX = massa do contaminante orgânico adsorvido pelo carvão% = porcentagem do contaminante orgânico removido da água (relação massa:massa)Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 31 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


CONCLUSÕESNas condições do presentetrabalho, os resultados obtidos comamostras de CAP comerciais apresentaramsepositivos com relação à redução dematéria orgânica solúvel presente na águadestinada ao consumo humano.Os objetivos foram atingidos, vistoque pudemos comparar o potencial deadsorção de diferentes tipos de carvões econcentrações, obtendo-se resultadossatisfatórios.REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICASANDREOLI, C.; CARNEIRO, C. Gestão Integradade Mananciais de AbastecimentoEutrofizados. Companhia de Saneamento doParaná - SANEPAR e FINEP. 2005BEM, C.C. Determinação do Estado deEutrofização de um lago raso: Estudo de casodo Lago Barigui - Curitiba. Dissertação demestrado. Universidade Federal do Paraná- PR, 2009BRASIL. Resolução CONAMA nº 397.Conselho Nacional do Meio Ambiente.Brasília, Diário Oficial da União, 7 de abrilde 2008.BRASIL. Resolução CONAMA nº 91. ConselhoNacional do Meio Ambiente. Brasília, DiárioOficial da União, 6 de fevereiro de 2009.EIA - RIMA Da Barragem do IRAÍMATTHIENSEN, A., YUNES, J.S., CODD, G.A.Ocorrência, Distribuição e Toxicidade deCianobactérias no Estuário da Lagoa dosPatos. Departamento de Química da FURG.Rio Grande, RG. 1997.DI BERNARDO, L. 1995. Algas e suas influenciasna qualidade das águas e nas tecnologias detratamento. ABES. Rio de Janeiro.ESTEVES, F. A. Fundamentos de limnologia.Rio de Janeiro: interciência/FINEP, 1988.KALFF, J. 2002. Limnology: inland water ecosystems.Prentice-Hall Inc.: Upper SaddleRiver.JULIO-JUNIO, H.F.; THOMAZ, S.M.;AGOSTINHO, A.A.; LATINI, J.D. Distribuição ecaracterização dos reservatórios. In: Biocenosesem Reservatórios: padrões espaciaise temporais - Ed.São Carlos : Rima, 2005.AMBRÓSIO JR., O. 1989. Estudos sazonaissobre distribuição de alguns fatores físicos,químicos e da clorofila-a na Enseada dasPalmas - Ilha AnchietaMAIER, R. M.; PEPPER, I.L.; GERBA, C.P. 2002Enviromental Microbiology. InternetionalStandard Book Nº 0-12-497570-4UNESCO, 1966. Determination of photosyntheticpigments in seawater. Report of theSCOR-UNESCO working group 17.LORENZEN, C. J. & JEFFREY, S.W. 1980. Determinationof chlorophyll in seawater. Reportof intercalibration tests.APHA, AWWA, WEF - AMERICAN PUBLICHEALTH ASSOCIATION - Standard methods forthe examination of water and wastewater.21. ed. Washington: American Public HealthAssociation, 2005.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 32 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Caracterização de pilhas e baterias proveniente deprograma de devolução voluntáriaRESUMOEste trabalho tem por objetivos caracterizar uma amostra de pilhas e baterias usadasque foram devolvidas em um ponto de coleta público. As pilhas e baterias recebidasforam separadas por tipo e cada tipo pesado separadamente. Foi produzida uma amostrarepresentativa de 10kg com as composição aproximada da amostra global. Esta amostrafoi moída em moinho de martelos. O material moído foi submetido a ensaios para a suacaracterização química, granulométrica, e teor de umidade. A separação magnética domaterial moído em moinho de martelos não apresentou bons resultados. Cerca de 95%(em peso) das pilhas e baterias eram do tipo pilha seca ou pilha alcalina. O tipo debateria recarregável que teve maior representatividade foi o de NiCd, apesar da Resolução257/99 do Conama (em vigor na época da coleta do material) dizer que as baterias de NiCddeveriam ser devolvidas ao fabricante ou importador. O lote continha cerca de 20%Mn,17%Zn, 13%Fe com diversos outros metais com concentração inferior a 1%. A umidade daamostra foi de 3,85%.PALAVRAS-CHAVE: reciclagem, baterias, pilhas, caracterização de resíduos.ABSTRACTThe objectives of this work are to characterize a sample of mixed types of spent batteries.The different types of batteries were segregated and weighted. A representative 10kgsample was produced according to the approximated composition of the global sample.This representative sample was ground using hammer mill. The ground material wascharacterized through: chemical analysis, particle size distribution test and measurementof its initial moisture concentration. Magnetic separation of ground material was noteffective. About 95w% of the total waste correspond to dry cell and alkaline batteries.NiCd was the rechargeable battery type most common, despite the fact the Brazilian lawstates that this kind of battery must be delivered to the producer or importer for properdisposal. The sample contained about 20w%Mn, 17w%Zn, 13w%Fe and several other metalswith concentrations inferior to 1w%. The moisture of the sample was 3.85%.Denise Crocce Romano EspinosaProfa. Associada, Depto. EngenhariaMetalúrgica e de Materiais. EscolaPolitécnica - USPEmail: espinosa@usp.brJorge Alberto Soares TenórioProf. Titular, Depto. Engenharia Metalúrgicae de Materiais. Escola Politécnica - USPKEYWORDS: recycling, batteries, waste characterization.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 33 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


INTRODUÇÃOO descarte de pilhas e baterias noBrasil é regulamentado pela Resolução 401do Conama (Conselho Nacional do MeioAmbiente) de 2008 que substitui a Resolução257 do Conama de 1999. Atualmente,observa-se um crescente interesse pelacoleta e conseqüente destinação deste tipode resíduo. No Brasil, este comportamento éevidenciado pelo aumento da quantidade deiniciativas isoladas para coletas de pilhase baterias esgotadas.Em outros países, novaslegislações também têm entrado em vigorincentivando a coleta e reciclagem desteresíduo e regulando seu descarte, como aDiretiva 2006/66/EC da União Européia queproíbe o descarte de pilhas e baterias ematerros sanitários e incineradores, além deestabelecer limites mínimos de coleta(FERELLA et al., 2008)(ESPINOSA et al.,2004a)(ROGULSKI e CZERWINSKI, 2006)(BERNARDES et al, 2003).O material proveniente dosprogramas de coleta tem comocaracterística ser composto por diferentestipos de pilhas e baterias, ou seja, há umamistura de diversos produtos comcomposição química bastante distinta umada outra.Os principais processos de reciclagem depilhas e baterias foram desenvolvidos paratrabalhar apenas com um tipo de pilha,podendo aceitar poucos outros tipos. Sendoque a contaminação da sucata pode causardano ao processo (ESPINOSA et al.,2004b)(BERNARDES et al, 2004).Na Tabela 1 estão apresentados osprincipais tipos de pilhas e baterias comseus principais componentes.Tabela 1 - Principais tipos de pilhas e baterias com seus principais componentesTipo de sistema Principais elementosPilha secaMn, Zn, Fe, CPilha AlcalinaMn, Zn, Fe, CNiCdNi, Cd, Co, FeNiMHNi, Fe, Terras RarasÍons de LiAl, Cu, C, Co, Li, FeO objetivo deste trabalho écaracterizar uma mistura de pilhas ebaterias tendo por base o material pósconsumo,apresentando subsídios para oestudo de um processo de reciclagem paraeste material.MATERIAIS E MÉTODOSObjetivou-se o estudo de pilhas ebaterias provenientes de devoluçãovoluntária de uma parcela da população,este material foi cedido por uma OrganizaçãoNão-Governamental (ONG) que coleta pilhase baterias em alguns pontos da cidade deSão Paulo. Foi cedida a quantidade de pilhase baterias recolhidas em um ponto de coletana Zona Oeste da cidade de São Paulo numperíodo de 30 dias. As pilhas botão eramremovidas previamente pela ONG, assim nãofoi possível o estudo desse tipo de pilha.Classificação e montagem do lote paraestudoO lote inicial coletado tinha cercade 190kg. A partir deste lote, foi feita aclassificação das pilhas e baterias usandocomo método a identificação visual eseparação manual das pilhas e baterias.Assim, o material foi classificado em pilhassecas, alcalinas, baterias de NiCd, bateriasde NiMH e assim por diante, além disso foiverificado o estado de conservação. Osdiferentes tipos de pilhas e baterias forampesados separadamente.A partir dos dados obtidos naclassificação, foi montado um lote de 10kgpara a etapa de caracterização. O lotemanteve aproximadamente a mesmaproporção dos principais tipos de pilhas ebaterias. A Tabela 2 mostra a composiçãodeste lote.Tabela 2 - Composição do lote montadoPeso (g) %Alcalina 5975,9 60,35Seca 3533,7 35,68NiMH 142,6 1,44NiCd 183,5 1,85Íons de Li 67,1 0,68Total 9902,8 100Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 34 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


CaracterizaçãoPara a caracterizaçãoprimeiramente foi feita a moagem do materialpara posterior análise química, análisegranulométrica, separação magnética esecagem.Preparação da amostra e análise químicaO material foi moído em moinho demartelos com grelha de 9mm. O materialmoído foi homogeneizado em misturadorcerâmico por 2h. Após a homogeneização,foram obtidas 4 amostras através dequarteamento. A primeira amostra foi usadapara o ensaio de classificaçãogranulométrica, a segunda e a terceira paraos ensaios de separação magnética e aúltima foi usada para a determinação daumidade da amostra.Ainda por quarteamento, foramcoletadas 3 amostras para análise química.Foram analisados os seguintes elementos:Fe, Ni, Mn, Zn, Cd, Co, Hg e Pb. O cádmio e omercúrio foram analisados pela técnica degeração de hidretos. Já os outros metais foramanalisados por espectrofotometria deabsorção atômica. Também foi feita aanálise química de uma alíquota obtida porquarteamento por espectrometria dedifração de raios-X.Ensaio granulométricoA amostra foi novamente quarteada para seobter uma amostra de cerca de 500g para arealização do ensaio granulométrico. Oensaio granulométrico foi feito em umagitador de peneiras usando-se peneirascom as seguintes aberturas: 9,500; 4,750;3,360; 2,360; 1,000; 0,600; 0,212 e 0,150 mm.Separação magnéticaFoi feita a separação magnética deduas partes do material moído (cada umacom aproximadamente 2kg) em umseparador magnético de correias cruzadas.O objetivo desta etapa foi avaliar apossibilidade de se separar o Fe contido naamostra, uma vez que a maior parte desteelemento está na forma metálica nosinvólucros externos de diversos tipos depilhas e baterias.SecagemA última amostra foi colocada emum béquer de vidro de 2L e levada a umaestufa de laboratório previamente aquecidaa 100oC onde ficou por 24 horas. Adeterminação da umidade livre da amostrafoi feita pesando-se a amostra antes edepois da secagem.RESULTADOS E DISCUSSÃOSeparação manual das pilhas e bateriasO lote de pilhas e bateriasestudado foi separado manualmente e osdiferentes tipos de pilhas e bateriasencontrados foram pesados separadamente.Os tipos de pilhas e baterias encontrados,assim como sua porcentagem em peso nolote estão mostrados na Tabela 3.Nota-se que cerca de 95% do total é compostopor pilhas alcalinas e pilhas secas. Oterceiro tipo de bateria mais freqüente foide NiCd, 1,8% em peso do total. Foramencontradas principalmente dos tamanhosAA e AAA e apenas 3 baterias de celular.Segundo a Resolução 99/257 do Conama,vigente na época da coleta do lote estudado,as baterias de NiCd não devem serdescartadas junto ao lixo doméstico, sendoresponsabilidade do fabricante ouimportador o recebimento desse tipo debateria. O fato de ter se encontrado bateriasde NiCd nesse tipo de coleta indica que apopulação ainda não está devidamenteinformada em como identificar e em comofazer o descarte desse tipo de bateria.As baterias de NiMH totalizaram 1,4% dolote estudado, das quais foram encontradastanto baterias utilizadas em telefonescelulares quanto tamanho AA e AAA. Já asbaterias de íons de Li somente seapresentaram na forma de baterias paratelefones celulares, com 0,7% em peso dototal de pilhas e baterias estudado.Tabela 3 - Tipos de pilhas e baterias presentes no lote estudado e sua respectiva % em massa.Sistema% em massaPrimáriasPilhas Alcalinas 60,0Pilhas Secas 34,8Baterias de Li 0,6Pilhas Oxi-alcalina 0,1SecundáriasBaterias de NiCd 1,8Baterias de NiMH 1,4Baterias de íons de Li 0,7Alcalinas recarregáveis 0,1Não identificadas 0,5Total 100,0Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 35 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Condições do lote recebidoAs pilhas e baterias recebidas sãoprovenientes da devolução voluntária porparte de uma parcela da população. Amaioria das pilhas e baterias ainda estavaem bom estado de conservação, entretantoalgumas já começavam a vazar ou estavamestufadas. Apesar do bom estado deconservação, muitas pilhas e baterias foramdescartadas em sacos plásticos ouunidas por fita adesiva com dizeres como"velhas" ou "lixo". Isso dificulta aseparação, pois é necessário romper ossacos plásticos e retirar a fita adesiva queune pilhas e baterias de diversos tipos.Durante a etapa de separação manual foramencontras pilhas ou baterias semidentificação ou com a conservação externabastante deteriorada impossibilitando suaclassificação. A triagem foi feita lendo se oexterior das pilhas e baterias,conseqüentemente o estado de conservaçãofoi essencial para uma identificação corretado tipo de sistema. Não existe um padrão decor, por exemplo, para facilitar aidentificação. As pilhas muitas vezes ficamidentificadas apenas por um código escritoem letras pequenas.Atualmente, os processos dereciclagem de pilhas e baterias tratampreferencialmente cada tipo separadamente,assim, a etapa de separação deveria serotimizada. Para tanto, acredita-se que umatarja colorida no rótulo de cada pilha oubateria ajude nessa separação, tornandopossível ainda o uso de separadores óticos.A separação apenas considerando otamanho e formato não é suficiente, poisvários tipos de pilhas e baterias apresentamo mesmo tamanho e formato. Por exemplo,foram encontradas do tamanho AA pilhasalcalinas, pilhas secas, pilhas oxi alcalinas,baterias de NiCd, baterias de NiMH ebaterias alcalinas recarregáveis.As pilhas tipo botão não foramdoadas para o estudo, entretanto suaseparação dos outros tipos de bateriaparece ser simples, uma vez que suasdimensões são bastante reduzidas quandocomparado com outros tipos de pilhas ebaterias e provavelmente um peneiramentobastaria para a sua segregação.Caracterização das pilhas e bateriasrecebidasCaracterização químicaApós a moagem e homogeneizaçãoforam retiradas três amostrasindependentes para análises químicas porespectrofotometria de absorção atômica. Osresultados das análises químicas destas trêsamostras estão mostrados na Tabela 4.Tabela 4 - Resultados de análises químicas por espectrofotometria de absorção atômica de três amostras de pilhas e baterias moídasElemento Am. 1 Am. 2 Am. 3 MédiaFe 8,92 10,91 21,70 13,84 %Ni 0,71 0,87 0,56 0,71 %Mn 20,82 20,09 18,20 19,70 %Zn 18,30 15,60 18,00 17,30 %Cd 0,32 0,66 0,28 0,42 %Co 0,14 0,14 0,13 0,14 %Hg 0,08 0,04 0,06 0,06 mg/kgPb 0,02 0,03 0,03 0,03 %Insolúveis (plástico+ papel + grafite)8,23 7,21 7,6 7,68 %Os valores observados mostramque a heterogeneidade da amostra épequena, ou seja, a dispersão dos resultadosé relativamente pequena, considerando aprecisão dos métodos de química analítica.O único elemento que apresentou maiordispersão foi o ferro, que também seapresentou em partículas mais grosseirasna amostra, mas mesmo assim os resultadosestão dentro do esperado.A Tabela 5 apresenta a faixa decomposição típica para os tipos de pilhas ebaterias estudados e é uma adaptação deRydh e Svärd (2003). Foram consideradasapenas as baterias NiMH tipo AB5 e osvalores das baterias de íons de Li se referemaos vários tipos existentes (íons de Li (Co),(Co, Ni, Mn), (Mn) e (Ni)). Os dados relativosàs pilhas secas e às pilhas alcalinas foramadaptados RAYOVAC (2007a) e RAYOVAC(2007b), respectivamente.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 36 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


Tabela 5- Composição típica dos vários tipos de baterias estudados. Dados em porcentagem em massa(RAYOVAC, 2007a)((RAYOVAC, 2007b)( RYDH e SVÄRD, 2003)Elemento Pilha Seca Pilha Alcalina Ni–Cd NiMH Ions de LiAl 0,019 0,5-2 4,6-24Cd 15-20Ce 0,43-5,5Co 0,6 2,5-4,3 12-20Cr 0,017 0,02-,08Cu 5-10Fe 8-14 19-23 29-40 20-25 4,7-25La 1,4-6,6Mn 17,7-20,2 20,2-24 0,083 0,81-3 10-15Nd 0,96-4,1Ni 0,007 0,01 15-20 25-46 12-15Pb 0,005Zn 18,9-24,8 11-16 0,06 0,092-1,6Tomando-se por base os valoresapresentados na Tabela 5, e sabendo-se asproporções de cada tipo de bateria no lote,pode-se fazer uma estimativa do que seria acomposição química aproximada do lote. NaTabela 6 os valores calculados estãoapresentados, bem como os valores médiosda composição analisada quimicamentepor espectrofotometria de absorçãoatômica, apresentados na Tabela 4, e osresultados da análise química porespectrometria de fluorescência de raios-X.Tabela 6- Cálculo da composição química esperada no lote com base nos dados da literatura e resultados das análises químicas porespectrofotometria de absorção atômica (AA) e espectrometria de fluorescência de raios-X (FRX) (dados em porcentagem em massa)ElementoComposição química Analisado Analisadocalculada (média) FRX AAAl 0,12 0,45Cd 0,33 0,46 0,42Ce 0,043Co 0,17 0,22 0,14Cr 0,001Cu 0,05 0,58Fe 17,7 24,58 13,84La 0,058 0,08Mn 20,2 29,63 19,70Nd 0,04Ni 0,94 1,65 0,71Pb 0,003 0,06 0,03Ti 0,13Zn 14,6 17,30Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 37 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


A dificuldade de se fazerestimativas com relação à composição dacarga deve-se principalmente ao fato deexistirem diversos fabricantes para cadasistema, além disso, a composição dasbaterias varia com o tempo na medida emque as mesmas vão sendo aperfeiçoadas.Isso é bem fácil de ser notado quando sepensa que há alguns anos atrás os celularestinham um tamanho muito maior do que osatuais, isso se deveu principalmente aodesenvolvimento de baterias que ocupammenos espaço, mas que tem a mesmacapacidade de carga.A presença de Ti indica que existembaterias de NiMH tipo AB2 (BERTUOL et al.,2009) na sucata coletada e não apenas AB5,com considerado para efeito de conta.Nota-se que o Fe, o Mn e o Zn representamcerca de 50% da massa da amostra. Aconcentração de Ni, quarto elemento commaior concentração, foi de cerca de 1%. Osoutros elementos apresentaramconcentrações inferiores à 1%.Ensaio de classificação granulométricaO resultado obtido no ensaio declassificação granulométrica está mostradona Tabela 7.Tabela 7- Resultados de classificação granulométrica da amostra de pilhas e baterias moídasAbertura (mm) % em massa retida+ 9,500 10,28-9,500 +4,750 17,79-4,750 +3,360 7,49-3,360 +2,360 6,46-2,360 +1,000 9,80-1,000 +0,600 10,76-0,600 +0,212 15,48-0,212 +0,150 2,55-0,150 19,39Nota-se que a distribuição detamanhos cresce praticamente linearmente,ou seja, é distinto do comportamentogaussiano típico, portanto não se podedefinir um tamanho médio de partícula. Oprocesso de moagem em moinho de martelosprovoca a desfragmentação do materialdividindo-o em pelo menos duas classes dematerial, a saber, uma mais fina compostapelos materiais ativos dos eletrodospropriamente ditos, e uma mais grosseiraformada por metais, plásticos, pedaços degrafite e anéis de vedação.O recipiente externo de zinco daspilhas secas, bem como as carcaçasmetálicas, muitas vezes sofrem dobramentototal ou parcial retendo assim material fino.Esperava-se que a moagem emmoinho de martelos, ou seja, por impactofizesse com que as carcaças de aço e osinvólucros plásticos ficassem liberados,gerando assim duas categorias demateriais: uma grosseira rica em aço eplásticos e outra mais fina que seriam osconstituintes dos eletrodos.Entretanto, existe um efeito adversoconseqüência de ocorrer o aprisionamentode material particulado dentro do materialcom granulometria maior.Separação magnéticaOs ensaios de separaçãomagnética não apresentaram resultadossatisfatórios uma vez que a fração magnéticasempre ficou contaminada com materialnão-magnético dos eletrodos.A razão deste comportamento devesebasicamente ao efeito de dois eventosindependentes que aconteceramsimultaneamente. Primeiro o já descritoaprisionamento de material particulado noscopos de zinco das pilhas secas e nascarcaças de aço. O segundo efeito foi oarraste do material fino devido aoentrelaçamento dos tecidos presentes, nosquais os eletrólitos são embebidos namaioria das baterias recarregáveis,formando novelos que prendem fragmentosmagnéticos e não magnéticos, prejudicandoassim o processo de separação magnética.Assim, a separação magnética do materialmoído não foi efetiva.UmidadeA umidade da amostra foideterminada através da secagem em estufaaquecida a 100ºC. A perda de massaobservada foi de 3,85%.CONCLUSÕES1. Cerca de 95% do lote de pilhas ebaterias recebido é composto por pilhassecas e pilhas alcalinas.2. Aproximadamente 2% do lote depilhas e baterias recebido é referente abaterias de NiCd, que foi o terceiro tipo desistema mais freqüente. Este tipo de bateriadeveria ser devolvido em assistênciastécnicas ou diretamente para o fabricanteou importador, conforme Resolução doConama vigente na época da coleta.3. Os principais componentes dasucata são Mn, Fe e Zn, totalizando cerca de50%. Os outros elementos apresentaramconcentração próximas ou inferiores à 1%Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 38 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478


em massa.4. A separação do Fe através deseparação magnética não foi efetiva.AgradecimentosOs autores agradecem à FAPESP pelo apoiopara a realização deste trabalho.REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICASBERNARDES, A.M.; ESPINOSA, D.C.R.; TENORIO,J.A.S. Collection and recycling of portablebatteries: a worldwide overview comparedto the Brazilian situation. Journal of PowerSources, v. 124. p.586 592. 2003.BERNARDES, A.M., ESPINOSA, D.C.R., TENÓRIO,J.A.S. Recycling of batteries: a review of currentprocesses and technologies. Journal ofPower Sources, v.130. p.291 298. 2004.BERTUOL, D.A., BERNARDES, A.M., TENÓRIO,J.A.S. Spent NiMH batteries-The role of selectiveprecipitation in the recovery of valuablemetals. Journal of Power Sources, v. 193, 914923. 2009.ESPINOSA, D.C.R., BERNARDES, A.M., TENÓRIO,J.A.S. Brazilian policy on battery disposaland its practical effects on battery recycling.Journal of Power Sources, v.137. p.134-139.2004 (a)ESPINOSA, D.C.R.; BERNARDES, A.M., TENÓRIOJ.A.S. An overview on the current processesfor the recycling of batteries. Journal ofPower Sources, v. 135. p. 311-319. 2004 (b)FERELLA, F., DE MICHELIS, I., VEGLIO, F. Processfor the recycling of alkaline and zinccarbon spent batteries. Journal of PowerSources, v.183, p. 805-811. 2008.RAYOVAC. Zinc Chloride Batteries (Heavy Duty& General Purpose) - "No Mercury, No Cadmium"Formula. Material Safety Data Sheet,2007. Disponível na internet: http://www.rayovac.com/technical/msds/007132.pdf Acesso em: julho de 2008 (a).RAYOVAC. Alkaline Batteries - "No Mercury"Formula. Material Safety Data Sheet, 2007.Disponível na internet: http://www.rayovac.com/technical/msds/007120.pdf Acesso em: julho de 2008 (b).ROGULSKI, Z., CZERWINSKI, A. Used batteriescollection and recycling in Poland. Journalof Power Sources, v.159, p. 454-458. 2006.RYDH, C. J.; SVÄRD, B. Impact on global metalflows arising from the use of portable rechargeablebatteries. The Science of the TotalEnvironment, v.302, p.167-184. 2003.Revista Brasileira de Ciências Ambientais - Número 14 - Dezembro/2009 39 ISSN Impresso 1808-4524 / ISSN Eletrônico: 2176-9478

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