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

Na sequência da Resolução do Conselho de Ministros n.º 98/97, de 25 de Junho, definiu o XIII Governo Constitucional uma estratégia de gestão dos resíduos industriais, ao abrigo da qual foram aprovados o Decreto-Lei n.º 239/97, de 9 de Setembro, que estabeleceu as regras a que fica sujeita a gestão de resíduos, e o Decreto-Lei n.º 273/98, de 2 de Setembro, que transpôs para o direito interno as disposições constantes da Directiva n.º 94/67/CE, do Conselho, de 16 de Dezembro, relativa à incineração de resíduos perigosos.

Ao abrigo deste dispositivo, iniciou-se o processo de avaliação de impacte ambiental de um projecto de tratamento de resíduos industriais perigosos pelo sector cimenteiro, que culminou com um despacho da Ministra do Ambiente de 28 de Dezembro de 1998.

Posteriormente, decretou a Assembleia da República que as operações de co-incineração de resíduos industriais perigosos, incluindo a avaliação e selecção de locais para queima e tratamento desses resíduos, ficariam condicionadas ao parecer de uma comissão científica independente.

Ora, tendo em conta o parecer da comissão científica independente, entende o Governo que não há razões para introduzir alterações ao Decreto-Lei n.º 273/98, de 2 de Setembro, face à inexistência de matéria susceptível de ser revista.

Assim, atendendo às recomendações emitidas pela Comissão Científica Independente e à intervenção que esta terá no procedimento ao abrigo dos artigos 1.º e 2.º do Decreto-Lei n.º 120/99, de 16 de Abril, com a redacção que lhes foi conferida pela Lei n.º 149/99, de 3 de Setembro, e nos termos da alínea g) do artigo 199.º da Constituição, o Conselho de Ministros resolve:

1 - Confirmar a opção pela co-incineração como método de tratamento de resíduos industriais perigosos cujo destino mais aceitável é a queima.

2 - Confirmar a hierarquia de opções de gestão de resíduos consignada na Resolução do Conselho de Ministros n.º 98/97, de 25 de Junho, o que significa que só deverão ser conduzidos para co-incineração os resíduos que não sejam passíveis de redução, reutilização ou reciclagem.

3 - Cometer ao Instituto dos Resíduos a elaboração de uma lista de resíduos susceptíveis de co-incineração.

4 - Reiterar que as autoridades competentes deverão atender às recomendações do relatório da Comissão Científica Independente na definição das condições de autorização do projecto de co-incineração.

5 - Confirmar a continuidade do projecto de co-incineração em cimenteiras, nos termos da legislação em vigor, sob a supervisão da Comissão Científica Independente.

6 - Publicar em anexo a esta resolução o relatório da Comissão Científica Independente.

Presidência do Conselho de Ministros, 8 de Junho de 2000. - O Primeiro-Ministro, António Manuel de Oliveira Guterres.

RELATÓRIO DA COMISSÃO CIENTÍFICA INDEPENDENTE DE CONTROLO E FISCALIZAÇÃO AMBIENTAL DA CO-INCINERAÇÃO RELATIVO AO TRATAMENTO DE RESÍDUOS INDUSTRIAIS PERIGOSOS.

Glossário

(mi)g - micrograma = 10(elevado a -6) g.

(mi)m - micrómetro = 10(elevado a -6) m.

2CaO.SiO(índice 2) - silicatos de cálcicos.

3CaO.Al2O(índice 3) - aluminatos tricálcicos.

3R - reduzir, reutilizar e reciclar.

4 CaO.Al(índice 2)O(índice 3).Fe(índice 2)O(índice 3) - ferro-aluminatos tetra-cálcicos.

AC(índice 3) - aluminato tricálcio.

ADEME - Agência do Ambiente e Energia (França).

ADN - ácido desoxi-ribo nucleico.

Adsorção - a fixação de moléculas de um líquido ou de um gás na superfície de um sólido.

Aeróbico - processo biológico que se processa na presença de oxigénio.

Ag - prata.

Al - alumínio.

Al(índice 2)O(índice 3) - óxido de alumínio.

Anaeróbico - processo biológico que se processa na ausência de oxigénio.

As - arsênio.

Ba - bário.

bar - unidade de pressão.

BAT - melhor técnica disponível.

BATNEC - melhor técnica disponível sem acarretar um custo excessivo.

Be - berílio.

BPEO - melhor opção ambiental praticável.

Br - bromo.

BSE - «doença das vacas loucas».

Ca - cálcio.

CaCl(índice 2) - cloreto de cálcio.

CaCO(índice 3) - carbonato de cálcio.

CaF(índice 2) - fluoreto de cálcio.

Câmara de pós-combustão - sistema de queima que inclui um queimador auxiliar e uma câmara onde são incinerados os gases provenientes da câmara primária de um sistema de tratamento de resíduos.

CaO - óxido de cálcio (cal viva).

Ca(OH)(índice 2) - hidróxido de cálcio (cal apagada).

Carvão activado - carvão com uma estrutura com uma grande superfície específica (muitos metros quadrados por grama), que pode ser usada para absorver odores e substâncias tóxicas na forma gasosa.

CaSO(índice 4) - sulfato de cálcio.

CCI - Comissão Científica Independente de Controlo e Fiscalização Ambiental da Co-Incineração.

Cd - cádmio.

CER - Código Europeu de Resíduos.

CFC - hidrocarbonetos halogenados.

Cinzas - resíduos sólidos provenientes da combustão de uma substância sólida ou líquida.

Cinzas volantes - partículas sólidas de pequena dimensão resultantes de queima geralmente retidas nos sistemas de filtragem.

CKD - pó de cimento.

Cl - cloro.

Cl(índice 2) - cloro gás.

Clínquer - material sinterizado resultante da fusão parcial e da combinação química dos silicatos, da cal, do óxido de alumínio e do óxido de ferro, durante o processo de preparação do cimento.

CO - monóxido de carbono.

Co - cobalto.

CO(índice 2) - dióxido de carbono.

Compostagem - decomposição controlada da matéria orgânica dos resíduos sólidos em condições aeróbicas. Os produtos podem ser usados como fertilizantes.

Cr - crómio.

Cr(elevado a 3+) - ião crómio (III).

Cr(elevado a 6+) - ião crómio (VI).

Cu - cobre.

DE - eficiência de destruição. Destruction efficiency. Índice que representa a capacidade de um processo para destruir uma substância perigosa.

Deposição - actividade associada ao tratamento final de resíduos sólidos, normalmente relacionada com a utilização de aterros.

DGV - Direcção-Geral de Viação.

DL 50 - dose letal: concentração de uma substância tóxica que é letal para 50% da população animal, utilizada em condições específicas de teste.

DRA - direcção regional do ambiente.

DRA-RN - Direcção Regional do Ambiente - Região Norte.

DRE - eficiência de remoção e destruição. Índice que representa a capacidade de um processo para destruir ou remover uma substância perigosa.

ECTRI - estação colectiva de tratamento de resíduos industriais.

EER - European Environmental Research.

Efluente - qualquer produto sólido, líquido ou gasoso lançado no ambiente como resultado das actividades humanas.

Escória - material fundido e vitrificado resultante do aquecimento de um sólido a temperaturas elevadas.

ETAR - estação de tratamento de águas residuais.

EUA - Estados Unidos da América.

EURITS - União Europeia para Uma Incineração e Tratamento Responsáveis de Resíduos.

F - flúor.

Fe - ferro.

FeS - pirite.

Filtro electrostático - processo de captação de poeiras transportadas por uma corrente gasosa. As partículas são carregadas electricamente e depois fixadas a uma superfície.

H(índice 2) - hidrogénio gás.

H(índice 2)O - água.

H(índice 2)SO(índice 4) - ácido sulfúrico.

HCl - ácido clorídrico.

HF - ácido fluorídrico.

Hg - mercúrio.

HgCl(índice 2) - cloreto de mercúrio (II).

I - iodo.

INE - Instituto Nacional de Estatística.

INR - Instituto dos Resíduos.

IPC - controlo de poluição integrado.

ISO - International Standard Organization.

IWM - gestão de resíduos integrado.

K - potássio.

K(índice 2)O - óxido de potássio.

kcal - quilocaloria.

kg - quilograma.

kW - quilowatt (unidade de energia).

kWh - quilowatt-hora.

L - litro.

LCA - análise de ciclo de vida.

LIPOR - tratamento de lixos da região do Porto.

Lixiviado - líquido que escorre pelo interior de um monte de resíduos ou de outras substâncias sólidas. Os lixiviados dos aterros contêm normalmente partículas ou têm dissolvidas substâncias que podem ser nocivas.

LULU - utilizações inaceitáveis de terrenos do local.

Metais pesados - metais como o cádmio (Cd), chumbo (Pb), crómio (Cr), níquel (Ni) e mercúrio (Hg). Os metais podem aparecer na forma de iões, nos compostos químicos ou na forma metálica (limalhas e sucatas).

Metano - substância produzida pela decomposição anaeróbia dos resíduos urbanos, gasoso nas condições ambientais normais, de fórmula CH(índice 4). O metano é inodoro e incolor, e sendo combustível pode ocasionar explosões quando misturado com o ar e em contacto com uma chama.

mg/kg - miligrama por quilograma.

mg/Nm(elevado a 3) - miligramas por metro cúbico; N significa normal, i. e., o volume de gás está normalizado para certas condições de pressão e de temperatura.

MJ - megajoule.

Mn - manganésio.

Mo - molibdénio.

mol - mole.

N(índice 2) - azoto gás.

Na - sódio.

Na(índice 2)O - óxido de sódio.

ng - nanograma = 10(elevado a -9) g.

NH(índice 3) - amónia.

Ni - níquel.

NIMBY - não no meu quintal.

nmol - nanomole = 10(elevado a -9) moles.

NO - monóxido de azoto.

NO(índice x) - óxidos de azoto.

O(índice 2) - oxigénio gás.

OCDE - Organização de Cooperação e Desenvolvimento Económico.

Ohm.cm-ohm x centímetro.

OMS - Organização Mundial de Saúde.

Pb - chumbo.

PCB - bifenilos policlorados.

PCDD - clorodibenzo-para-dioxinas.

PCDF - dibenzofuranos.

PESGRI - Plano Estratégico de Gestão dos Resíduos Industriais.

Pg - picograma = 10(elevado a -12) g.

PIB - produto interno bruto.

Pirólise - processo de decomposição da matéria orgânica processado a temperatura elevada e ao abrigo do ar. De um processo de pirólise resulta a formação de uma mistura de gases combustíveis, um líquido e um sólido residual.

POHC - principal constituinte orgânico perigoso. Principal organic hazardous constituent - substância nociva cuja destruição em elevada percentagem constitui a maior dificuldade de tratamento de um resíduo.

ppm - uma parte por um milhão de partes.

ppmvd - uma parte por um milhão de partes, em volume e para ar seco.

Pré-aquecedor - sistema de aquecimento do ar que vai ser usado como comburente num processo de combustão.

PVC - policloreto de vinilo.

RDV - regeneração por destilação em vazio.

Resíduos perigosos - resíduos que pela sua natureza podem ser nocivos para a saúde humana ou para o ambiente.

RH - regeneração por hidrogenação.

RIP - resíduos industriais perigosos.

RR - reciclagem em refinarias.

S - enxofre.

SAEFL - Agência Suíça para Protecção do Ambiente, Florestas e Território.

Sb - antimónio.

SC(índice 3)SC(índice 2) - silicatos de cálcio.

SCR - redução catalítica selectiva.

Scrubber - equipamento de limpeza dos gases efluentes de um sistema de queima através do seu contacto com um fluido de lavagem. Nestes equipamentos costuma utilizar-se cal para neutralizar os ácidos resultantes da combustão.

Se - selénio.

Si - silício.

SiO(índice 2)2 - dióxido de silício (sílica).

Sn - estanho.

SNCR - redução não catalítica selectiva.

SO(índice 2) - dióxido de enxofre.

SO(índice 3) - anidrido sulfúrico.

SPV - Sociedade Ponto Verde.

TAP - transportadora aérea portuguesa.

TCDD - tetraclorodibenzo-para-dioxinas.

Te - telúrio.

TEF - factor de equivalência de toxicidade.

TEQ - equivalentes totais (dioxinas/furanos).

Th - tório.

Ti - titânio.

Tl - tálio.

TOC - carbono orgânico total.

UE - União Europeia.

UPT - unidade de pré-tratamento.

USDOE - Departamento de Energia dos Estados Unidos.

USEPA - United States Environmental Protection Agency.

V - vanádio.

V(índice 2)O(índice 5) - pentóxido de vanádio.

VC - valorização em cimenteiras.

VERE - valorização energética em indústrias de revestimento de estradas.

VO(elevado a 2+) - ião óxido de vanádio (IV).

VO(elevado a 3-) - ião óxido de vanádio (V).

VOC - compostos orgânicos voláteis.

VPE - valorização em pavimentos de estradas.

XNH(índice 2) - composto de azoto reduzido.

Zn - zinco.

1 - Introdução

Nos termos da Lei n.º 20/99, de 15 de Abril, e do Decreto-Lei n.º 120/99, de 16 de Abril, compete à Comissão Científica Independente para o Tratamento de Resíduos Industriais Perigosos ou, na designação do citado decreto-lei, Comissão Científica Independente de Controlo e Fiscalização Ambiental da Co-Incineração, adiante designada por CCI, dar parecer sobre o tratamento de resíduos industriais perigosos (RIP) e, numa primeira fase, pronunciar-se igualmente sobre a implementação da co-incineração de resíduos industriais perigosos. Na introdução ao seu relatório, a CCI pretende expor as linhas orientadoras que presidem à organização do seu trabalho e apresentar a terminologia relevante e dados gerais de enquadramento no panorama europeu sobre o tratamento de resíduos.

1.1 - Metodologias de trabalho

Desde a sua tomada de posse, a CCI reuniu pelo menos uma vez por semana na sua sede em Aveiro. Procedeu à recolha de bibliografia diversa, de que se indica neste relatório as obras de maior relevância. Através do estudo, visitas a instalações de gestão de resíduos industriais, audição de representantes de grupos de defesa do ambiente e representantes de comissões de Souselas e de Maceira, e a audição de técnicos especialistas em gestão de resíduos industriais, foi-se formando um consenso através do debate interno regular entre os diferentes membros da CCI.

No seu todo ou em parte, a CCI visitou as unidades cimenteiras de Alhandra, Outão, Souselas e Maceira. Visitou igualmente no País uma instalação de «tratamento de óleos usados» em Barracão (Auto Vila) e a incineradora de resíduos urbanos da LIPOR 2, em Moreira da Maia. No estrangeiro o presidente da CCI visitou uma unidade de gestão de RIP (SAKAB) na Suécia, e toda a Comissão visitou em França uma incineradora dedicada (Pont-de-Claix) e uma unidade cimenteira (Couvrot) que co-incinera RIP e resíduos industriais banais, e uma unidade de pré-tratamento de resíduos industriais (SCORIBEL), na Bélgica, para co-incineração na cimenteira de Obourg.

Para a escrita do relatório, cada membro da Comissão foi incumbido de actuar como relator para elaborar uma versão de trabalho de cada um dos diferentes capítulos. Seguidamente, o relatório final foi preparado em reuniões de trabalho, a que se seguiu a redacção final e a aprovação das respectivas conclusões e recomendações.

1.2 - Resíduos e tipos de resíduos

Resíduos são substâncias, produtos ou objectos que ficaram incapazes de utilização para os fins para que foram produzidos, ou são restos de um processo de produção, transformação ou utilização e, em ambos os casos, pressupõem que o detentor se tenha de desfazer deles. Convém realçar que não há uma definição única de resíduo a nível europeu, pois se verifica ainda uma acentuada diferenciação nas diversas legislações. A proveniência dos resíduos é muito variada, pois está associada a toda a actividade humana. De um modo geral, podemos considerar resíduos domésticos, comerciais, industriais, hospitalares, agrícolas, etc. Igualmente os resíduos podem ser classificados, não em termos da sua proveniência, mas da sua natureza físico-química, em: metais, vidros, papel, têxteis, vegetais, pilhas, plásticos, lamas de depuração, etc.

Qualquer que seja o tipo de classificação que se considere, há resíduos banais e outros que podem ser nocivos ou perigosos para o homem e outros seres vivos. Estes últimos designam-se genericamente por resíduos perigosos em função do seu carácter tóxico, corrosivo, explosivo, radioactivo, etc., e do modo como são manipulados no meio ambiente durante o seu ciclo de vida como produto útil ou como resíduo. Uma tal designação é demasiado vasta, por vezes ambígua, e causa apreensões acrescidas na opinião pública. Por exemplo, uma lata de tinta usada, devido ao remanescente do resíduo de tinta, é considerada em muita legislação europeia como um resíduo perigoso.

A legislação atende essencialmente ao destino e não à natureza do resíduo. Seria preferível designá-lo por um «resíduo especial» ou «resíduo nocivo» para o distinguir de resíduos verdadeiramente perigosos tais como pesticidas organofosfatados, ou resíduos que contenham cianetos, porque são mortais para o homem em doses relativamente baixas. Contudo, não é esta a definição contemplada na nossa legislação, pelo que, feita esta ressalva, continuaremos a recorrer ao sentido que a este respeito é dado pela legislação em vigor.

Convém igualmente referir que nem só a actividade industrial produz resíduos classificados como perigosos. Há resíduos perigosos de proveniência doméstica e urbana, hospitalar e de outras origens. Trata-se de resíduos para os quais os municípios, as indústrias, os hospitais, as escolas, etc., não conseguem assumir, por si sós, a responsabilidade de eliminação com riscos mínimos para a saúde pública e para o ambiente.

Por a problemática que colocam ser a mesma, verificámos na Suécia que o Governo fomentou uma solução comum para o tratamento de tais resíduos perigosos, independentemente da sua proveniência. Uma tal unidade de tratamento multifuncional (SAKAB) está situada a 7 km este da cidade de Kumla e está a operar desde 1983, processando actualmente (1999) cerca de 150000 t/ano por incineração, tratamento físico-químico, depósito em aterro, pré-tratamento térmico, evaporação e tratamentos especiais de resíduos contendo mercúrio ou halogéneos. Contudo, dada a complexidade desta solução, que foi comissionada pelo Governo sueco em 1975, a unidade demorou oito anos a entrar em funcionamento. Idêntico tipo de solução multifuncional para resíduos perigosos existe na Dinamarca (Kommunekemi).

Trata-se de uma solução que, pela sua complexidade, morosidade de implantação e custo, está excluída como solução viável para a gestão de RIP no nosso país.

1.3 - Os resíduos e o ambiente

Com o objectivo de garantir uma gestão de resíduos que reduza ao mínimo os seus efeitos no ambiente e na saúde pública, a estratégia da União Europeia (UE) para a gestão de resíduos obedece a uma hierarquia de princípios que foi proposta pela primeira vez pela OCDE: redução da produção e da nocividade dos resíduos, reutilização, reciclagem, valorização, destruição e colocação em aterro. A UE pretende igualmente que os seus Estados membros, cada um de per si, seja auto-suficiente e respeite um princípio de proximidade em matéria de eliminação de resíduos; para reciclagem e valorização de resíduos há livre circulação no interior da União Europeia.

Estes princípios são directores do nosso trabalho, mas convém balizá-los com a realidade comunitária. Os dados recentemente publicados (RCCPE, 2000), relativos ao período de 1995-1997 mostram que a maioria dos Estados membros comunicou ter alcançado um grau de auto-suficiência próximo dos 99% na eliminação de resíduos banais e de resíduos perigosos. No que concerne aos resíduos domésticos/urbanos, a fracção reciclada apresenta uma ampla variação (0% a 44%) com um valor médio de 15%, a fracção sujeita a incineração apresenta uma gama de 15% a 56%, com uma média de 19%, e a deposição em aterro alcança um valor médio de 60%. Para os resíduos perigosos os dados apresentados são menos completos e, por vezes, figuram com totais incorrectos, mas a fracção reciclada apresenta igualmente uma ampla variação (0% a 50%) com um valor médio de 19%; a fracção sujeita a incineração corresponde a uma média de 12% e a deposição em aterro alcança um valor médio de 35%. Estes dados reflectem algumas das dificuldades existentes a nível europeu na gestão de resíduos, mormente a respeito da disponibilidade de terrenos para aterro, como no caso do Luxemburgo (55% de resíduos incinerados) ou na opção por energia barata para aquecimento doméstico, como no caso da Suécia (40% de resíduos incinerados).

A hierarquia de princípios de gestão acima referida é uma excelente regra operacional, que deve ser mantida, a não ser que análises sobre o impacte global no ecossistema combinadas com a melhor utilização de recursos naturais modifiquem pontualmente a posição relativa de algum destes princípios. A reciclagem é um excelente método de poupança de recursos quando não for possível assegurar a reutilização dos produtos ou, melhor ainda, evitar a produção do resíduo. Mas há algumas limitações ao seu êxito; limitações associadas à existência de uma quantidade suficiente de resíduos a reciclar, aos mecanismos de recolha e de transporte, às operações de processamento dos resíduos em materiais ou produtos úteis e à existência de um mercado para os produtos reciclados (Gascoigne e Ogilvie, 1995, pp. 91-113). Acresce que o êxito de qualquer reciclagem implica uma recolha selectiva na fonte dos diversos tipos de resíduos, mormente para os resíduos domésticos, o que está longe de estar alcançado. De um modo geral, os resíduos heterogéneos são tecnicamente mais difíceis de reciclar. Igualmente uma reciclagem ou uma reutilização economicamente viável e segura para a saúde pública implica a não mistura de resíduos e a sua utilização no mesmo sector donde provêm os resíduos a reciclar. A mistura de óleo usado em transformadores eléctricos com óleo usado de origem vegetal e a sua subsequente utilização no fabrico de farinhas para rações foi causadora da presença de dioxinas/furanos em doses significativas em frangos produzidos na Bélgica.

A contaminação é um dos principais obstáculos técnicos à reciclagem, mormente dos contaminantes residuais que não são passíveis de remoção durante o pré-tratamento e as operações de processamento. Mais complexo foi o aparecimento muito generalizado da «doença das vacas loucas» (BSE), fruto de um emprego de rações animais com incorporação de resíduos de carne e ossos de ovelhas. No capítulo da alimentação, acrescidas seguranças carecem ser usadas para a reciclagem de resíduos.

Em suma, para uma gestão eficaz e segura dos resíduos perigosos carece-se do conhecimento das suas natureza, fracção, origem e quantidade, bem como a quantidade reciclada e valorizada, a energia recuperada ou os resíduos eliminados. E diferentes categorias de resíduos perigosos não devem ser misturadas entre si ou com outros resíduos banais, a não ser com o fim de melhorar a segurança durante os procedimentos de eliminação ou de valorização.

A incineração, com ou sem recuperação de energia, assumiu hoje uma quota importante da gestão de resíduos domésticos a nível europeu. A directiva europeia que impede progressivamente a deposição em aterro de resíduos de matéria orgânica, a partir de 2005, reflecte afinal uma opção integrada na gestão da poluição, porque tais materiais podem ser reciclados, sofrer compostagem ou ser valorizados por queima, dado disporem de um conteúdo energético; dependendo do processo, há valorização quando o conteúdo energético alcança valores mínimos entre 5-10 MJ/kg. No Reino Unido esta nova perspectiva levou a estimativas da necessidade da instalação de 28 a 165 novas incineradoras, para além das 10 correntemente em funcionamento, e ou alternativamente a um acréscimo na proporção de reciclagem, compostagem e co-incineração, mormente em cimenteiras (Câmara dos Lordes 1999, pontos 5, 87, 88). Este panorama é igualmente válido, mesmo em países como a Suíça, onde se verifica um excesso de capacidade de incineração de resíduos sólidos ou pastosos em incineradoras; mas uma tal situação de subutilização irá modificar-se com a restrição da deposição em aterros de materiais biodegradáveis. Para resíduos líquidos (óleos usados, solventes) a Suíça reconhece que não seria auto-suficiente sem o recurso ao contributo da indústria cimenteira (SAEFL, 1998).

O nosso país já dispõe de instalações de tecnologia de queima a funcionar para resíduos urbanos. Carece urgentemente de dispor deste meio de gestão para resíduos industriais perigosos, para vir a ser praticamente auto-suficiente na gestão de resíduos. Exceptuam-se resíduos halogenados e de índole semelhante para os quais Portugal deverá recorrer à rede europeia de incineradoras dedicadas a mono-resíduos de eliminação sofisticada. E o nosso país nunca atingirá os níveis europeus de auto-suficiência na gestão de resíduos se não dispuser de tecnologias de queima de resíduos industriais perigosos, que para alguns resíduos se revela mesmo a única solução viável de gestão; no caso de certo tipo de resíduos, como as lamas e os sólidos orgânicos, a incineração revela-se mesmo a única opção de gestão ambiental e economicamente viável. Durante muitos anos o mesmo foi válido para os derivados clorados do bifenilo (polychlorinated biphenyls, PCB), mas presentemente na Alemanha este tipo de resíduos está a ser colocado em minas de sal gema. O valor médio europeu para a queima estima-se em 12% do total de resíduos perigosos. Na unidade sueca de SAKAB para o tratamento de resíduos perigosos de proveniência industrial e urbana, de um total de 133000 t/ano de resíduos processados, cerca de 25% dos mesmos são queimados numa incineradora dedicada. A perspectiva que o Instituto dos Resíduos contempla para queima de resíduos industriais perigosos no nosso país situa-se a um nível muito inferior a toda esta gama de valores: menor que 1% do total dos resíduos industriais.

1.4 - Gestão de resíduos

A melhor estratégia para a gestão do tratamento de resíduos enquadra-se num conceito de controlo de poluição integrado, IPC (integrated pollution control). Trata-se de um conceito holístico para o ambiente, em que o impacte que um dado processo tem sobre o meio ambiente, através das substâncias que coloca no ar, na água e no solo é analisado de uma forma integrada. As substâncias nocivas que são lançadas para o ambiente deverão ser colocadas no meio onde exerçam o menor efeito nocivo possível. Neste enquadramento surge, como consequência lógica, a prescrição da melhor opção para o ambiente, BPEO (the best practicable environmental option), que pode ser alcançada através de um procedimento que recorra à melhor técnica disponível desde que os custos em causa não sejam excessivos, a denominada BATNEC (the best available techniques not entailing excessive cost) ou tão-somente - BAT.

Um procedimento BAT minimiza o impacte ambiental de modo a que constitua risco aceitável para a saúde pública e para o ambiente.

Como será explanado em maior pormenor no capítulo 5, um risco aceitável, sob o ponto de vista de saúde pública, situa-se a um nível da ordem de grandeza de 1/1000000 para uma pessoa no local de emissão dos poluentes (orgânicos e metais pesados) e tendo em consideração efeitos de contaminação por forma directa e indirecta. Um tal risco é inferior ao risco natural da probabilidade de morte por um relâmpago durante trovoadas (Edulgie, 1995, pp. 71-94; Gascoigne e Olgivie, 1995, pp. 91-113). O BAT implica:

ii) Que a técnica ou técnicas escolhidas se encontrem adequadamente testadas e implementadas de modo a merecerem confiança num contexto industrial e comercial; normalmente só são consideradas elegíveis tecnologias e técnicas que estejam a operar no mercado por um período mínimo de seis meses a um ano;

iii) Que se considerem os diversos itens que a técnica implica, e que vão desde a instalação industrial que vai operar o processo tecnológico, o modo como o opera, a qualificação dos operadores e o seu número, os métodos de trabalho, a formação e o treino do pessoal bem como a sua supervisão, o lay-out, a manutenção de instalações e equipamentos.

As soluções encontradas por uma estratégia BAT, ao estarem associadas a uma componente económica, não possuem um carácter permanente. Bem pelo contrário, devem possuir um carácter dinâmico que assegure um desenvolvimento sustentado. Desenvolvimento para as gerações de hoje que não comprometa o desenvolvimento para as gerações futuras. As soluções BAT dependem igualmente dos avanços tecnológicos e dos progressos nos procedimentos analíticos de monitorização, controlo e inspecção, e das forças do mercado.

No que concerne à inspecção da gestão de resíduos industriais, o termo «monitorização» exige a resposta a um conjunto de questões:

ii) Qual o melhor procedimento para obter a informação requerida?

Finalmente requer-se o conhecimento da composição dos resíduos a valorizar ou eliminar e o seu comportamento durante o processo de tratamento.

Um horizonte ideal sob o ponto de vista ambiental seria o de uma «ecologia industrial» em que o resíduo de uma indústria fosse matéria-prima para uma outra. Isto é passível de realização em escalas limitadas, como a da produção de um resíduo de ácido que pode ser valorizado na neutralização de resíduos básicos produzidos por indústrias próximas, localizadas num mesmo parque industrial. Ainda longe deste ideal de «ecologia industrial», um desiderato primordial para a preservação do ambiente assenta no desenvolvimento de tecnologias limpas. Isto requer um bom design de engenharia, por vezes mesmo com incorporação de inovações no processo tecnológico, e boas práticas de gestão. Práticas de gestão com ciclos de medida, análise, controlo e feedback (retroacção). Em tais ciclos descobrem-se muitas vezes etapas de maior desperdício de energia e de maior produção de resíduos, e tais práticas de gestão, quando sustentadas, conduzem inevitavelmente a aumentos de eficiência, a planeamentos na redução da produção de resíduos e a decréscimos de poluição. São estratégias de gestão que tornam as empresas mais competitivas ao reduzirem os seus impactes ambientais, quando todas têm de assumir o custo da poluição que produzem.

Mas muitas vezes o desiderato da tecnologia limpa não é possível no estado presente do conhecimento e, então, diversas alternativas têm de ser aplicadas para a gestão dos resíduos produzidos. Sem qualquer preocupação de as hierarquizar, indicam-se as mais relevantes:

ii) Tratamento biológico;

iii) Transferência do poluente de um dado meio para outro onde é menos agressivo;

iv) Incineração;

Também neste campo são legítimas as mesmas questões: «Qual o método de gestão de resíduos que causará menor impacte ambiental?». Metodologias de «análise de ciclo de vida», que serão referidas posteriormente, permitem encontrar os constrangimentos limitantes das tecnologias de fabrico no tocante ao impacte ambiental e energético e, deste modo, dar respostas adequadas para este tipo de questões. Assim, a indústria tem encontrado estratégias para o fomento da inovação tecnológica e de processos de fabrico com menor impacte ambiental e energético, conquistando uma maior competitividade na opinião pública.

A indústria dos países desenvolvidos tem respondido de forma bastante inovadora às preocupações sociais com o ambiente. Uma das indústrias que mais preocupações tem suscitado sob este ponto de vista é a indústria química. Um grande grupo da indústria química alemã, que mais tem investido na redução da carga ambiental dos resíduos produzidos, de 1972 a 1994, reduziu acentuadamente os seus níveis de resíduos. Em 1994 as emissões para a atmosfera, por tonelada de bem produzido, foram somente 14,4% dos níveis de 1972; no tocante aos efluentes líquidos a redução foi ainda maior, pois se situou em 3,3% dos níveis de 1972. E no tocante aos resíduos sólidos os esforços de redução acentuaram-se um pouco mais tarde, a partir de 1983; os níveis de 1994 são 21% em relação aos de 1983. Tudo isto fruto de legislação, avanços tecnológicos e de um maior investimento por parte da indústria na protecção ambiental, quer a nível de investimentos, quer em custos de operação. O máximo do investimento em protecção ambiental foi alcançado pela indústria química alemã em 1991 com 16,2% dos investimentos totais deste tipo de indústria. Contudo, este investimento decresceu a partir desse ano e, não obstante, os valores de poluição continuaram a decrescer, porque a indústria passou a utilizar uma abordagem integrada no controlo da poluição. Os custos de operação mantiveram-se constantes a partir de 1990 (Quadbeck-Seeger, 1999, pp. 119-123).

A Revolução Industrial que teve o seu começo no Reino Unido levou à concentração de operários e trabalhadores em centros urbanos. As águas residuais de uso doméstico e os efluentes industriais vieram a agravar em muito as condições sanitárias destes aglomerados populacionais, com surtos epidémicos de cólera e tuberculose frequentes. Os maus cheiros, as doenças e a poluição levaram, ainda no século XIX, à produção de legislação para métodos de tratamento de águas e criação de redes de esgotos. Mas a legislação sobre a protecção ambiental só veio a assumir um crescimento verdadeiramente hiperbólico a partir de 1970, com fortes reflexos na actividade industrial e na economia. Mormente quando se evoluiu da ideia de que a gestão de resíduos era uma mera responsabilidade local ou nacional para o reconhecimento da influência regional e planetária dos efeitos da poluição; até meados da década de 70 não havia legislação da Comunidade Europeia sobre a gestão de resíduos.

Todo este enquadramento mostra que a área de regulação ambiental na indústria se encontra em forte mutação, com um horizonte de previsibilidade da ordem dos cinco anos. A esta problemática junta-se a da redução das emissões de dióxido de carbono, proveniente de combustíveis fósseis, a nível mundial, para evitar o aquecimento do nosso planeta, dado que o carbono proveniente dos combustíveis fósseis actua no efeito de estufa num ciclo de milhares a milhões de anos. Há quotas atribuídas a cada país no Protocolo de Quioto, em 1998, que podem vir a implicar compensações monetárias entre países com excesso de emissões de CO(índice 2) como é o caso de Portugal, a outros que não esgotaram as respectivas quotas.

Assim, no nosso país, medidas para a gestão de resíduos podem vir a implicar um maior recurso a combustíveis no ciclo de carbono natural, como biomassa e resíduos orgânicos para assegurar a competitividade das nossas indústrias. Com o aparecimento de um catalisador NiO-MgO para a reacção entre o metano e o dióxido de carbono (Ruckenstein e Hu, 2000), dois dos gases mais responsáveis pelo efeito de estufa, surgirão com certeza inovações tecnológicas na utilização destes gases para formar hidrogénio e monóxido de carbono, numa mistura gasosa (syngas) mais rica em hidrogénio que o velho «gás de água» utilizado como combustível no início do século. O syngas será posteriormente utilizado na preparação de metanol ou de hidrocarbonetos. Mas uma tal perspectiva só se abrirá a médio prazo.

No nosso país, no tocante à gestão de resíduos industriais perigosos, as medidas devem ser decididas e persistentes, mas procurando evitar compromissos de investimentos com horizontes de amortização muito superiores ao limite temporal acima referido, a não ser nos casos em que tais opções se apresentem como mais desfavoráveis na perspectiva de impacte ambiental.

1.5 - Avaliação dos métodos mais correctos sob o ponto de vista ambiental

Uma análise de ciclo de vida (life cycle analysis ou life cycle assessment, LCA) de um produto (ou serviço) é precisamente uma medida do impacte ambiental desse produto (ou serviço) durante todo o seu ciclo de vida (v. figura 1.1). Trata-se de um conceito dos inícios da década de 70 que vem na sequência natural de outras metodologias com impacte social e ambiental, como as auditorias de energia da década de 60. Uma análise LCA leva a uma quantificação da energia e das matérias-primas necessárias para conceber e, subsequentemente, produzir um dado bem de consumo. Requer a quantificação da energia e dos resíduos que são gerados na concepção, na produção, na distribuição e na utilização, bem como os impactes ambientais da sua reciclagem ou da sua gestão até ao termo de vida. Através desta metodologia a indústria está a tomar consciência de que o impacte ambiental não começa e acaba com a manufactura de um produto ou a prestação de um serviço.

Em suma, os quatro grandes objectivos das análises de ciclo de vida são:

ii) A conservação dos recursos naturais;

iii) A sustentabilidade dos ecossistemas;

iv) Uma maior rentabilidade económica.

(ver figura no documento original)

Figura 1.1 - Ciclo de vida. Figura adaptada do Ciambrone (1997)

Por vezes, as conclusões de tais estudos vão contra a opinião corrente. Um exemplo publicado na revista Science clama que os copos de espuma de poliestireno para bebidas quentes, usados em restaurantes de fast food, têm um menor impacte ambiental do que os copos de papel, quando se levam a cabo boas práticas de gestão de resíduos. A visão corrente resulta de uma análise parcelar do problema, fruto da circunstância de os copos de poliestireno não serem biodegradáveis. Contudo, tal como os copos de papel, podem ser incinerados sem problemas; já a deposição em aterro dos copos de papel conduz à formação de dois volumes de metano para um de dióxido de carbono, o que é mais gravoso para o «efeito de estufa» do que a incineração. Uma análise mais global revela que o fabrico de um copo de papel requer 36 vezes mais electricidade e gera 500 vezes mais resíduos sob a forma de efluentes líquidos e gasosos, mormente de compostos clorados, do que o fabrico de um copo de poliestireno. Por exemplo, por copo produzido as emissões para a atmosfera são 2,6 vezes superiores no caso do papel. Acresce que os copos de poliestireno podem ser reutilizados algumas vezes, após lavagem, e que podem ser reciclados/valorizados no fabrico de resinas, os copos de papel não podem ser reutilizados após lavagem e a sua protecção adesiva não facilita o seu processo de reciclagem. O fabrico de um copo de papel requer 49 g de matérias-primas (madeira, derivados do petróleo, outros produtos químicos), enquanto o de um copo de poliestireno requer somente 4,75 g de derivados do petróleo e outras substâncias. À época deste estudo, um copo de papel custava 2,5 vezes mais do que um copo de poliestireno (Hocking, 1991).

Um outro exemplo, também contra a opinião corrente, é o da comparação dos sacos de compras: papel ou plástico (polietileno)? Para o mesmo número de sacos o papel produz um impacte em peso para colocação em aterro cerca de 9 vezes superior ao do plástico; o papel requer 2,3 vezes mais energia na produção, liberta 2 vezes mais dióxido de enxofre, 5 vezes mais efluentes líquidos, etc. A LCA pode ir além do impacte ambiental, que é sempre o mais importante, e levar em conta outras componentes do custo do ciclo de vida incorporando a capacidade de reciclagem, o tratamento de efluentes gerados, a energia e a manufacturabilidade. A tabela 1.1 apresenta um tal balanço, em que cada área é valorizada com um certo número de pontos. No caso em apreço, a pontuação mais elevada corresponde a um menor impacte ambiental; para as outras áreas a pontuação pode ser estimada em termos de custos económicos. A cada área é atribuído um peso que permite estimar o resultado global para cada uma das opções, sacos de plástico ou sacos de papel. Do resultado global verifica-se serem os sacos de plástico 45% melhores do que os de papel (Ciambrone, 1997, cap. 2).

O impacte negativo que temos dos sacos de plástico resulta de os vermos espalhados um pouco por todo o lado, desde as matas às águas dos rios, nas ruas, etc. Uma atitude correcta de gestão por parte de todos nós, ao não os abandonarmos mas ao colocá-los em dispositivos próprios para serem recolhidos, evitaria isso. É que o resultado de uma LCA implica uma prática de boa gestão. Mas com os sacos de plástico o impacte é somente visual. Com resíduos industriais que são perigosos ou mesmo tóxicos facilmente compreenderemos que a necessidade da sua entrega e do seu tratamento, em vez do abandono irresponsável ou da colocação em lixeiras que não prestam qualquer tipo de segurança ambiental, é ainda muito mais premente para o bem-estar de todos nós.

TABELA 1.1

Comparação de atributos para sacos de plástico e sacos de papel através de uma análise de ciclo de vida (LCA); dados de Ciambrone (1997).

(ver tabela no documento original)

Após o estabelecimento de objectivos e da limitação do campo de análise com o que se deve estudar e aquilo que não se inclui no estudo (as fronteiras da LCA), uma análise de ciclo de vida requer duas etapas principais, uma primeira de inventário e uma segunda de avaliação de impacte ambiental. No inventário procura-se a quantificação de todas as matérias-primas, combustíveis e emissões de poluentes gerados durante todo o ciclo de vida do bem produzido, bem como a energia gerada e aproveitada, esta última vista como um impacte evitado. Assim são construídas tabelas de impacte expressas em termos de substâncias com impacte ambiental como CO(índice 2), NO(índice x), SO(índice 2), CO, etc. Este é o resultado mais objectivo de uma LCA. A obtenção de tais dados no processo de produção e nos diferentes impactes ambientais em ciclos de vida complexos requer o trabalho de um elevado número de cientistas e técnicos, inúmeras análises químicas, mais ou menos delicadas, e deve ser realizada num período suficientemente longo (9 a 12 meses) para eliminar variações atípicas. Portanto este tipo de análise é moroso, cerca de um ano para uma LCA pormenorizada, e dispendioso.

Mas uma tabela de impactes entre dois produtos ou dois processos de gestão de resíduos não dá resposta imediata à questão: qual deles é o mais ecológico? Há que avaliar o impacte das diferentes emissões em relação ao efeito de estufa, à depleção da camada de ozono, aos metais pesados, às características eutróficas por acumulação excessiva de nutrientes no solo que favorecem um certo tipo de plantas (por exemplo, crescimento de algas) e causam uma perda de biodiversidade, à toxicidade, etc., por uma atribuição de pesos de efeito ambiental às diferentes substâncias (CO(índice 2), NO(índice x), SO(índice 2), CO, etc.) e aos diferentes tipos de efeitos. Por exemplo, o NO(índice x) é tóxico, tem carácter ácido e carácter eutrófico, pelo que lhe são atribuídos pesos em cada uma destas classes de efeitos ambientais. Continuando a exemplificação, para o carácter ácido ao SO(índice 2) é atribuído o peso 1 e ao NO(índice x) o peso 0,7. Já a respeito da toxicidade em humanos os pesos correntemente atribuídos são para o SO(índice 2) o peso 1,2 e para NO(índice x) o peso 0,78. Há alguma subjectividade nestas atribuições, mas o seu carácter intersubjectivo vai evoluindo no sentido de se criarem consensos. Desta forma as substâncias poluentes são comparadas quantitativamente pelos seus efeitos ambientais e assim se alcançam respostas para as questões formuladas acima. Para uma leitura mais fácil, geralmente tais análises são normalizadas em relação a uma situação tomada como padrão de referência.

As análises LCA têm uma dependência geográfica. Por exemplo, se a electricidade utilizada numa dada produção, num certo país, é de origem hidroeléctrica, o seu impacte ambiental é menor do que o da mesma quantidade de energia gerada noutro país por via termoeléctrica clássica ou nuclear. Este tipo de análises também está dependente do progresso tecnológico. Igualmente tais análises dependem dos meios de transporte utilizados na entrega dos produtos, vias de transporte utilizadas, congestionamento de tráfegos, etc. Não obstante este tipo de limitações, a metodologia LCA está-se a revelar como um instrumento de gestão de grande utilidade na conquista do progresso tecnológico e como guia orientador para permitir uma escolha correcta entre várias opções de gestão de resíduos, dado permitir uma comparação integrada entre dois ou mais processos alternativos.

Geralmente as análises LCA favorecem a reciclagem em relação a outras alternativas de gestão de resíduos, devido ao impacte evitado em matérias-primas e outros recursos para a produção, bem como no evitar do respectivo impacte ambiental da produção e da destruição dos resíduos de quantidade equivalente à da matéria reciclada. Excepções verificam-se quando os impactes ambientais dos transporte requeridos para a recolha sejam muito elevados, como no caso de recolhas em meios populacionais dispersos; num país de grandes dimensões como a Austrália, uma recolha urbana pode representar cerca de 15 km por tonelada de produto, ao passo que em meio rural poderá ascender a percursos médios de 270 km por tonelada (RMIT, 1999), ou ainda quando as tecnologias de reciclagem disponíveis não tenham uma elevada performance, mormente com consumos de energia superiores ou comparáveis com os da manufactura do produto virgem. Os esforços para reciclagem devem ser fomentados quando os produtos tiverem mercados finais de alto valor acrescentado.

1.6 - O controlo industrial e as garantias do cumprimento de procedimentos normalizados - normas ISO

Os problemas de controlo ambiental levantam frequentemente dúvidas sobre a possibilidade de garantir que determinados procedimentos são respeitados pelas empresas que tratam do processamento de resíduos. Numa actividade produtiva normal sabemos que o mercado exerce uma acção correctora sobre eventuais faltas de qualidade de qualquer produto. Se esse produto vai constituir matéria-prima para uma outra indústria, será esta que vai exercer uma acção de controlo, verificando se o produto corresponde às especificações desejadas. Se a produção se destina ao mercado final, o consumidor tem alguma possibilidade de avaliar, ainda que de forma indirecta, se os requisitos necessários para assegurar um determinado padrão de qualidade estão ou não a ser cumpridos.

Há, portanto, nestes dois casos um reflexo económico que premeia o cumprimento das especificações e que se traduz, nomeadamente, numa melhor qualidade ou fiabilidade para um determinado produto. Porém, quando a actividade de uma empresa está dedicada ao tratamento de resíduos, a questão que se levanta é a de saber quem poderá garantir que os procedimentos previstos estão efectivamente a ser cumpridos, o cliente final duma actividade de tratamento de RIP é toda a comunidade que, de uma forma ou de outra, vai pagar o custo desse tratamento. No entanto, da qualidade desse trabalho não há, de imediato, nenhum receptor que a possa controlar. O eventual incumprimento de determinadas regras poderá originar danos ambientais muitas vezes de difícil detecção. É que os mecanismos habituais de controlo que se aplicam a outras mercadorias, como a sua devolução, a perda de prestígio de uma marca ou a perda de clientes, não são claramente aplicáveis a este tipo de actividade.

No entanto, há um conjunto de possibilidades de controlo de um processo de tratamento de resíduos. A existência de organismos de controlo exterior, que procurem avaliar através de medições, por exemplo, os teores das emissões, não chega para garantir totalmente a qualidade do trabalho efectuado. Exemplificando no caso do tratamento de RIP, os teores em dioxinas e furanos, resultantes do emprego de processos de destruição térmicos, só podem ser avaliados de forma esporádica, dados os elevados custos das respectivas análises químicas. A determinação dos teores dos metais pesados nos efluentes também não pode ser feita de forma contínua. Haverá, portanto, longos períodos de laboração em que apenas alguns parâmetros, relativamente à condução das operações de tratamento, estarão registados de forma contínua.

Se é certo que a existência desses registos poderá permitir indicar eventuais deficiências na condução do processo, a verdade é que só indirectamente daí se poderá inferir que possa ter havido uma transgressão em relação a normas previamente impostas.

Assim, o controlo de uma actividade deste tipo terá de ser baseado, antes do mais, na credibilidade da entidade que realiza o trabalho de destruição dos RIP. E a credibilidade dessa entidade pode ser baseada num processo de certificação a que a mesma tenha sido previamente sujeita. No processo de certificação vai ser exigido o cumprimento de um certo número de preceitos e verificados os meios e as competências necessárias para esse efeito, que se pormenorizará no capítulo 6 para as normas ISO (Internacional Standard Organization).

1.7 - Economia da gestão de resíduos: imposto ambiental

Um resíduo pode ser um material que se encontra sob uma forma ou num meio inadequados. Para o colocar novamente sob uma forma ou num meio adequado ao uso produtivo requer-se energia. Igualmente há um custo a pagar para os resíduos que se pretende eliminar de forma segura. Nos países desenvolvidos os custos com a gestão de resíduos situam-se ao nível dos 0,2%-0,5% do PIB, o que representa uma carga financeira significativa para qualquer país. Dada a carga envolvida, alguns países optaram por aplicar um tipo de «imposto ambiental» pago pelo produtor e ou utilizador de modo a assegurar previamente os custos com a gestão de resíduos de origem industrial e doméstica e a garantir as suas reciclagem, valorização ou eliminação de forma controlada e segura. Mas toda esta problemática justifica mais algumas considerações introdutórias.

A economia ambiental procura essencialmente internalizar as externalidades, que o sistema de mercado tende a ignorar. Não qualquer tipo de externalidade, mas somente as que produzem um impacte ambiental. A análise económica da gestão de resíduos oferece igualmente uma alternativa nas metodologias integradas para a gestão de resíduos (Integrated Waste Management, IWM). E, de um certo modo, complementa conceptualmente as metodologias LCA. Os estudos IWM recorrem a análises de custos/benefícios para diferentes opções de gestão de um dado tipo de resíduo. Custos/benefícios medidos em termos de impacte de bem-estar social e de saúde pública.

Na hierarquia da gestão de resíduos figura em primeiro lugar a «redução de resíduos». Mas este princípio de gestão também tem os seus custos e perda de benefícios. Tomemos o exemplo das embalagens para alimentos. Nos países da OCDE o desperdício de alimentos entre a produção e o consumo ronda os 2%-5%. Na ex-União Soviética esta percentagem para os cereais era superior (20%-30%), por deficiente organização dos transportes, mas igualmente por uma embalagem sofrível. Pelas mesmas razões, valores da mesma grandeza se verificam no Brasil para o arroz (20%) e a farinha (25%) (Pearce e Brisson, 1995, pp. 131-152).

A análise IWM permite igualmente responder à questão: «Qual é o nível óptimo de um dado processo de gestão para um certo resíduo?». É aquele em que os custos sociais do processo de gestão do resíduo estão minimizados. Consideremos a título exemplificativo uma competição entre a reciclagem e a deposição em aterro. Para uma pequena quantidade de resíduos a reciclagem traz mais benefícios, fruto da venda do reciclado, do que custos. Mas à medida que a quantidade aumenta, os custos também aumentam, devido às dificuldades de recolha e à menor qualidade do resíduo recolhido. O mercado situaria o nível de reciclagem (R(índice M)) quando os benefícios fossem máximos ou, de forma equivalente, o «custo social marginal» (custo de reciclar uma unidade extra; primeira derivada do custo social total) fosse nulo. Mas o que a economia ambiental procura minimizar é o «custo social total» para a gestão do resíduo. O que se vai minimizar é a função: custos de reciclagem + custos de colocação em aterro - lucro do produto reciclado. Um tal nível de reciclagem (R(elevado a )) é superior ao do nível do mercado (R(elevado a ) > R(índice M)), pelo que terá de ser alcançado mediante a aplicação de uma política de taxas (por exemplo para o aterro) e ou de incentivos (para a reciclagem). Mas este tipo de análise também revela que uma reciclagem total não é desejável sob o ponto de vista ambiental. Com efeito uma reciclagem a 100% raramente é uma boa solução em termos de gestão de resíduos (Gascoigne e Ogilvie, 1995, p. 96), pois implicaria elevados impactes ambientais, devido à necessidade de um alargamento dos circuitos de transportes para recolha de maiores quantidades de produtos que se encontram espalhados por uma área mais vasta, e igualmente devido às recolhas de material de menor qualidade cuja adequada descontaminação implicaria igualmente altos impactes ambientais em energia e efluentes líquidos e gasosos. Na prática, o melhor que se consegue é inferior a 70%, para os metais (v. figura 3.2, cap. 3).

Também a IWM não está isenta de dificuldades em atribuir custos a certos impactes ambientais, como o impacte visual ou a desvalorização por perda de amenidade do local, mas permite balizar com critérios económicos e ambientais o plano de hierarquia de gestão de resíduos apresentado anteriormente.

Os Governos dispõem de diversos «instrumentos económicos» para alcançarem as melhores opções de gestão de resíduos, sem recorrer à fixação de metas tais como a de x% de reciclagem. As metas fixadas sem recurso a análises IWM têm revelado bastante ineficiência em custo social. Instrumentos de acção a jusante, como taxas, incentivos e subsídios já foram referidos. As taxas municipais para os lixos domésticos indexadas, por exemplo, ao consumo de água não são um instrumento incentivador da redução de lixo, porque o custo marginal de produzir mais lixo é nulo. Por isso, em alguns países recorre-se a outros instrumentos associados à quantidade de resíduos produzidos, tais como o pré-pagamento de sacos de lixo, uma taxa em função da frequência da recolha do lixo ou do seu peso. As municipalidades que recorreram a tais instrumentos alcançaram significativas margens de redução de resíduos domésticos/urbanos.

Em alguns casos os Governos optam por uma acção a montante, pela inclusão no preço de um produto do custo da sua valorização ou eliminação. Isto requer bastante informação para a fixação de um custo realista, mas assegura previamente o pagamento dos custos com a gestão de resíduos de origem industrial e doméstica.

Os esquemas de depósito com devolução por entrega são aplicados a algum tipo de resíduos, como os de embalagens de bebidas. Este tipo de esquema é aconselhável quando os benefícios suplantam os custos. Poderá ser igualmente aconselhável para certo tipo de resíduos perigosos, pelo perigo que representam se forem misturados com outro tipo de resíduos. Por exemplo, poder-se-ia aplicar a baterias e óleos usados. Neste esquema a eficiência da entrega não parece depender muito do valor do depósito, mas do número de postos e condições disponíveis para uma entrega fácil e rápida.

Refira-se, a título exemplificativo, o esquema de taxas para reciclagem praticado na relação entre autarquias e a Sociedade Ponto Verde (SPV). Esta relação assenta na celebração de contratos ou acordos voluntários que estabelecem as obrigações recíprocas e os mecanismos de apoio financeiro e de garantia de retoma dos resíduos de embalagens recolhidos. Ao aderirem à SPV, as autarquias ou o agrupamento de autarquias beneficiam de um valor de contrapartida, pago pela Sociedade Ponto Verde, em função das quantidades de resíduos de embalagens recolhidos selectivamente e triados. Este valor destina-se a cobrir o custo acrescido que a recolha selectiva e a triagem representam para as autarquias, por oposição à recolha indiferenciada, deduzidos os custos evitados de deposição em aterro. O valor de contrapartida é único e estável para cada tipo de material (vidro, madeira, plástico, papel/cartão, aço, alumínio, outros materiais), o que significa que não está sujeito às oscilações de mercado verificadas para aqueles materiais. A tabela 1.2 concretiza alguns dos valores de contrapartida, por quilograma.

A SPV garante também às autarquias aderentes a retoma e a reciclagem da totalidade dos materiais recolhidos e triados, desde que os mesmos estejam em conformidade com as especificações técnicas definidas pela própria SPV.

Tabela 1.2

Valores de contrapartida pagos pela Sociedade Ponto Verde, por quilograma de material

(ver tabela no documento original)

A SPV assegura ainda o co-financiamento de campanhas de sensibilização das populações para a recolha selectiva. Pretende-se deste modo mobilizar as pessoas para a adopção dos procedimentos correctos de separação dos resíduos de embalagens e para a sua deposição nos equipamentos apropriados para esse fim disponibilizados por cada autarquia. Para se candidatarem a este financiamento, as autarquias aderentes ao sistema ponto verde apresentam planos de comunicação referentes a cada uma das campanhas que realizam ao longo do tempo.

As autarquias aderentes ao sistema ponto verde comprometem-se a proceder à recolha selectiva e à triagem dos resíduos de embalagens, de acordo com as especificações técnicas, na sua área de intervenção, e a entregar a totalidade daqueles resíduos à SPV por via dos retomadores acreditados. Ficam também responsáveis pela realização de acções de sensibilização junto das populações para a importância que a pré-triagem doméstica tem na viabilização da reciclagem e, portanto, no sucesso de todo o sistema.

1.8 - Reacção pública a procedimentos da gestão de resíduos

A reacção pública a alguns dos processos de gestão é particularmente negativa, um pouco por todo o mundo desenvolvido, mais a respeito dos processos de queima do que para a deposição em aterro. Os estudos realizados revelam a existência de um conjunto complexo de factores que não podem ser interpretados somente em termos de uma reacção irracional de base NIMBY (not in my back yard; não no meu quintal) (Edulgie, 1995, pp. 68-69; Gascoigne e Ogilvie, 1995, pp. 91-113; RMIT, 1999, pontos 5, 87, 88; SAEFL, 1998). Parte provém de reacções mais gerais como as de LULU (locally unacceptable land uses; utilizações inaceitáveis de terrenos do local) para auto-estradas, aeroportos, centrais de produção de energia, etc. Outras situam-se noutros planos:

ii) Falta de suficiente confiança nos organismos encarregados da monitorização, do controlo e da inspecção;

iii) Informação disponível insuficiente e uma mais consensual avaliação dos riscos ambientais pelos peritos;

iv) Assunção de riscos sem contrapartidas;

A CCI procurará neste relatório esclarecer melhor algumas das legítimas preocupações das populações e fazer recomendações que assegurem a prestação regular de informação ao público interessado e formas de acompanhamento que, de modo transparente para as populações, garantam um controlo eficaz para a operação de valorização e eliminação de resíduos por processos de queima que, quando operados por tecnologias BAT e com procedimentos de boa gestão, não oferecem riscos inaceitáveis para as populações locais.

2 - Resíduos industriais perigosos em Portugal

2.1 - Introdução

As directivas do Parlamento e do Conselho Europeus, no âmbito de uma política e uma gestão de ambiente e desenvolvimento sustentável, colocaram como objectivo nunca exceder cargas e níveis críticos de poluentes como NO(índice x), SO(índice 2), metais pesados e dioxinas, protegendo globalmente as populações contra os reconhecidos efeitos sobre a saúde resultantes da poluição atmosférica. Nesse sentido, foi proposto atingir até 2005 uma redução de 90% das emissões de dioxinas a partir de fontes identificadas (por comparação com valores de 1985) e uma redução de 70% das emissões de cádmio, mercúrio e chumbo, de todas as origens, em 1995 (Conselho de Ministros da UE, Fevereiro de 1993), os metais pesados e as dioxinas, como outros contaminantes do ecossistema, resultam sobretudo das actividades humanas e têm como uma das fontes significativas o tratamento de resíduos, nomeadamente os resíduos industriais perigosos. Contudo, é a própria Comissão que reconhece ser a distinção entre resíduos perigosos e não perigosos uma definição baseada nas propriedades dos resíduos para incineração, e não uma classificação fundamentada nas diferenças de emissões (CCE, 1999). Esta especificação é fundamental, pois lembra que o conceito de perigosidade, eivado naturalmente de conotações capazes de desencadearem respostas emocionalmente desadequadas, deve ser preterido em favor de uma visão centrada na responsabilidade social pela generalidade da produção e do tratamento integrado dos resíduos.

Deve-se promover a aceitação de uma partilha de responsabilidades e de cuidado com os efeitos dos resíduos que ultrapasse os grupos humanos afinal só na aparência mais directamente implicados, pela proximidade com a produção ou o tratamento, pois toda a população está directamente implicada, o exemplo das dioxinas é a este nível paradigmático: a sua integração na cadeia alimentar faz com que a sua acção deletéria na saúde possa reflectir-se, de facto, em indivíduos que residam a centenas de quilómetros dos locais onde foram produzidas.

Estes factos não deixam de implicar a necessidade de antecipar os efeitos indesejáveis, com base nas melhores evidências disponíveis em cada momento, promovendo a redução da produção dos resíduos, incentivando a reciclagem e a reutilização, mas igualmente resolvendo os problemas que se colocam de forma inadiável pela constante produção e acumulação de resíduos para os quais não foi ainda definida uma solução. Essa resolução passa também pelos processos de incineração ou co-incineração, cujos efeitos têm de ser minimizados por atenção ao conjunto de actividades potencialmente associadas a risco humano e ambiental, como são o transporte, o tratamento e finalmente a combustão dos resíduos.

Em Portugal, como aliás nos países do Sul da Europa, não existem informações que nos permitam conhecer, de uma forma quantitativa pelo menos aceitavelmente aproximada, quais as fontes reais de produção e os teores de exposição humanos à generalidade desses contaminantes considerados fundamentais para a saúde humana e o equilíbrio do ecossistema.

Neste contexto de incerteza, que exige a tomada de medidas tendentes a colmatar com urgência essa lacuna de conhecimento, indispensáveis para de forma séria avaliar o impacte de qualquer atitude tomada ou a tomar em matéria ambiental, a fundamentação de uma escolha sobre o tratamento de resíduos industriais perigosos, particularmente a implementação de processos de incineração ou co-incineração, obriga a fazer um exercício inicial que nos dê, repete-se, dentro de inevitáveis limites imprecisos de confiança, uma aproximação à dimensão material do problema em duas vertentes:

ii) Que quantidade e tipos de resíduos são produzidos em Portugal, particularmente entre os resíduos industriais ditos perigosos. Esse quantitativo, bem como as suas características, determinam as opções nacionais mais eficientes em termos ambientais, sanitários e económicos, entre as escolhas tecnicamente disponíveis.

2.2 - Emissões de dioxinas. Impacte possível dos processos de incineração ou co-incineração

As policlorodibenzo-para-dioxinas, que constituem uma família de compostos mais genericamente designados como dioxinas, têm sido descritas como os compostos químicos mais tóxicos produzidos pelo homem, caracterizando-se pela sua natureza sintética, a sua afinidade pelos lipídeos e a persistência no ambiente e nos tecidos, onde se acumulam e concentram.

As dioxinas são formadas, como subprodutos, por vezes em combinação com policlorodibenzofuranos, em reacções químicas de produção de clorofenois e na produção de herbicidas, e têm sidos detectadas como contaminantes nestes produtos, mas resultam sobretudo de processos de combustão, como na incineração de resíduos, e ainda no processamento de metais e no branqueamento da pasta de papel com cloro livre. As quantidades relativas dos congéneres de dioxinas e de furanos dependem do processo de produção ou de incineração e podem variar largamente.

As dioxinas são ubíquas no solo, nos sedimentos e na atmosfera. Excluindo as exposições ocupacionais ou acidentais, a maior parte da exposição humana resulta da alimentação, designadamente através de carne, leite, ovos, peixe e produtos derivados, uma vez que persistem no ambiente e acumulam-se na gordura animal. A exposição ocupacional a níveis mais elevados de dioxinas ocorre desde a década de 1940, como resultado da produção e do uso de clorofenois e de herbicidas. Ocorreram esporadicamente exposições ainda mais elevadas, como resultado de acidentes nestas indústrias, estando descritos pelo menos 22 desses acidentes, que se constituíram numa fonte fundamental de informação para o conhecimento dos riscos associados à exposição a dioxinas (Quab e Fermann, 1997).

Na prática, as dioxinas ocorrem como misturas de diferentes substâncias congéneres, dificultando a sua identificação individual e a avaliação do risco por exposição. Existem 75 dioxinas e 135 furanos, mas só 17 com cloro nas posições 2, 3, 7 e 8 têm sido avaliadas pelos seus efeitos tóxicos. Com a finalidade de agregar os possíveis efeitos dessas misturas de congéneres, desenvolveram-se vários sistemas de factores de equivalência de toxicidade (TEF), que expressam a toxicidade dos diversos congéneres em relação à da 2, 3, 7, 8-tetraclorodibenzo-p-dioxina (TCDD; TEF = 1). Por multiplicação da concentração de cada congénere pelo correspondente valor TEF obtêm-se os equivalentes de TCDD (TEQ). O somatório de todos os TEQ resulta num TEQ total que descreve cada amostra particular.

Diferentes agências internacionais desenvolveram os chamados TEF para a avaliação do risco associado às misturas complexas de dioxinas e furanos, com base em valores de toxicidade aguda, derivados de estudos in vivo e in vitro. Esta aproximação resultou da evidência de mecanismos comuns de acção para estes compostos, mediados por receptores, Ah. Contudo, a aproximação centrada nos TEF, se é um instrumento administrativo útil, resulta em simplificação limitadora. Saliente-se também que os TEF resultam do estado actual de conhecimentos e devem ser revistos à medida que se acumula informação nova.

Actualmente, os TEF mais aplicados são os estabelecidos pelo Working Group NATO/CCMS como TEF internacionais (I-TEF). Em 1997 a Organização Mundial de Saúde reavaliou os I-TEFs, decidindo incluir os policlorobifenis com substitutos não-orto e mono-orto (Kutz et al., 1990; NATO/CCMS, 1988; Van Leeuwen e Younes, 1998).

Os níveis médios basais de 2, 3, 7, 8-TCDD observados actualmente em tecidos humanos variam entre 2 e 3 ng/kg de gordura. Os dados disponíveis sugerem que estes níveis decresceram, segundo um factor de 3 a 5, desde os finais da década de 1970, quando o desenvolvimento de metodologia envolvendo cromatografia gasosa e espectrometria de massa permitiu pela primeira vez a medição válida de níveis extremamente baixos de dioxinas no ambiente e nos tecidos. De um modo semelhante, desde o meio da década de 1980, os níveis teciduais médios totais na população em geral diminuíram duas a três vezes (Comisssão Europeia, 1999).

Há que prestar atenção às comparações de quantidades absolutas e concentrações de dioxinas, pois continuam em uso diferentes formas de as exprimir para diferentes finalidades. As quantidades no organismo são por vezes descritas como ng/kg de peso corporal, mas mais frequentemente como pg/g de gordura. Tanto pesos absolutos como TEQ podem ser expressos por kg de peso corporal como g de gordura e na América usam-se ainda unidades não padrão como ppm.

Embora não seja possível fornecer um valor seguro para as emissões anuais globais de dioxinas em Portugal, assumindo valores publicados a partir de múltiplas análises realizadas em diferentes países europeus, pode-se prever que em Portugal estaremos perante uma produção anual de cerca de 130 g I-TEQ (v. figura 2.1). Este valor pode ser comparado com os totais previstos, por exemplo, para a Holanda - 484 g ou para o Reino Unido - 560 g, embora nestes países as estimativas efectuadas se baseassem em dados mais sólidos, pois resultaram de múltiplas medições locais (Quab e Fermann, 1997). Os valores apresentados na figura 2.1 resultaram de uma transposição para a realidade portuguesa, em função de estatísticas de produção existentes (por exemplo, a produção anual de cimento ou o número de cigarros consumidos) de factores de emissão médios avaliados em diferentes países europeus, seguindo os valores propostos para o nosso país no âmbito do European Dioxin Inventory e recalculando alguns de acordo com dados mais válidos para a nossa realidade.

O quantitativo estimado para Portugal, a título meramente indicativo, obteve-se tendo em conta as fontes suspeitas de contribuírem para a produção de dioxinas. Nesse total, pode-se estimar que a incineração de resíduos industriais perigosos poderá representar cerca de 0,2%. Deve contudo atender-se, neste tipo de cálculos, a que a combustão controlada dos resíduos, a temperaturas adequadas e com controlo de emissões, deverá na prática resultar numa redução global da emissão de dioxinas, pois evita as que previsivelmente estão a ser produzidas em resultado de processos ilegítimos de manipulação de resíduos cuja existência se supõe mas para os quais é impossível propor um quantitativo.

Deste exercício de cálculo resulta reforçada, uma vez mais, a necessidade de proceder a análises objectivas no ambiente, em espécies animais, nos alimentos, no sangue e no leite humanos. A aproximação convencional no estabelecimento de padrões de qualidade ambiental baseia-se na relação entre níveis de poluentes nas águas e efeitos observáveis em espécies-alvo. Esta estratégia foi também usada para as dioxinas em muitos países mas já não é reconhecida como adequada, pois as dioxinas têm baixa solubilidade e alta afinidade para adsorsão à matéria orgânica. Só com mensurações noutros sistemas (sedimentos) e usando diferentes métodos será possível dispor de informação para objectivar tendências temporais e conhecer as consequências da libertação (input) de dioxinas para o ambiente e para a cadeia alimentar. Do mesmo modo, não é aceitável, sem essas informações, ultrapassar a controvérsia entre os que defendem padrões de exposição mais restritivos para a protecção dos ecossistemas naturais do que os exigidos para proteger as populações humanas.

(ver figura no documento original)

Figura 2.1 - Estimativa anual da emissão de dioxinas em Portugal, baseada nas informações do Inventário Europeu das Dioxinas (Quab e Fermann, 1997); vide anexo 1, tabela A.7

2.3 - Estimativa dos quantitativos de resíduos industriais perigosos produzidos em Portugal

Um problema fundamental para a avaliação e o controlo do impacte dos resíduos industriais perigosos, bem como para uma correcta perspectivação das escolhas disponíveis para o seu tratamento, em Portugal, é o conhecimento o mais aproximado possível da quantidade e da natureza dos resíduos produzidos pela nossa indústria. Com essa finalidade foi efectuada uma análise de quatro fontes de informação que quantificaram os resíduos perigosos produzidos em Portugal nos últimos anos partindo de diferentes metodologias.

Um inventário realizado pela TECNINVEST refere a produção de 123915 t de resíduos perigosos em 1996 (TECNINVEST, 1997). Um relatório efectuado pela SCORECO indica uma produção de 108000 t de resíduos perigosos e não perigosos, por ano (SCORECO, 1999).

Dados do Instituto Nacional de Estatística (INE), ainda não publicados em toda a sua extensão, e resultantes dos únicos inquéritos com carácter oficial, referentes aos anos de 1995 e 1997, estimaram a produção de resíduos industriais perigosos num total de 668062 t e 595156 t, respectivamente.

O Plano Estratégico de Gestão de Resíduos Industriais - PESGRI (Diário da República, 1999) apresenta informação relativa aos resíduos produzidos em 1998, tendo como fonte a direcção regional do ambiente (DRA), sendo quantificadas 262875 t de resíduos perigosos.

Tendo sido observadas diferenças claras entre os quantitativos de resíduos indicados por cada uma das fontes de informação, procedeu-se à sua comparação no sentido de expor diferenças de objectivos, âmbito de amostragem e metodologia que justifiquem a discrepância observada.

Deste modo, serão evidenciados os processos utilizados para a classificação de resíduos, o período a que se referem os inventários e os métodos de recolha e tratamento da informação.

2.3.1 - Classificação de resíduos perigosos

Nos diferentes inventários os resíduos foram classificados como perigosos ou não perigosos com base na classificação expressa no Catálogo Europeu de Resíduos (CER, Portaria n.º 818/97, de 5 de Setembro).

O inventário apresentado pela TECNINVEST utiliza também a classificação em vigor em 1993. Os quantitativos de resíduos perigosos produzidos no ano de 1996 são de 2463494 t, segundo a classificação de 1993, e de 123915 t segundo a classificação expressa no CER. Pode verificar-se que a classificação dos resíduos com base no CER vem reduzir substancialmente os quantitativos de resíduos perigosos para cerca de 20 vezes menos. No entanto, deve ser sublinhado que a eventual existência, nalguns dos resíduos não incluídos no CER, das características de perigosidade referidas no anexo III da Directiva n.º 91/689/CEE, que só poderiam ser confirmadas por análise desses resíduos, poderia reaproximar ligeiramente os quantitativos determinados segundo a CER. Como referido no inventário, esta mesma é a tendência manifestada pelas propostas de revisão da Lista de Resíduos Perigosos, apresentadas pelos países membros - Dinamarca, Bélgica, França e Alemanha, com particular relevo para a proposta apresentada pela França, que introduz subdivisões de perigosidade para determinados códigos CER, actualmente não perigosos, mas onde se reconhece que existem condições de «parcial» perigosidade. De um modo geral, essas subdivisões abrangem lamas de tratamento de águas residuais e outros resíduos, tais como embalagens contaminadas e catalisadores usados, os quais não foram incluídos nos quantitativos, de acordo com o CER.

O relatório apresentado pela SCORECO quantifica os resíduos que esta empresa se disponibiliza para tratar, incluindo também resíduos que são considerados não perigosos segundo o CER. As diferenças observadas entre os quantitativos apresentados pela SCORECO e os referidos pela TECNINVEST parecem ser justificadas essencialmente por diferenças de objectivos dos respectivos relatórios.

Embora o INE classifique os resíduos quanto à sua perigosidade com base na classificação expressa no CER, os quantitativos são cerca de cinco vezes superiores aos indicados pela TECNINVEST.

O INE refere algumas dificuldades relacionadas com a classificação dos resíduos baseada na nomenclatura do CER:

Algumas empresas estavam menos atentas a alguns dos textos legais que recentemente passaram a reger a problemática dos resíduos industriais, pelo que surgiram algumas dificuldades em particular na aplicação da nomenclatura CER;

O CER segue uma lógica de identificação dos resíduos por actividade económica, e não por natureza do resíduo. Todavia, houve situações em que a sua aplicação se revelou não linear:

Exemplo (1): os resíduos de óleos de maquinismos e equipamentos foram classificados no grupo 13 relativo aos óleos, independentemente da actividade económica de origem;

Exemplo (2): para as empresas de impressão e edição foram aceites resíduos classificados no grupo 09, uma vez que a natureza dos resíduos os definia como mais próximos de algumas das classificações contempladas no âmbito da indústria fotográfica;

Algumas empresas, não conseguindo integrar-se em nenhuma das classificações existentes, seguiram o princípio da natureza do resíduo, optando pela classificação mais próxima;

Verificou-se alguma dificuldade em classificar os resíduos de embalagens de vidro, uma vez que no grupo das embalagens não há nenhum código relativo a este resíduo. A opção foi classificar este tipo de resíduo no grupo 20 da CER, embora ele seja mais adequado para classificar especificamente os resíduos de origem doméstica recolhidos pelos serviços municipais ou equivalentes;

O facto de as empresas utilizarem unidades de medida diferentes (m3 ou toneladas) para especificação de um mesmo tipo de resíduo levantou algumas dificuldades na quantificação. Daí ter sido solicitado às empresas um esforço suplementar por forma a especificarem um factor que permitisse converter em toneladas todos os resíduos que foram mencionados em metros cúbicos.

O INE constatou a existência de dois critérios para a classificação dos resíduos ao nível do CER, sendo premente a elaboração de um conjunto de regras que antecipem e permitam orientar a classificação dos resíduos de modo concertado e uniforme, estabelecendo um padrão para a especificação dos resíduos sector a sector. Para 1997, com base na experiência de 1995, foi elaborada uma lista que associava aos vários sectores económicos os resíduos mais comuns e que seriam de esperar resultar deles, e que, além de identificar os sectores económicos que possuem grupos de resíduos específicos, informava como deveriam ser assinaladas algumas situações de excepção.

A classificação diferencial dos resíduos pela TECNINVEST e pelo INE poderá ser responsável por divergências nos quantitativos de cada tipo de resíduo. Contudo, não justifica as diferenças observadas nos quantitativos globais de resíduos perigosos.

2.3.2 - Método de recolha de informação

Existem diferenças nos métodos de recolha de informação utilizados nos relatórios comparados. Os processos utilizados para a recolha dos dados apresentados no PESGRI e pela TECNINVEST apresentam semelhanças, mas diferem substancialmente da metodologia utilizada pela SCORECO.

Os processos de recolha e tratamento de informação utilizados pela SCORECO e pela TECNINVEST apresentam semelhanças, mas diferem substancialmente da metodologia utilizada pelo INE. O INE não se limita a apresentar os quantitativos de resíduos declarados, estimando a produção de resíduos no País.

A TECNINVEST efectuou uma recolha directa de informação junto dos maiores produtores, apesar de não referir quantos, tendo ainda realizado correcções nos sectores industriais de menor significado, com base nos actuais níveis de produção, através das estatísticas de produção mais recentes (Índices de Produção Industrial, Banco de Portugal, relatório anual de 1995). A informação obtida junto dos maiores produtores foi também complementada com a dos mapas de registo de resíduos dos estabelecimentos industriais (Instituto dos Resíduos) e com contactos directos com os responsáveis pelos principais sistemas de gestão de resíduos, em funcionamento ou a implementar a curto prazo (SCORECO, Autovila, Quimitécnica, ECTRI, ETAR, Instituto da Água, DRARN - Norte).

A SCORECO, através dos seus serviços comerciais, recolheu informação junto de cerca de 800 industriais. Os quantitativos de óleos usados foram estimados com base em dados estatísticos europeus de produção e consumo de óleos minerais. A quantidade de embalagens contaminadas resulta de inquéritos sobre os modos de acondicionamento mais usados pelos industriais, bem como sobre estatísticas de vendas de produtos químicos e afins na Europa (são os únicos números da SCORECO que não correspondem a um recenseamento minucioso dos produtores, antes se apoiam na aplicação de índices de actividade e parâmetros económicos). As quantidades anunciadas pela SCORECO correspondem ao conhecimento que a SCORECO obteve da produção de resíduos industriais perigosos e não perigosos à data de redacção do relatório.

Quer a SCORECO quer a TECNINVEST incluíram nos seus relatórios os quantitativos de resíduos que irão resultar dos principais projectos em curso ou a implementar a curto prazo.

Os dados fornecidos pelo INE resultaram da observação de cerca de 4500 empresas, representativas de mais de 80% do volume de negócios gerado nas actividades económicas consideradas no âmbito do inquérito. A base de amostragem considerou todas as empresas classificadas nas secções C, D, E e F da CAE Ver. 2 com 30 e ou mais pessoas ao serviço. Em 1995 foram observadas 4673 empresas (taxa de resposta 96%) e em 1997 foram observadas 4502 empresas (taxa de resposta 93%). A recolha de dados fez-se numa primeira fase por via postal; quando as diligências por esta via se revelaram esgotadas, recorreu-se a entrevistadores para recolha directa da informação junto das empresas. Como metodologia de tratamento de não-respostas, foi adoptado um processo equivalente a imputar às não-respostas a média dos resultados obtidos nas respostas do estrato a que pertencem. Deste modo, o INE não se limita a apresentar os quantitativos de resíduos declarados, estimando a produção de resíduos no País. Às estimativas calculadas pelo INE estão associados erros de dimensão variável em função do tipo de resíduos gerados, do sector de actividade de que provêm e das opções de gestão para cada tipo de resíduo. Adicionalmente, o INE forneceu a esta Comissão dados não publicados, alguns dos quais referentes apenas aos quantitativos declarados pelas empresas contactadas, sem que tivesse sido a partir deles estimada a produção nacional dos resíduos em causa.

Os quantitativos de resíduos perigosos apresentados no PESGRI baseiam-se nos mapas de resíduos que cada produtor de resíduos industriais deve preencher e remeter anualmente à DRA, identificando os resíduos de acordo com o CER (Portaria n.º 792/98, de 22 de Setembro). Esta informação foi extraída de 3061 mapas de empresas, correspondentes a 11599 mapas de registo de resíduos. Segundo o PESGRI, relativamente ao ano de 1998 notou-se um aumento significativo do preenchimento de mapas de registo de resíduos industriais face aos anos anteriores, facto a que não serão alheias as campanhas de sensibilização efectuadas.

Nos dados apresentados no PESGRI o número de empresas declarantes encontra-se ainda longe do universo dos estabelecimentos existentes, tratando-se apenas de 1,3% do total, o que se poderá dever não só a desconhecimento da legislação ou falta de consciencialização, mas também à escassez de infra-estruturas de tratamento de resíduos, uma vez que, ao não poderem indicar um destino adequado para os mesmos, muitos industriais poderão optar por não declarar a sua produção. Apesar destas limitações, constata-se que a grande maioria dos registos diz respeito a empresas com maior dimensão. Este facto permite concluir que os quantitativos declarados representem uma parte muito importante dos resíduos produzidos no País, nomeadamente no capítulo dos resíduos perigosos, em que constituirão a sua esmagadora maioria. Sendo verdade que os valores recolhidos não constituem mais de uma amostra em termos de análise económica global, neste contexto específico no PESGRI é considerado que, mormente para os resíduos perigosos, esta mesma amostra se constitui praticamente no universo das empresas que produzem estes resíduos.

As quantidades de resíduos anunciadas em qualquer dos relatórios analisados não tomam em consideração as necessidades de solucionar o destino para os resíduos já armazenados nas instalações dos produtores, efeito que se virá a produzir necessariamente logo que esteja operacional uma solução economicamente aceitável pelos industriais.

Segundo a SCORECO, os industriais demonstraram bastante abertura ao inventariar as suas produções anuais; contudo, mantiveram-se relativamente fechados sobre as quantidades de resíduos armazenados.

Os relatórios efectuados pela TECNINVEST e pela SCORECO limitam-se a quantificar os resíduos perigosos gerados por um número limitado de empresas enquanto a metodologia utilizada pelo INE consiste na quantificação dos resíduos produzidos numa amostra de cerca de 4500 indústrias e estimação dos quantitativos de resíduos produzidos em Portugal. Às estimativas calculadas pelo INE estão associados erros de dimensão variável em função do tipo de resíduos gerados, do sector de actividade de que provêm e das opções de gestão para cada tipo de resíduo.

Quer a SCORECO quer a TECNINVEST incluíram nos seus relatórios os quantitativos de resíduos que irão resultar dos principais projectos em curso ou a implementar a curto prazo. Os resultados apresentados pelo INE não quantificam estes resíduos.

A necessidade de resolver o problema dos resíduos já armazenados nas instalações dos produtores, logo que esteja operacional uma solução economicamente aceitável pelos industriais, poderá ter uma influência significativa nas opções de gestão. Contudo, os relatórios analisados não quantificam os resíduos que se encontram nesta situação.

2.3.3 - Quantitativos dos resíduos perigosos

A comparação dos quantitativos dos resíduos perigosos apresentados pelos relatórios da TECNINVEST e da SCORECO e pelos dados disponibilizados pelo PESGRI e pelo INE pode ser efectuada através da análise dos quantitativos globais de resíduos perigosos e dos quantitativos por tipo de resíduos, por sector de actividade ou por região.

Análise dos quantitativos globais

Os dados apresentados pela TECNINVEST, tal como os apresentados pela SCORECO, referem-se à produção anual em 1996, apesar de esta informação não ser explícita, sendo os quantitativos 123915 t e 108000 t, respectivamente. O INE apresenta estimativas referentes aos anos de 1995 e 1997, com os valores de 668062 t e 595156 t respectivamente, correspondendo para esses anos a aproximadamente 2,2% do total de resíduos industriais. Os dados apresentados no PESGRI referem-se a resíduos produzidos no ano de 1998, sendo contabilizadas 262875 t de resíduos industriais perigosos, ou seja, 1,3% do total.

Análise por tipo de resíduos

O relatório da TECNINVEST apresenta os quantitativos de cada tipo de resíduo perigoso, segundo o CER, e agrupa-os sob a designação utilizada pela classificação de resíduos em vigor antes de 1993 Os valores apresentados pela SCORECO, apesar de se referirem a resíduos perigosos classificados segundo o CER, são comparados com base no agrupamento efectuado sob a designação utilizada antes de 1993.

Os dados disponibilizados pelo INE apenas diferenciam resíduos perigosos de resíduos não perigosos (com base na classificação expressa no CER). Quanto aos quantitativos segundo os códigos do CER, apenas se referem aos dois primeiros dígitos da classificação, não permitindo uma comparação directa com os valores apresentados pela TECNINVEST e pela SCORECO.

O INE poderá fornecer os quantitativos de resíduos perigosos por cada tipo de resíduo (seis dígitos segundo o CER), mas os erros associados a cada uma das estimativas serão muito elevados devido à grande diversidade de resíduos produzidos.

De seguida são comparados os quantitativos apresentados pela TECNINVEST, pela SCORECO e pelo PESGRI, tendo como base o agrupamento segundo as designações da classificação anterior a 1993, apesar de terem sido classificados com base no CER.

Orgânicos halogenados

A TECNINVEST refere a produção de 2000 t de solventes orgânicos halogenados no ano de 1996, enquanto a SCORECO apenas quantificou 1500 t. Segundo a SCORECO, a diferença de 500 t relativamente ao estudo TECNINVEST deve corresponder a pequenos produtores não inquiridos. O PESGRI apresenta o valor de 2075 t de orgânicos halogenados.

Solventes orgânicos não halogenados

A TECNINVEST fornece um valor de 4000 t, enquanto a SCORECO se refere a 17500 t de solventes orgânicos não halogenados. Contudo, os valores apresentados pela SCORECO tomam em conta resíduos não quantificados pela TECNINVEST, nomeadamente cerca de 10000 t actualmente incineradas por um grande industrial que, devido à transcrição para o direito nacional da directiva europeia relativa à incineração de resíduos perigosos, deverá renovar o seu equipamento ou contratar a eliminação desses solventes no exterior, e 6000 t de solventes valorizáveis energicamente, gerados por uma empresa de química fina, dois fornecedores de solventes com serviço de retoma e uma empresa do ramo automóvel. O PESGRI quantificou 12760 t de solventes não halogenados.

Óleos usados

O inventário efectuado pela SCORECO contabiliza apenas os óleos industriais com teor em cloro compreendido entre 0,5% e 1,5%, inadequados para operações de desmetalização que tenham como objectivo a queima em caldeiras não equipadas com um sistema de lavagem de gases, num total de 6000 t. A TECNINVEST não efectuou esta distinção, tendo contabilizado 39219 t.

Apesar de não ter sido efectuado este tipo de agrupamento pelo INE, é possível estabelecer uma comparação entre os resíduos incluídos neste grupo pelo facto de todos eles se incluírem no código 13 do CER. Os quantitativos apresentados pelo INE são de 207312 t no ano de 1997.

Lamas orgânicas

A TECNINVEST contabilizou a produção de 11800 t de lamas orgânicas, enquanto a SCORECO incluiu no seu inventário 36000 t, referentes à totalidade das lamas orgânicas classificadas como resíduos perigosos pela TECNINVEST, assim como 15000 t de uma produção até agora tratada internamente mas que vai deixar de o poder ser por alterações de matérias-primas (estas 15000 t são mais subprodutos industriais do que resíduos perigosos, mas apresentam um alto valor energético que justifica a sua integração no processo SCORECO); também são incluídas lamas orgânicas de estações de tratamento de efluentes industriais aquosos não considerados como perigosos pela CER.

Soluções aquosas

A TECNINVEST incluiu no seu inventário 3150 t de soluções aquosas, enquanto a SCORECO fornece um valor de 7000 t, justificando as diferenças observadas pelo facto de incluir neste inventário:

Cerca de 1200 t da produção efluente de base aquosa de uma indústria química que actualmente exporta para eliminação numa cimenteira francesa;

Cerca de 1000 t de óleos de corte e 600 t de águas de cabinas de pintura, gerados pela indústria de construção mecânica.

Sólidos orgânicos

A TECNINVEST contabilizou 557 t de resíduos sólidos orgânicos. A SCORECO refere a produção de 8000 t, quantidades essencialmente geradas por instalações de produção térmica de electricidade (cerca de 7000 t/ano) e cerca de 1000 t de sólidos orgânicos perigosos e não perigosos constituídos por lamas de pintura secas e falhas de fabrico de resinas industriais polimerisadas. Os dados apresentados pelo PESGRI referem 20460 t de lamas e sólidos orgânicos produzidos em 1998 e sem destino de gestão adequado.

Sólidos e lamas inorgânicos

No inventário da TECNINVEST são contabilizadas 10047 t de lamas inorgânicas e 40524 t de sólidos inorgânicos, enquanto o inventário efectuado pela SCORECO inclui nesta rubrica somente os produtos passíveis de valorização no processo cimenteiro, ou seja, sólidos e lamas de base mineral contendo: calcário; sílica; óxido de ferro; alumina, num total de 25000 t. Admite-se que cerca de 80% destes resíduos sejam classificáveis como «não perigosos» (não figuram nas estimativas da TECNINVEST). Os restantes 20% apresentarão uma ou mais características que lhes atribuem o carácter «perigoso». O PESGRI quantificou a produção de 9711 t de lamas e sólidos inorgânicos em 1998.

Ácidos e bases

A TECNINVEST refere a produção de 4107 t em 1996 e o PESGRI quantificou 1305 t de ácidos/bases em 1998.

Soluções com metais pesados

Em 1996 foram produzidas 6448 t de soluções com metais pesados e em 1998 produziram-se 1273 t de soluções com metais pesados sem que houvesse uma solução adequada de gestão para estes resíduos.

Soluções com cianetos

A TECNINVEST apresenta um valor de 2118 t relativo a 1996 e o PESGRI refere a produção de 2638 t em 1998.

Embalagens contaminadas

Apenas a SCORECO contabilizou este tipo de resíduos, num total de 5000 t.

2.3.4 - Análise por sectores de actividade

No relatório da TECNINVEST e nas estimativas do INE existe informação acerca dos quantitativos de resíduos perigosos produzidos por sector de actividade. Contudo, os sectores considerados nem sempre são directamente comparáveis, sendo possível comparar apenas uma parte da informação disponível.

A TECNINVEST apresenta os quantitativos de resíduos agrupando os diversos sectores de actividade em três classes:

Indústria transformadora (45844 t; 37%);

Produção de electricidade (6196 t; 5%);

Comércio e serviços (71871 t; 58%).

A TECNINVEST não quantifica resíduos perigosos produzidos pela indústria extractiva nem pelo sector da construção.

Os dados fornecidos pelo INE e pelo PESGRI permitem o agrupamento dos diferentes sectores de actividade em indústrias extractivas, indústrias transformadoras, produção e distribuição de electricidade, de gás e de água, e construção, calculando a produção de resíduos de acordo com essas proveniências (tabela 2.1).

TABELA 2.1

Produção de resíduos por actividade económica de acordo com os dados obtidos pelo Instituto Nacional de Estatística (INE) e pela direcção regional do ambiente (PESGRI)

(ver tabela no documento original)

O INE e o PESGRI não apresentam quantitativos de resíduos perigosos gerados pelo sector de comércio e serviços.

Indústria extractiva, sector têxtil e sector dos curtumes

No relatório efectuado pela TECNINVEST é afirmado que a indústria extractiva, o sector têxtil e o sector dos curtumes não originam resíduos que sejam actualmente considerados perigosos. Contudo, os dados fornecidos pelo INE estimam uma produção de 18213 t, 85620 t e 226 t, respectivamente.

Indústrias de pasta, de papel e cartão e seus artigos, edição e impressão

O relatório da TECNINVEST refere que o sector de pasta e papel é responsável pela produção de quantidades significativas de resíduos, classificados como não perigosos de acordo com o código CER. Apenas os óleos usados são considerados resíduos perigosos.

No que diz respeito às artes gráficas, a TECNINVEST considera este sector pouco representativo em termos de quantitativos de resíduos, com uma produção de 599 t.

O INE apresenta uma estimativa de 32099 t relativamente ao ano de 1997.

Refinarias de petróleo

A TECNINVEST atribui às refinarias de petróleo a produção de 4210 t de resíduos perigosos, enquanto o INE estima que a fabricação de coque, produtos petrolíferos refinados e combustível nuclear produziu 2735 t de resíduos perigosos em 1997.

Produção de electricidade

A TECNINVEST contabilizou 6200 t de resíduos perigosos gerados pela produção de electricidade. O INE atribui à produção e distribuição de electricidade, de gás e de água uma produção de 8536 t de resíduos perigosos.

Comércio e serviços

O relatório da TECNINVEST inclui os resíduos perigosos produzidos pelo sector do comércio e serviços, num total de 72125 t, das quais 36487 t são constituídas por óleos usados. O INE não faz referência a este sector de actividades.

Agrupamento dos sectores de actividade

A TECNINVEST apresenta os quantitativos de resíduos agrupando os diversos sectores de actividade em três classes:

Indústria transformadora;

Produção de electricidade;

Comércio e serviços.

Os dados fornecidos pelo INE permitem o agrupamento dos diferentes sectores de actividade em:

Indústrias extractivas;

Indústrias transformadoras;

Produção e distribuição de electricidade, de gás e de água;

Construção.

Pode-se verificar que a TECNINVEST não quantifica os resíduos perigosos produzidos pela indústria extractiva nem pelo sector da construção. O INE não apresenta quantitativos de resíduos perigosos gerados pelo sector do comércio e serviços. Apesar de muito superiores aos apresentados pela TECNINVEST ou pelo PESGRI, os quantitativos de resíduos perigosos estimados pelo INE, ao não incluírem os resíduos gerados pelo sector do comércio e serviços (58% do total de resíduos quantificados pela TECNINVEST), podem constituir uma subestimativa dos resíduos perigosos produzidos em Portugal.

2.3.5 - Gestão dos resíduos perigosos

No que diz respeito à gestão dos resíduos perigosos, os dados comparados diferem quanto à terminologia utilizada para a sua descrição.

O relatório efectuado pela TECNINVEST descreve, por sector de actividade, os destinos dos diferentes resíduos produzidos, não incluindo os resíduos que são reutilizados/reciclados nas próprias instalações produtoras. Considerou-se que os sectores de indústria extractiva, pasta e papel, têxtil (bacia do Ave), curtumes (região de Alcanena) e produção de electricidade tinham, em prática ou previstas, soluções de gestão autónomas, tendo sido quantificados, sectorialmente, os resíduos sem destino assegurado.