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

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

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

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

TABELA 4.4

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

(ver tabela no documento original)

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

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

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

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

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

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

(ver figura no documento original)

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

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

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

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

TABELA 4.5

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

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

(ver tabela no documento original)

TABELA 4.6

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

(ver tabela no documento original)

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

TABELA 4.7

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

(ver tabela no documento original)

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

TABELA 4.8

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

(ver tabela no documento original)

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

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

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

5.1 - Avaliação dos riscos

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

5.2 - Metais

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

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

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

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

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

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

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

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

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

No Homem, o principal órgão alvo da acção do cádmio, como resultado de exposição por inalação, parece ser o rim. São observadas alterações da função renal, indicadas por proteinúria, diminuição da taxa de filtração glomerular e por uma frequência aumentada de litíase renal. Efeitos respiratórios, nomeadamente bronquite e enfisema, também foram observados como resultado de exposição crónica ao cádmio, por inalação.

O nível de cádmio no sangue é um indicador de exposição actual (durante os últimos meses) e é frequentemente utilizado para monitorização biológica. Podem ocorrer em grandes fumadores níveis até 10 g/L (89 nmol/L), enquanto que indivíduos que nunca fumaram apresentam níveis abaixo de 1 g/L (9 nmol/L). Para exposições em ambiente industrial é recomendado um limite de 5 g de cádmio por 100 ml de sangue (44 nmol/L), mas este limite pode não conferir protecção contra danos renais em caso de exposições a longo prazo (Grandjean, 1998, p. 497).

A toxicidade dos vários compostos de crómio varia, pelo menos em parte,' devido às diferentes solubilidades que apresentam. De um modo geral, os compostos hexavalentes são mais solúveis do que os trivalentes. O ião cromato é altamente oxidante e tem a capacidade de atravessar membranas biológicas. O crómio trivalente é menos tóxico, aparentemente devido à sua menor solubilidade e à consequente menor mobilidade biológica. Contudo, o crómio (III) pode ser o composto tóxico final envolvido nos efeitos tóxicos do crómio (VI). Os principais efeitos incluem corrosão da pele e das mucosas, reacções alérgicas e carcinogenicidade (Grandjean, 1998, p. 498).

O crómio é um dos alergénios melhor estudados no ambiente ocupacional, e o cromato é a principal causa de dermatite de contacto nos homens. O eczema provocado pelo cimento é uma doença ocupacional frequente em trabalhadores da construção. Esta doença também ocorre em trabalhadores no sector dos curtumes, em laboratórios fotográficos e em indivíduos que contactam com cromato em processos de tratamento de madeira. Apesar de o crómio (VI) ser o agente primário de sensibilização, reacções subsequentes podem alegadamente ser desencadeadas pelo crómio (III). Em alguns casos o cromato foi também identificado como causa de asma, provavelmente mediada por uma reacção alérgica de tipo I (Grandjean, 1998, p. 502).

O crómio é um carcinogéneo bem documentado para o Homem e as exposições ocupacionais foram responsáveis pelo aumento da frequência de cancro do aparelho respiratório. A elevada ocorrência de cancro do pulmão em soldadores pode ser devida à existência de cromatos insolúveis no fumo de solda de aço inoxidável. Apesar de os compostos de crómio trivalente poderem constituir o carcinogéneo final, não se demonstrou em estudos epidemiológicos que a exposição a estes compostos provocasse cancro.

A IARC classifica o crómio VI como agente carcinogénico para o Homem (grupo 1) e considera que o crómio metálico e o crómio III não são classificáveis quanto à sua carcinogenicidade para o Homem (grupo 3) (IARC, 1990).

A monitorização biológica de níveis de crómio na urina é útil para seguir a exposição a compostos solúveis de crómio hexavalente. A semivida biológica no plasma é de alguns dias. Quando é evitada a contaminação externa da amostra, o nível superior de referência é geralmente de cerca de 0,5 g/L (10 nmol/L). Os níveis de crómio no plasma acompanham a excreção urinária, mas a concentração nos eritrócitos ou no sangue reflectem exposições a cromato a mais longo prazo. A exposição a compostos de cromato trivalente ou cromatos moderadamente solúveis não produz alterações detectáveis nos fluidos disponíveis para monitorização biológica.

O limite de exposição para o cromato atmosférico e para o ácido crómico é 0,1 mg/m3; para sais solúveis o limite é de 0,5 mg/m3; para o crómio metálico e para os sais insolúveis o limite é de 1 mg/m3. Os compostos de crómio (VI) são considerados carcinogénicos, sendo o limite sugerido pelo NIOSH (National Institute for Occupational Safety and Health, EUA) 0,001 mg/m3 (Grandjean, 1998, p. 498). O contacto cutâneo com compostos de crómio (VI) deve ser evitado e qualquer contaminação cutânea deve ser imediatamente removida com sabão e água. Este problema é ainda mais importante em doentes com alergia ao cromato, que devem também evitar o contacto com peles e com plásticos que contenham pigmentos lixiviáveis.

Por outro lado, as ligas contendo crómio libertam apenas quantidades insignificantes devido à formação de uma camada de óxido à superfície. Em alguns países, a lei exige a adição de 0,4% de sulfato ferroso ao cimento porque efectivamente reduz o cromato a compostos de crómio (III), insolúveis (Grandjean, 1998, p. 498).

O chumbo existe na crusta terrestre em pequenas quantidades e está presente na forma de diversos compostos, nomeadamente acetato de chumbo, cloreto de chumbo, cromato de chumbo, nitrato de chumbo e óxido de chumbo. A exposição ao chumbo pode ocorrer através de ar, água bebida, alimentos e solo. A maior parte da exposição ao chumbo ocorre por inalação, principalmente em grupos ocupacionalmente expostos, e por via digestiva, principalmente na população geral.

Os efeitos produzidos pelo chumbo são independentes da via de exposição (inalação ou via oral) e correlacionam-se com os níveis sanguíneos. Estudos epidemiológicos efectuados no Homem são inconclusivos quanto à carcinogenicidade do chumbo. De quatro estudos efectuados, dois não encontraram qualquer associação entre cancro e exposição ao chumbo. Um revelou um aumento da incidência de cancros do tracto respiratório e dos rins e o quarto estudo demonstrou um excesso de cancros do estômago e do pulmão entre os indivíduos expostos. Adicionalmente, nos estudos efectuados provavelmente também ocorreu exposição a outros produtos químicos (Research Triangle Institute, 1996).

Estudos efectuados com animais referem a ocorrência de cancro do rim em ratos como resultado da exposição a chumbo por via oral. Não existem estudos que tenham investigado a ocorrência de cancro em animais, como resultado de exposição ao chumbo por inalação ou por exposição cutânea. O chumbo e os compostos inorgânicos de chumbo são possíveis agentes carcinogénicos para o Homem (grupo 2b). Os compostos orgânicos de chumbo não são classificáveis quanto à sua carcinogenicidade para o Homem (grupo 3) (IARC, 1980b; IARC, 1987b).

No Homem, os principais efeitos resultantes da exposição crónica ao chumbo são os efeitos no sistema nervoso. Plumbémias de 40 a 60 g/dL provocam sintomas neurológicos enquanto valores de 30 a 40 g/dL são responsáveis por diminuição da condução dos impulsos nervosos a nível dos nervos periféricos. As crianças são particularmente sensíveis aos efeitos neurotóxicos do chumbo. Existe evidência de que níveis sanguíneos de 10 a 30 g/dL ou mesmo inferiores podem afectar o limiar da audição e o crescimento em crianças. A exposição crónica ao chumbo pode também ser responsável por efeitos hematológicos, nomeadamente anemia, na pressão arterial, na função renal e por interferência no metabolismo da vitamina D (Research Triangle Institute, 1996).

O mercúrio e compostos derivados são muito tóxicos. A exposição ocupacional e a poluição ambiental são as principais fontes de risco para a saúde do Homem. Os trabalhadores de mais de 50 profissões podem estar expostos a mercúrio, particularmente os mineiros, trabalhadores de indústrias químicas e da agricultura. A exposição profissional resulta geralmente numa intoxicação crónica. Os sintomas resultam de lesão do sistema nervoso central e renal e de perturbação do metabolismo eritrocitário, da coagulação e da resposta imune. O mercúrio pode ainda induzir reacções alérgicas.

As diversas utilizações do mercúrio e dos compostos de mercúrio resultam em exposições ocupacionais num grande número de situações. O uso industrial do mercúrio pode ser responsável por descargas no ambiente, nomeadamente através de águas residuais. Problemas localizados relacionados com a contaminação de rios e de baías foram observados como resultado de emissões das indústrias do papel e de fábricas de pesticidas. No Japão, a baía de Minamata foi gravemente contaminada por uma fábrica que utilizava metilmercúrio como catalisador na produção de cloreto de vinilo (Grandjean, 1998, p. 502).

A inalação de mercúrio metálico resulta na quase completa absorção dos vapores. Pequenas quantidades são libertadas por obturações dentárias com amálgama, principalmente dos dentes molares que são sujeitos às pressões mais elevadas durante a mastigação. Contudo, a absorção deste metal no tracto gastrintestinal é insignificante, excepto se houver retenção no apêndice ou em divertículos. Os compostos inorgânicos de mercúrio em aerossóis podem ser absorvidos através dos pulmões e cerca de 5% a 10% podem ser absorvidos através do tracto gastrintestinal. No sangue, o mercúrio inorgânico é quase igualmente distribuído entre o plasma e os eritrócitos, enquanto cerca de 90% dos compostos orgânicos de mercúrio se encontram ligados às células.

O vapor de mercúrio e o metilmercúrio são lipofílicos e atravessam as membranas biológicas, incluindo a barreira hematoencefálica e a placenta, resultando numa extensa deposição no sistema nervoso central e no feto, respectivamente. A excreção tem lugar principalmente através das fezes e da urina, mas quantidades significativas podem ser eliminadas através do suor. A presença de etanol no sangue influencia o equilíbrio entre o vapor de mercúrio dissolvido e os iões mercúrio. Assim, após a ingestão de etanol, pode-se observar vapor de mercúrio no ar expirado em indivíduos com elevadas concentrações de iões mercúrio no sangue. Quando o selénio está presente no sangue pode ser formado um complexo com maior semivida mas com menor toxicidade, a julgar pelos resultados da experimentação animal.

A intoxicação aguda com vapor de mercúrio pode provocar uma irritação grave das vias respiratórias, pneumonite química e, em vários casos, edema pulmonar. A ingestão de compostos inorgânicos resulta em sintomas de lesão e irritação gastrintestinal, nomeadamente vómitos, diarreia sanguinolenta e epigastralgias de estômago. Posteriormente pode ocorrer choque e insuficiência renal aguda, com uremia. A exposição cutânea a compostos de mercúrio pode resultar em irritação local. Os compostos de mercúrio encontram-se entre os alergénios mais comuns em indivíduos com dermatites de contacto. A intoxicação crónica pode desenvolver-se poucas semanas após o início da exposição ao mercúrio. A sintomatologia depende da exposição e do tipo de mercúrio em questão, podendo envolver a cavidade oral, o sistema nervoso e os rins. Na ausência de informação epidemiológica abrangente, o metilmercúrio é considerado um possível carcinogénio para o Homem (grupo 2b).

A monitorização biológica é útil no diagnóstico da exposição a mercúrio e no controlo dos níveis ocupacionais. No sangue, o mercúrio inorgânico tem uma semivida de cerca de 30 dias e o metilmercúrio cerca do dobro. Infelizmente, os valores sanguíneos não reflectem o mercúrio acumulado no cérebro, onde o vapor de mercúrio, após inalação, tem uma semivida de vários anos. Os níveis na urina são geralmente preferidos como um indicador de exposição ocupacional. As exposições a vapores de mercúrio a longo prazo devem respeitar um valor de 25 g/m3 (média ponderada no tempo) e uma excreção urinária correspondente a 28 mol/mol de creatinina. A OMS recomenda que as concentrações de mercúrio no cabelo devem ser inferiores de 10 a 20 ppm (0,05 a 0,10 mol/g) de modo a proteger o feto (Grandjean, 1998, p. 503). Usando um factor de incerteza de 10, a EPA recomenda uma dose de referência correspondente a 1,1 ppm (Grandjean, 1998, p. 503).

Na atmosfera, as formas predominantes do níquel são o sulfato de níquel, óxidos de níquel e óxidos complexos de níquel. Cada forma de níquel apresenta diferentes propriedades físicas. Estudos epidemiológicos demonstram um risco aumentado de cancro nasal e do pulmão entre os trabalhadores expostos. Não existe informação acerca dos efeitos carcinogénicos da exposição oral ou cutânea ao níquel no Homem. O níquel foi classificado no grupo 1 carcinogénio humano reconhecido.

A dermatite de contacto é o efeito mais frequente da exposição do Homem ao níquel, por inalação, por via oral ou por exposição cutânea. A exposição crónica por inalação resulta em efeitos respiratórios directos, nomeadamente asma por irritação primária ou uma resposta alérgica ou um risco aumentado de infecções crónicas do tracto respiratório. Os estudos efectuados em animais demonstram efeitos pulmonares, renais e imunológicos, por inalação, e efeitos nos sistemas respiratório e gastrintestinal, cardíacos, hematológicos, hepáticos, renais e diminuição de peso como consequência de exposição oral ao níquel.

O selénio é um elemento essencial para o Homem e para os animais, sendo ingerido diariamente nos alimentos. O selénio é utilizado em indústria de electrónica, na indústria do vidro, em pigmentos usados em plásticos, na indústria farmacêutica e na produção de fungicidas. Não existe informação acerca dos efeitos crónicos do selénio no Homem devidos a exposição por inalação. A ingestão de elevadas quantidades de selénio através da água conduziu a uma descoloração da pele, deformação e perda das unhas, perda de cabelo, perda e descoloração dos dentes, e alterações neurológicas com diminuição da atenção. A exposição cutânea crónica resulta em irritação cutânea e em dermatite de contacto.

O vanádio existe em diferentes estados de oxidação, desde -1 a +5, sendo as valências mais frequentes as +3, +4 e +5. O vanádio metálico não surge na natureza. A forma pentavalente (VO(elevado a -3)) predomina nos fluidos extracelulares, enquanto a forma tetravalente (VO(elevado a +2)) é mais habitual na forma intracelular. Devido à sua dureza e à sua capacidade para formar ligas, o vanádio (i. e., ferrovanádio) é um componente de ligas metálicas rígidas. Apesar de a maioria dos alimentos conterem baixas concentrações de vanádio (< 1 ng/g), para a população geral a alimentação é a principal fonte de exposição ao vanádio.

Encontram-se concentrações atmosféricas elevadas de vanádio em ambientes ocupacionais. Os pulmões absorvem bem as formas solúveis de vanádio (V(índice 2)O(índice 5)) mas a absorção de sais de vanádio a partir do tracto gastrintestinal é reduzida. A excreção de vanádio pelos rins é rápida (semivida biológica de 20-40 horas). O vanádio é provavelmente um elemento vestigial essencial, mas no Homem não é conhecida nenhuma doença associada à deficiência em vanádio.

De um modo geral, a toxicidade dos compostos de vanádio é reduzida. Os compostos pentavalentes são os mais tóxicos (a toxicidade dos compostos de vanádio geralmente aumenta com a valência). A maior parte dos efeitos tóxicos dos compostos de vanádio resultam da acção irritativa local dos olhos e do tracto respiratório superior, em vez de toxicidade sistémica. O único efeito da exposição que se encontra claramente documentado é a irritação do tracto respiratório superior, caracterizada por rinite, sibilância, hemorragia nasal, conjuntivite, tosse e dor torácica.

5.3 - Dioxinas

Na avaliação da carcinogenicidade de 2,3,7,8-TCDD deu-se mais peso a estudos com medição directa de 2,3,7,8-TCDD e a estudos envolvendo grandes exposições a herbicidas muito provavelmente contaminados. Os efeitos da 2,3,7,8-TCDD e dos produtos em que pode ser encontrado este composto não podem ser dissociados na maioria dos estudos epidemiológicos. Os estudos mais importantes acerca da avaliação da carcinogenicidade da 2,3,7,8-TCDD são quatro estudos de coorte de produtores de herbicidas (um nos EUA, um na Holanda e dois na Alemanha) e uma coorte de residentes numa zona contaminada, em Seveso, na Itália (IARC, 1997). Estes estudos envolvem as exposições mais elevadas a 2,3,7,8-TCDD entre todos os estudos epidemiológicos, apesar da exposição em Seveso ser menor e o seguimento ter sido efectuado durante menos tempo do que nos estudos efectuados em ambiente industrial. Adicionalmente, o estudo de coorte efectuado pela IARC é de especial interesse, na medida em que inclui três das quatro coortes de indivíduos altamente expostos e ainda outras coortes industriais (IARC, 1997). Estas coortes e as respectivas subcoortes de indivíduos altamente expostos são a principal fonte de informação para avaliar os riscos de carcinogenicidade de dioxinas e furanos para o Homem. Outros estudos, de coorte ou caso-controlo, envolvendo aplicadores de herbicidas com exposições a 2,3,7,8-TCDD consideravelmente mais baixas não são considerados críticos para esta avaliação.

Os estudos de coorte acima referidos mostraram um aumento do risco de todos os cancros combinados. A magnitude deste aumento é geralmente baixa; é mais elevada nas subcoortes que se considera terem uma exposição também mais elevada. Além disso, na maior e mais exposta coorte alemã foi observada uma resposta dose-efeito para todos os cancros. A dose cumulativa em cada uma destas análises de tendência foi estimada através da combinação de dados relativos ao doseamento sanguíneo de 2,3,7,8-TCDD com as funções desempenhadas no trabalho, e tempo de exposição. Um risco aumentado para todos os cancros combinados foi também observado na coorte dos EUA.

Foi encontrado um risco aumentado de linfoma não Hodgkin na maior parte das populações envolvidas nos quatro estudos de coorte industriais e no estudo efectuado com a população de Seveso, apesar de os riscos serem inferiores a dois e não serem significativos na maioria dos casos. Um estudo caso-controlo aninhado na coorte internacional IARC forneceu evidência fraca de uma relação dose-efeito com as estimativas da exposição a 2,3,7,8-TCDD. Apesar de ser plausível que outros químicos sejam responsáveis por linfoma não Hodgkin, não são conhecidos fortes confundidores potenciais. A ausência de consistência completa entre os estudos e o fraco efeito detectado na maioria dos resultados positivos exigem prudência na interpretação causal dos resultados.

Globalmente, a evidência da carcinogenicidade da 2,3,7,8-TCDD verifica-se sobretudo para todos os cancros em conjunto em vez de cancros com localizações específicas. O risco relativo para todos os cancros em conjunto e nas subcoortes com maior exposição e latência é de 1,4. Apesar de não ser provável que este risco relativo seja explicado pela existência de confundimento, esta hipótese não pode ser excluída. Existem vários agentes capazes de promover o aparecimento de cancros em várias localizações, designadamente o tabaco e as radiações ionizantes nos sobreviventes às bombas atómicas (para os quais, contudo, existem riscos claramente elevados para determinadas localizações específicas de cancros).

A exposição do Homem a 2,3,7,8-TCDD ou a outras dioxinas congéneres, devido a exposição industrial ou acidental, tem sido associada a cloracne e alterações das enzimas hepáticas, quer em crianças, quer em adultos. Crianças expostas através do leite materno manifestam alterações nos níveis de hormonas tiroideias e possíveis défices neurológico e neurocomportamental.

A extraordinária potência de 2,3,7,8-TCDD e DDPC substituídas em 2, 3, 7 e 8 tem sido demonstrada em várias espécies animais. A dose letal de 2,3,7,8-TCDD, contudo, varia mais de 5000 vezes entre o cobaio e o hamster.

No Homem, não existe evidência adequada acerca da carcinogenicidade da 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, existe evidência suficiente acerca da carcinogenicidade da 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, existe evidência que sugere a ausência de carcinogenicidade da dibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, existe evidência limitada acerca da carcinogenicidade de uma mistura de 1,2,3,6,7,8 e 1,2,3,4,7,8,9-hexaclorodibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, não existe evidência adequada acerca da carcinogenicidade da 2,7-diclorodibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, não existe evidência adequada acerca da carcinogenicidade da 1,2,3,7,8-pentaclorodibenzo-para-dioxina. Em animais de experiência, não existe evidência adequada acerca da carcinogenicidade da 1,2,3,4,7,8-heptaclorodibenzopara-dioxina (IARC, 1997).

A 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-para-dioxina é carcinogénica para o Homem (grupo 1). Nesta avaliação foram tomadas em consideração as seguintes evidências:

ii) Este receptor é altamente conservado num sentido evolucionário e funciona do mesmo modo em animais de experiência e no Homem;

iii) As concentrações nos tecidos são semelhantes em populações humanas altamente expostas, nas quais se observou um aumento do risco global de cancro.

Outras dibenzo-para-dioxinas policloradas não são classificáveis quanto à sua carcinogenicidade para o Homem (grupo 3).

5.4 - Vigilância epidemiológica

Tendo em conta o conjunto de possíveis efeitos sobre a saúde resultantes da exposição a metais e dioxinas cuja concentração pode eventualmente ser alterada pelos processos de queima de resíduos, importa garantir uma monitorização do estado de saúde da população, para além do conjunto de procedimentos que assegurem a medição de emissões atmosféricas.

Os indicadores obtidos nos indivíduos são a informação mais segura do complexo processo de interacção entre a produção de contaminantes e a exposição efectiva dos órgãos-alvo. Assegurar a vigilância epidemiológica obriga necessariamente a obter informação em dois tempos:

ii) A recolha de dados referentes a indicadores sanitários gerais (estatísticas de saúde) e a marcadores biológicos de exposição após entrada em funcionamento do tratamento dos resíduos.

Assim, em relação à população geograficamente mais próxima e à de uma comunidade-controlo, há que recolher informação de base sobre mortalidade geral e por cancro, incidência de cancro e prevalência de patologia endocrinológica (diabetes, alterações da tireóide), respiratória (asma, bronquite crónica) e dermatológica. Igualmente, deve-se recolher informação sobre a prevalência de malformações congénitas, razão dos sexos ao nascimento, prevalência de baixo peso e parto pré-termo. Um estudo da prevalência de alterações neurológicas, de desenvolvimento e comportamentais em crianças seria também de grande utilidade. Para uma amostra aleatória da população dever-se-á obter a medição de concentrações em metais (Pb, As, Cd, Cr, V, Hg e Ni), bem como teores de dioxinas em leite materno e sangue.

Um, dois e três anos após o funcionamento do sistema de queima de resíduos devem ser obtidas amostras para monitorização das tendências, sendo recolhida em contínuo a informação referente a indicadores tradicionais de saúde geral e reprodutiva.

6 - As normas ISO 9000

Para a implementação de qualquer tecnologia de tratamento de resíduos é necessário estabelecer padrões de controlo que permitam garantir um nível de cumprimento aceitável de metodologias adequadas, bem como oferecer garantias quanto ao respeito pelas especificações e pelos limites legais.

Como já foi referido no capítulo 1, o controlo de emissões de dioxinas e furanos, bem como de metais pesados, não pode ser feito em contínuo. O carácter de entidade fiscalizadora da CCI não pode, por si só, garantir completamente a execução das boas práticas industriais, se não houver nas empresas envolvidas no processo de tratamento um sistema de qualidade que possa demonstrar que toda a produção que não foi objecto de controlo externo oferece, assim mesmo, garantias de cumprir as especificações acordadas.

Para esse efeito existem normas internacionais que, através de um processo complexo de registos e procedimentos protocolados, permite a demonstração de que foi seguido um processo de tratamento adequado, e simultaneamente garantir que os limites para as emissões foram respeitados. A ISO (International Standard Organisation) é uma federação mundial de organismos nacionais de normalização, integrando comités técnicos, envolvendo organizações governamentais e não governamentais. As normas ISO 9000 são destinadas à implementação de um sistema de qualidade. Iremos apresentar alguns conceitos definidos pela ISO para as normas 9000, seguindo os conselhos do Comité ISO/TC 176 (ISO TC/176):

«As normas do sistema da qualidade identificam os aspectos que podem ajudar uma empresa a satisfazer as exigências dos clientes, não tendo por objectivo impor algo totalmente novo.

Os sistemas da qualidade têm a ver com a avaliação de como e porquê as coisas são feitas, escrever como as coisas são feitas e registar os resultados para mostrar que foram feitas. Um sistema de qualidade, por si próprio, não conduz automaticamente à melhoria dos processos de trabalho ou da qualidade do produto, nem resolve todos os seus problemas. Não devem confundir-se as normas de sistemas de qualidade com as normas de produto.

A norma ISO 9001 expõe as exigências a satisfazer quando a actividade de uma empresa envolve concepção. A norma ISO 9002 estabelece as exigências equivalentes quando a empresa não se dedique à concepção e desenvolvimento. A norma ISO 9003 é o modelo equivalente para os casos em que não se exigem controlo da concepção e controlo do processo.

O que significa certificação? A certificação pode ser encarada como o reconhecimento formal, por outros, do seu sistema da qualidade. Nalguns países, os sistemas da qualidade certificados são considerados como registados e utiliza-se o termo «registo» em vez de certificação. Antes da certificação propriamente dita, é essencial instalar e pôr em prática durante vários meses todos os aspectos do sistema da qualidade. Deste modo, pode ser testado o sistema da qualidade em funcionamento, e ter-se-á oportunidade de o melhorar.»

6.1 - Um compromisso em relação à qualidade

A norma requer que a empresa defina por escrito a sua política da qualidade. A política da qualidade estabelece:

Um compromisso relativamente à qualidade;

Quais são os objectivos da qualidade;

Como é que os objectivos se relacionam com as expectativas criadas em relação às características do processo.

A responsabilidade, a autoridade e a relação mútua de todo o pessoal que gere, efectua e verifica o trabalho que influi na qualidade devem estar definidas e documentadas, particularmente para o pessoal que precisa de liberdade de organização e autoridade para:

«i) A desencadear acções no sentido de prevenir a ocorrência de não conformidades no produto, nos processos e no sistema de qualidade;

ii) Identificar e registar quaisquer problemas relativamente à qualidade do produto, dos processos e do sistema da qualidade;

iv) Iniciar, recomendar ou indicar soluções através das vias designadas;

vi) Controlar o posterior processamento, entrega ou instalação do produto não conforme até ter sido corrigida a deficiência ou condição insatisfatória.»

Um método de identificar e registar as responsabilidades e autoridades é uma descrição de funções. Isto poderá ser conseguido com um organigrama simples.

É necessário assegurar que a empresa dispõe dos recursos necessários para executar o trabalho requerido no tempo acordado. Os recursos englobam pessoal e equipamento.

É necessário que se nomeie alguém com autoridade de direcção para assumir responsabilidade global pelo sistema da qualidade.

Esta pessoa pode também executar outros deveres, mas deve ter a autoridade suficiente dentro da empresa para garantir que o sistema da qualidade está a funcionar adequadamente. Para assegurar que todo o sistema da qualidade é abrangido, deve-se seguir um procedimento ou ordem de trabalhos normalizados. Esta ordem de trabalhos deverá incluir, nomeadamente:

Problemas de qualidade e acções empreendidas;

Reclamações;

Como está o sistema da qualidade a funcionar e se os objectivos estão a ser satisfeitos;

Relatórios de auditoria da qualidade.

É necessária a existência de um manual da qualidade que inclua os procedimentos do sistema de qualidade. Como tal, o manual da qualidade pode ser considerado como um «mapa de estradas» do sistema da qualidade.

6.2 - Procedimentos do sistema da qualidade

A empresa licenciada para tratar os resíduos deve:

Os procedimentos deverão indicar quem faz o quê, quando, porquê e como. O sistema da qualidade e a escrita de procedimentos precisam de envolver todo o pessoal. Não podem ser conduzidos por uma pessoa que actue isoladamente.

A empresa deve definir e documentar o modo como os requisitos para a qualidade serão cumpridos:

ii) Identificação e aquisição de quaisquer meios de controlo, processos, equipamento (incluindo equipamentos de inspecção e ensaio), dispositivos necessários;

iii) Assegurar a compatibilidade da concepção, do processo de produção, dos procedimentos de inspecção e de ensaio e da documentação aplicável;

iv) Actualização, quando necessário, das técnicas de controlo da qualidade;

vi) Identificação das verificações adequadas nas fases apropriadas da realização do tratamento;

vii) Identificação e preparação dos registos da qualidade.

A empresa licenciada para o tratamento de RIP deve identificar e programar os processos de laboração, devendo assegurar que estes processos são conduzidos sob condições controladas. Estas devem incluir o seguinte:

ii) Utilização de equipamentos adequados;

iii) Conformidade com normas/códigos de referência, planos da qualidade e ou procedimentos documentados;

iv) Critérios de execução, que devem ser definidos da maneira mais clara e prática possível;

Alguns processos, como veremos, exigem formação adicional dos operadores, ou operadores especialmente qualificados. Para garantir um tratamento adequado dos resíduos não basta possuir uma boa tecnologia. A qualificação dos operadores do equipamento é essencial para a garantia de uma condução adequada do processo.

6.3 - Inspecção e ensaio

A empresa deve estabelecer e manter procedimentos documentados para as actividades de inspecção e ensaio, de forma a verificar o cumprimento dos requisitos especificados para a operação. Deve realizar todas as inspecções e ensaios finais de acordo com o plano da qualidade e ou procedimentos documentados para comprovar a conformidade do produto acabado com os requisitos especificados; deve estabelecer e manter registos com a inspecção e os ensaios efectuados.

Devem ser estabelecidos e mantidos procedimentos documentados para controlar, calibrar e manter o equipamento de inspecção, medição e ensaio (incluindo software de ensaio), utilizado para demonstrar a conformidade do serviço com os requisitos especificados.

6.4 - Acções correctivas e preventivas

A empresa deve estabelecer e manter procedimentos documentados para implementação de acções correctivas e preventivas para eliminar as causas reais ou potenciais de não-conformidades. A acção correctiva envolve a determinação da causa do problema particular, e a implementação das acções necessárias para impedir que o problema ocorra de novo.

Qualquer empresa candidata ao tratamento de resíduos perigosos deve poder estabelecer e manter procedimentos documentados para o planeamento e a implementação de auditorias da qualidade internas, a fim de verificar se as actividades relativas à qualidade e os resultados associados estão conformes com as disposições previstas e determinar a eficácia do sistema da qualidade. Os resultados das auditorias devem ser registados.

Só actuando dentro dos parâmetros atrás definidos uma empresa pode ser certificada segundo as normas ISO 9000. Este processo de certificação, efectuado por uma entidade independente devidamente credenciada, exige que todo o processo produtivo funcione com rigor, numa filosofia de responsabilidade por parte da empresa em relação a todas as fases do processo produtivo.

Toda a documentação formal e a existência de responsáveis da qualidade permitem a execução de auditorias externas para avaliar se uma empresa certificada pode continuar a exibir a indicação, certificado pela norma ISO 9000».

Uma empresa certificada dá, assim, garantias de possuir pessoal qualificado, meios de controlo e procedimentos de rotina que permitem avaliar, a todo o momento, se o processo produtivo obedece às especificações definidas na licença de exploração duma unidade de tratamento de RIP.

6.5 - Gestão ambiental

Para além de a norma ISO 9000 prestar um tipo de garantia de uma forma de trabalho escrupuloso por parte de uma empresa, mais recentemente, em Setembro de 1996, foi aprovada uma nova norma, a ISO 14 000. Tal como as normas ISO 9000, as normas ISO 14 000 não definem de forma detalhada um conjunto de prescrições para a administração do sistema, mas sim os necessários requisitos estruturais para a sua implementação.

Estas normas especificam os requisitos necessários para o estabelecimento de uma estratégia ambiental que permita (ISO, 1996):

Determinar os impactes ambientais de produtos, actividades e serviços;

Planificar objectivos ambientais e metas mensuráveis;

Implementar e colocar em prática programas para atingir os objectivos definidos;

Actuações de verificação e correcção;

Revisão do sistema de gestão implementado.

A estratégia ambiental deve ser definida num documento escrito, bem como toda a documentação em que se indique os planos, objectivos e metas de tal forma que estes possam ser alcançados de forma não burocrática. A planificação, verificação e actualização dos processos de gestão de estratégia ambiental deve incluir os procedimentos necessários a uma adequada monitorização de todo o sistema.

A série de normas sobre gestão ambiental ISO 14 000 está dividida em oito grupos:

Sistemas de gestão ambiental;

Auditorias ambientais;

Rotulagem ecológica;

Avaliação de performance ambiental;

Ciclo de vida de produto (LCA);

Termos e definições;

Aspectos ambientais em normas de produtos;

Futuras aplicações.

Estas normas, para além de serem aplicáveis à avaliação da organização (sistema de gestão ambiental, auditorias ambientais e avaliação de performance ambiental), podem também servir para avaliação do produto, (ciclo de vida do produto - LCA, rotulagem ecológica e aspectos ambientais em normas de produtos).

A adesão à ISO 14 000 implica que a empresa certificada deve estar envolvida na implementação, num sistema de gestão ambiental, que reduz a possibilidade de violação das regras de conduta definidas no seu plano de gestão estratégica ambiental.

Significa, ainda, que deve realizar um esforço de prevenção e redução de resíduos. Segundo os preceitos definidos na norma 14 001, os requisitos essenciais para o desenvolvimento e a implementação de um sistema de gestão ambiental podem ser certificados ou registados por uma entidade terceira através de uma auditoria onde sejam verificadas as especificações da norma.

Todo o sistema vai ser definido para além da norma 14 001, pelas normas ISO 1404, 1410, 1411, 1412 e 1413.

Este conjunto de normas, aplicáveis a qualquer sector industrial, não define especificações ambientais, pois estas dependem do sector industrial ao qual se vão aplicar. Contudo, permite alcançar objectivos de controlo do impacto das actividades, possibilitando ainda a demonstração de que tais objectivos foram alcançados (ISO, 1996a). A verificação do cumprimento dos objectivos tem de poder ser feita, quer interna, quer externamente, devendo ainda ter uma base científica.

Um dos objectivos da certificação ISO 14 000, é justamente o de permitir uma boa relação entre a opinião pública e a empresa, garantindo um elevado nível de segurança com custos razoáveis e reduzindo o número de incidentes, o que incrementa o clima de confiança do público.

Se a actividade de tratamento dos RIP for atribuída a uma empresa que venha a ser certificada pelo conjunto das normas ISO 9000 e 14 000, então o grau de confiança a depositar no sistema de tratamento será fortemente reforçado.

Uma actividade de fiscalização e acompanhamento externo aplicada a uma empresa devidamente certificada, como aquela para a qual está mandatada esta Comissão, poderá ser uma forma de garantir um baixo nível de risco no tratamento industrial de resíduos perigosos. A Comissão fará um conjunto de recomendações e definirá um sistema de monitorização, que de forma independente permita a verificação do cumprimento das normas ambientais específicas, de maneira a poder garantir que não é posta em perigo a saúde pública.

7 - Escolha do método de queima de resíduos industriais perigosos mais apropriado

7.1 - Limitações de tempo e dados

O Decreto-Lei n.º 120/99 comete à CCI a tarefa de se pronunciar sobre a autorização provisória para início dos testes de queima de resíduos industriais perigosos (RIP) em unidades cimenteiras e, seguidamente, pronunciar-se sobre uma autorização definitiva. A Lei n.º 20/99 confere a esta Comissão um âmbito mais vasto a respeito do tratamento de RIP, incluindo o seu impacte na saúde pública e no ambiente. Dado que, por força dos diplomas referidos, se encontra suspensa a aplicação dos prazos estabelecidos para o licenciamento e a autorização do Decreto-Lei n.º 273/98, de 3 de Setembro, sobre as operações de co-incineração de RIP em unidades cimenteiras, a CCI deu prioridade à abordagem da gestão de RIP por procedimentos de queima, mas enquadrando-os numa perspectiva mais integrada e global da gestão de resíduos industriais perigosos.

A premência do problema, a necessidade de abordagens integradas para o controlo da poluição gerada pelos diferentes procedimentos da gestão de resíduos, a complexidade da tarefa para se encontrar a melhor opção para a gestão da enorme variedade de RIP existentes no País (mais de 300 códigos constam do Catálogo Europeu de Resíduos), a carência de meios disponíveis para encetar análises de ciclo de vida, LCA, e de peritos nacionais com vasta experiência neste campo, a morosidade que as análises LCA implicam para terem o pormenor adequado à tomada de decisões, aliada a dificuldades de recolha de dados credíveis para a quantidade e a natureza dos RIP e à necessidade de visitas a unidades de gestão de resíduos perigosos a nível europeu, levou a CCI a tomar uma atitude pragmática a respeito deste relatório, para não exceder um prazo de seis meses após a tomada de posse.

A CCI, no seu relatório, dá parecer sobre a questão da queima de RIP. Como foi referido no capítulo 3, em contraste com outras técnicas de gestão de resíduos, as técnicas de destruição pelo calor têm a vantagem de ser muito menos dependentes da especificidade dos produtos a tratar, desde que se garanta uma determinada temperatura mínima e um dado tempo de permanência nessa condição térmica. Isto é válido para resíduos de moléculas orgânicas, sendo a situação mais complexa a respeito dos metais pesados.

Os processos térmicos podem ocorrer por combustão na presença de oxigénio (os denominados processos de incineração) ou podem ocorrer por decomposição térmica na ausência ou com deficiência de oxigénio, a denominada pirólise. Igualmente são possíveis processos de combustão e pirólise por acção de radiações de infravermelho ou de microndas. As técnicas de queima e destruição pelo calor estão virtualmente restringidas ao processo de incineração dedicada ou de co-incineração. Outras técnicas, como a pirólise e a gaseificação, não evoluíram suficientemente de uma escala de instalação-piloto para uma escala industrial para merecerem confiança num contexto industrial e comercial e poderem ser consideradas tecnologias BAT. Uma unidade de pirólise para a queima de RIP começou a funcionar à escala industrial em Rochefort (França), no início do presente ano, mas somente para resíduos de um só tipo (mono-resíduos). Contudo, a respeito da pirólise permanece ainda um certo tipo de reservas no resto da Europa, quiçá fruto de incertezas industriais dos inícios da década de 90 (Gascoigne e Ogilvie, 1995, p. 111; Williams 1998, p. 375). Por maioria de razão, o mesmo é válido para tecnologias mais recentes como a do recurso à oxidação de resíduos por água em condições supercríticas, que se encontrava em desenvolvimento experimental nos inícios da década de 90 (Jain, 1993), mas cujos progressos são limitados devido aos graves problemas de corrosão que causa.

Verdadeiramente, restam somente como técnicas de relevância industrial no panorama europeu a valorização e a eliminação de resíduos em incineradoras dedicadas ou por co-incineração. As análises LCA que a este respeito existem a nível europeu permitem à Comissão emitir com segurança o seu parecer. As LCA têm alguma dependência geográfica que, no entender da Comissão, não é limitante para a conclusão que a este propósito se assume.

Acresce que, recorrendo a qualquer das estimativas efectuadas, e considerando que haverá proporcionalidade entre os resíduos industriais perigosos e os resíduos industriais não contabilizados nesses estudos, pode-se considerar que o problema da incineração ou co-incineração de resíduos industriais perigosos diz respeito a menos de 1% dos resíduos industriais. O tratamento na Suécia dos resíduos industriais perigosos por incineração representa 1,8% dos resíduos industriais. Neste país, dos resíduos industriais perigosos, 24% são incinerados. Estas relações, dentro das incertezas dos dados apresentados pelas diversas fontes indicadas no capítulo 2 que permitem apresentar uma estimativa aproximada para a produção de RIP em Portugal de cerca de 300000 t/ano, apontam para um quantitativo dos resíduos a queimar compreendido entre as 80000 t/ano (com a percentagem de 25% da Suécia) e as 40000 t/ano [recorrendo à média europeia ou à fracção indicada para queima pelo PESGRI 99 (12,5%)]. Os resíduos para os quais o tratamento térmico é imprescindível são muito especialmente os sólidos e lamas orgânicas provenientes de um conjunto diverso de actividades tais como: limpeza de reservatórios de refinarias de petróleos e de certas actividades de comércio e de serviços, lamas de tintas e resinas da fabricação de produtos metálicos, resíduos oleosos, asfaltos e resíduos de fabrico oriundos de actividades de química orgânica de base, lamas da produção de resinas e de fibras sintéticas e das indústrias de tintas, vernizes e lacas, pesticidas que ultrapassaram o prazo de validade e resíduos da mesma indústria, lubrificantes e emulsionantes e lamas da indústria de sabões e perfumaria, e resíduos de tintas e corantes da indústria de artes gráficas.

Os quantitativos de RIP a queimar revelam que o problema da co-incineração é apenas uma pequena parte da resolução dos destinos a dar aos resíduos industriais, que parece ascenderem a mais de 20 milhões de toneladas por ano (Diário da República, Decreto-Lei n.º 516/99, de 2 de Dezembro, PESGRI 99). Se a decisão quanto a menos de 1% depende desta Comissão, a verdade é que para muitos dos restantes resíduos industriais se continua a aguardar uma solução, que é igualmente premente.

7.2 - Procedimento recomendado para a queima de resíduos industriais perigosos

Para a queima de RIP a CCI recomenda o recurso ao processo de co-incineração em cimenteiras, com a queima a processar-se no queimador principal. Em princípio, os procedimentos de co-incineração podem ser realizados em fornos de unidades cimenteiras, centrais termoeléctricas, siderurgias, unidades vidreiras, fornos de cal, etc. Mas, de todos eles, são os das unidades cimenteiras que se encontram melhor adaptados para a queima de resíduos industriais. Os fornos das cimenteiras estão mais adaptados à destruição de resíduos devido às altas temperaturas do forno, quer no gás (2000ºC, máximo) quer na massa sólida/fundida (1450ºC), ao elevado tempo de residência (cerca de cinco segundos acima dos 1200ºC) a uma taxa de oxigénio que assegura uma combustão completa e à turbulência existente no forno conducente a uma boa mistura com o oxigénio e com a massa de matérias-primas que enche o forno. Estes quatro factores, conjugados entre si, asseguram a destruição total da matéria orgânica. No que concerne aos metais pesados, as condições do forno permitem reacções dos mesmos com a massa sólida que os levam a ficar quimicamente ligados à estrutura cristalina dos silicatos do cimento. Acresce que a matéria-prima de natureza alcalina actua como um verdadeiro lavador de poeiras sólidas que neutraliza os efluentes ácidos, pelo que as cimenteiras não têm significativos problemas de corrosão nas instalações.

Há cerca de 20 anos que a indústria cimenteira tem experiência industrial no domínio da co-incineração de resíduos. A grande evolução deu-se quando passaram de um processo de queima tout-court para um processo de preparação de um combustível secundário constituído por resíduos, posteriormente adicionados junto ao queimador. Esta evolução permitiu corrigir alguns erros iniciais, nomeadamente a respeito de emissão de dioxinas, furanos e outros hidrocarbonetos aromáticos. Presentemente algumas das cimenteiras europeias a operar a gestão de RIP por co-incineração alcançaram certificações ISO 14 000, o que dá garantias de uma prática ambientalmente correcta e da implementação de uma política de redução de resíduos.

A nível dos países desenvolvidos, são os fornos de unidades cimenteiras aqueles onde se verifica uma utilização mais correcta e generalizada para a co-incineração de resíduos industriais perigosos. Em França, os primeiros ensaios industriais para a queima de resíduos industriais em fornos de cimenteiras remontam a 1977 e, em 1998, a queima de RIP em 26 cimenteiras localizadas por todo esse país corresponde a um terço do total dos RIP aí produzidos. Em 12 dos 15 países da União Europeia, em dados de 1997, há unidades cimenteiras a queimarem resíduos por co-incineração; representam cerca de um terço de todas as cimenteiras existentes na União (Hjorth, 1997, pp. 70-73). Em Espanha igualmente já há uma cimenteira em Múrcia a co-incinerar RIP e está uma outra prevista em Jerez de La Frontera. Em Itália a queima de resíduos em fornos de cimenteiras está regulada por legislação a nível regional e local que autoriza a queima com processos de permissão muito simplificados, desde que a composição dos resíduos se enquadre em certas especificações que têm o acordo das administrações a nível local, mas geralmente tais procedimentos dizem respeito a resíduos banais; para queima de RIP, encontram-se autorizadas cimenteiras em Ravena (pertenceu ao grupo Ambiente), em Calusco d'Adda (grupo Italcimenti) e em Ternate (grupo Merone), mas esta última ainda não está a operar e nas outras as quantidades queimadas são relativamente baixas.

Em face do conjunto de factos expostos, a CCI recomenda a queima de RIP por co-incineração em Portugal em fornos de unidades cimenteiras. As melhores das unidades cimenteiras portuguesas são unidades que foram recentemente certificadas de acordo com as normas ISO (Outão ISO 9002 e ISO 14 001 e Souselas e Alhandra ISO 9002), possuem um controlo automático dos fornos com registo permanente de parâmetros de operação, têm um bom desempenho energético a nível europeu, e participaram nas novas definições BAT a nível europeu. Encontram-se, pois, em condições tecnológicas de rapidamente incorporarem os melhores procedimentos em curso a nível de cimenteiras europeias no processo de co-incineração no nosso país.

Os resíduos industriais perigosos devem ser queimados em fornos de cimento quando esta solução:

ii) Não se encontra em competição com modos mais ecológicos de exploração de recursos.

Dos estudos recentes anteriormente apresentados não ressalta evidência de que, do ponto de vista ambiental, a incineração dedicada seja mais vantajosa do que a co-incineração em cimenteiras, bem pelo contrário. As razões que levam a Comissão a optar pelo processo de co-incineração em detrimento da queima de resíduos numa incineradora dedicada já foram expostas em pormenor anteriormente. São agora resumidas em jeito de síntese final. As análises LCA, que comparam os impactes ambientais globais do processo de co-incineração de RIP em cimenteiras com os de incineradoras dedicadas na queima de diversos tipos de resíduos, favorecem a co-incineração (ver tabelas 4.6 e 4.7). A co-incineração em cimenteiras tem menores impactes directos pela maior poupança em combustíveis fósseis, na toxicidade humana dos poluentes produzidos e no aquecimento global (efeito de estufa); por exemplo, numa cimenteira que produza dois milhões de toneladas de clínquer por ano, a substituição de 30% do combustível por resíduos pré-tratados reduz o balanço emissivo do dióxido de carbono em cerca de 150000 t/ano, quando comparada com a utilização de uma incineradora dedicada a tratar resíduos, somando os seus efluentes aos da cimenteira (Degré, 1996). A queima em incineradora dedicada surge favorecida a respeito dos efeitos na destruição da camada de ozono estratoesférico, devido à maior produção de NO(índice x) nas cimenteiras, mas este efeito é inerente ao processo da produção do cimento e é independente da queima de resíduos. Merece destaque o facto de a co-incineração contribuir para um decréscimo no efeito de estufa, enquanto a queima em incineradora dedicada contribuiria significativamente para o seu aumento, o que mais agravaria a quota de Portugal para este efeito.

Com a legislação recentemente aprovada pelo Parlamento Europeu (ver capítulo 4, tabela 4.8), os limites de emissão de efluentes perigosos das cimenteiras a trabalharem como co-incineradoras são iguais aos das incineradoras dedicadas para a maioria dos produtos tóxicos (metais, dioxinas e furanos). As excepções são as partículas e o NO(índice x), para os quais os limites das incineradoras dedicadas são mais baixos, visto que estas emissões são inerentes ao processo de produção do cimento com a tecnologia actualmente disponível. Um dos argumentos dos adeptos da incineração dedicada em detrimento da co-incineração é o de que as cimenteiras beneficiariam de uma legislação mais permissiva que deixa a partir de agora de ter fundamento.

A queima de resíduos em cimenteiras leva a uma recuperação de energia superior à das alcançadas em incineradoras dedicadas. A favor da incineradora dedicada conta uma certa flexibilidade de localização, uma maior maleabilidade na aceitação de resíduos e uma possível maior eficiência na remoção de metais voláteis, graças a um maior número de processos de lavagem (por exemplo, com carvão activado) mais sofisticados.

A respeito dos resíduos gerados pela própria queima de RIP, as incineradoras dedicadas são fortemente desfavorecidas, porque produzem uma quantidade elevada de escórias tóxicas que têm de ser inertizadas e depositadas em aterros industriais, o que se não verifica nos processos de co-incineração em cimenteiras. Esta constitui a maior diferença entre os impactes externos globais dos dois processos. Mas os metais, apesar de não serem destruídos nos processos de queima, durante a co-incineração em fornos de cimento participam em reacções químicas que permitem a sua ligação na rede estrutural dos silicatos do clínquer. Não obstante, não se pode abusar do cimento como depósito exageradamente concentrado de metais pesados. Tendo em conta este facto, fixar-se-ão limites específicos para os metais pesados em RIP a serem admitidos para queima em cimenteiras. Assim, propomos a adopção da legislação francesa que, sob este aspecto, é mais rigorosa do que a legislação da União Europeia.

Como referimos, as LCA apresentam uma certa dependência geográfica e os estudos em que nos baseamos foram realizados noutros países europeus. Mas a dependência geográfica não invalida a conclusão final que favorece a co-incineração. No que concerne ao impacte externo global, a diferença entre as duas opções é tão elevada (cerca de 330 pontos; tabela 4.6) que não há possibilidade de qualquer inversão na solução; porém, como presentemente não existem aterros industriais em Portugal, a dependência geográfica ainda poderia desfavorecer mais a queima em incineradora dedicada devido ao impacte ambiental do transporte se houver exportação destes resíduos. Mas espera-se que a breve prazo esta situação seja corrigida, porque o nosso país necessita de um aterro para resíduos industriais perigosos e mesmo para resíduos banais, quando melhores soluções alternativas não existam.

As incineradoras dedicadas só se aproximam do desempenho da co-incineração para a queima de solventes, dado que neste caso não há produção de escórias na incineradora; mesmo assim, a LCA ainda favorece a co-incineração em unidades cimenteiras.

Há igualmente razões económicas com reflexos ambientais. A velocidade da evolução tecnológica nas condições de produção, de tratamento de resíduos, de controlo analítico e nas metodologias de gestão de resíduos estão a criar horizontes de previsibilidade muito curtos, da ordem dos cinco anos, que não permitem garantir a rentabilização de um investimento público elevado. Uma incineradora dedicada para RIP, optimizada para aproveitamento de energia e com uma capacidade de 100000 t/ano, como parece poder ser necessário em função dos dados referidos no capítulo 2, orçaria por 14-15 milhões de contos (Wiedmer, 1998, Degré, 1996), e surgiria num momento em que nos EUA e na Europa estão a ser suspensos alguns projectos deste tipo, quando há alternativas que não implicam investimentos com períodos de rentabilização tão altos como os das incineradoras dedicadas, que andam na ordem dos 20 anos. O panorama de implantação de incineradoras de resíduos urbanos poderá ser diferente, com as progressivas restrições impostas à colocação em aterro de resíduos de matérias orgânicas; a directiva europeia (COM 1999 31/CE, de 26 de Abril) prevê uma redução da deposição em aterro para níveis de 35% dos actuais no prazo de 15 anos.

Por força de imposições contratuais, sem as quais não seria possível construir a instalação de uma incineradora dedicada para RIP, esta opção poderia vir a constituir-se como um factor imobilista em relação a qualquer posterior oportunidade de implementação de soluções alternativas à incineração dedicada em nichos específicos do sector.

Sob o ponto de vista económico, há uma enorme redução de custos para a queima de RIP por co-incineração em cimenteiras, dado que os grandes investimentos já estão feitos, o que não se verifica com uma incineradora dedicada. A nível europeu, os preços para a queima de resíduos em cimenteiras são bastante inferiores aos das incineradoras dedicadas. Dado que os investimentos a realizar para queima de resíduos na co-incineração são baixos, a sua amortização ocorre num período muito inferior ao de uma incineradora dedicada. Por isso, a co-incineração oferece uma maior flexibilidade na gestão de resíduos industriais, o que se torna preferível sob o ponto de vista ambiental numa época de acentuadas mudanças e competitividade neste campo.

Acresce que há permissão de circulação no interior da União Europeia para reciclagem e valorização de resíduos. A existirem cimenteiras a operar em co-incineração em Espanha, e mesmo cimenteiras do Sul de França, podem competir em custos com uma incineradora dedicada portuguesa para certos tipos de resíduos industriais, naturalmente os de maior poder calorífico. Isto criaria uma enorme pressão nesta hipotética solução para se alcançar quantidades mínimas de resíduos numa operação economicamente viável. A exigência de estabilidade no forno da incineradora dedicada implica a preparação de uma forma de combustível a partir de RIP. Esta preparação tornar-se-ia mais difícil se, selectivamente, uma parte rica em poder calorífico fosse retirada aos RIP nacionais.

Sem dúvida que, a nível da gestão de resíduos, é desejável que a União Europeia venha a dispor de uma estratégia robusta, transparente, aceitável a nível da opinião pública, e que seja uma estratégia de longo termo, para que o sector privado possa planear os seus investimentos. Contudo, a complexidade do problema, a carência de um sólido conhecimento sobre os efeitos na saúde pública e no ambiente dos processos de reciclagem, de compostagem e de deposição em aterro, que estão menos sistematicamente estudados do que os processos de incineração, levam a um planeamento passo a passo e à produção de uma legislação ainda sem uma forte harmonização e consolidação (Câmara dos Lordes, 1999, pontos 80, 81, 87, 103, 110, 114). Tudo isto ainda mais realça a necessidade, no momento, de uma opção por situações de maior flexibilidade.

A solução da co-incineração em cimenteiras não é uma solução para todo o tipo de resíduos. Há um conjunto de resíduos que está excluído da co-incineração: resíduos radioactivos, asbestos, explosivos e, no que concerne a RIP, estão excluídos resíduos fortemente clorados e fortemente contaminados com mercúrio e outros metais pesados; aliás, o mesmo é válido para uma incineradora dedicada, todavia com uma gama um pouco menos restritiva. Para os casos específicos de RIP excluídos pelas unidades cimenteiras, poderá haver recurso a exportação para incineradoras especialmente adaptadas ou unidades de tratamento físico-químico para a gestão de resíduos específicos, com elevados teores de cloro, enxofre, mercúrio, ou, ainda, segundo um princípio de proximidade, a criação de soluções articuladas com a UE em regime de reciprocidade.

A nível de impacte ambiental local, com as restrições acima referidas em termos de resíduos, um processo de co-incineração operado em condições BAT, com boas práticas de gestão e com as restrições para RIP que a seguir se apresentará, não oferece riscos superiores a riscos naturais de baixa probabilidade ou a riscos considerados aceitáveis pela opinião pública. A respeito de poluentes cancerígenos, o risco é considerado inferior ao de morte por fulminação por relâmpago em trovoadas (Eduljee, 1994, pp. 91-92). O risco associado ao limite máximo legal de 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3) para a emissão de dioxinas/furanos por uma cimenteira a queimar RIP durante um ano é inferior ao do funcionamento anual de 513 fogões de sala queimando tipicamente 4 t/ano ou à emissão de dioxinas/furanos de 13 crematórios (DEPA, 1997, anexo II); note-se que, destas estimativas, menos de um terço corresponde efectivamente à queima de resíduos (<170 fogões de sala; <4 crematórios). De facto, os resíduos pré-tratados só substituirão o combustível normal numa fracção que não ultrapassará normalmente os 25% (v. anexo II para tais estimativas). A este propósito convém ainda referir que a média de emissões de cimenteiras com co-incineração na Europa se situa cinco vezes abaixo do limite superior, o que mais reduz aqueles valores: <35 fogões de sala e <1 crematório. Atente-se que os dados da figura 2.1 revelam que o contributo da queima de RIP para a emissão global de dioxinas/furanos em Portugal é tão-somente de 0,15%. Este é muitíssimo inferior a um risco assumido como natural, que é, por exemplo, o dos incêndios florestais e o da combustão de lenha nas nossas residências, que representam, respectivamente, 7,8% e 46% do total das emissões de dioxinas/furanos em Portugal.

O risco de lixiviação em cimentos produzidos com controlo de metais pesados em co-incineração é idêntico aos do cimento produzido sem co-incineração e ao de rochas naturais, e respeitam os limites da água potável (Federal Register, 1995).

7.3 - Localização de unidades de co-incineração

Quatro unidades cimenteiras portuguesas (Souselas, Maceira, Alhandra, Outão) têm, em princípio, condições para proceder à queima de resíduos por co-incineração. A CCI visitou estas quatro unidades e verificou que a cimenteira de Maceira tem tido um pior controlo de emissão de efluentes devido ao seu sistema de despoeiramento por ciclones que dispõem de uma baixa eficiência de recolha para partículas de diâmetros inferiores a 5(mi)m-10(mi)m, sistema que está em substituição.

A unidade de Maceira queima pneus inteiros há vários anos. Este procedimento causa alguma instabilidade no processo de queima. Por isso, a queima de RIP associada à dos pneus inteiros poderia criar condições de queima que não seriam as melhores. Isto, contudo, não significa que queimar pneus e resíduos industriais perigosos seja um procedimento menos seguro. Visitámos uma unidade cimenteira em Couvrot (França) que fazia os dois tipos de queima, com pneus estraçalhados e triturados em pequenos pedaços. Esta cimenteira está certificada ambientalmente desde Julho de 1999 de acordo com as normas ISO 14 001, o que significa que mesmo nestas condições a empresa se deve encontrar a implementar uma adequada gestão ambiental e a realizar um esforço de prevenção e de redução de resíduos. Mas a existência em Maceira de duas entradas para queima dificulta uma verificação para se reconhecer se o sistema está a trabalhar nas melhores condições para a queima de RIP, dada a instabilidade causada pela queima de um pneu inteiro com a consequente deficiência temporária de oxigénio e o aparecimento de picos de TOC. Dado o historial da reacção das populações ao impacte ambiental da cimenteira de Maceira na região circunvizinha, uma tal situação poderia criar menos confiança nas populações pelo receio de que os resíduos perigosos poderiam não ser queimados nas melhores condições.

Numa apreciação um pouco subjectiva, fruto da observação do ambiente fabril durante a visita, a Comissão adquiriu uma perspectiva global que parece indiciar ter esta unidade, talvez devido a menores investimentos em passado próximo, um desempenho tecnológico que não está ao nível das suas outras congéneres nacionais. Viemos a verificar, posteriormente, que a unidade de Maceira não se encontra certificada de acordo com as normas ISO 9000, garantes de uma forma de trabalho escrupuloso e de qualidade. Por todo este conjunto de razões, a CCI não recomenda a queima de resíduos industriais perigosos na cimenteira de Maceira.

Há pois que considerar o alargamento do universo das unidades cimenteiras que foram escolhidas para co-incineração e que constam do processo de avaliação do impacte ambiental. Aliás, um tal alargamento passará a envolver uma unidade da região onde se produz o maior volume de resíduos industriais, o que trará a vantagem de reduzir o impacte ambiental do transporte dos resíduos. O alargamento deve contemplar a unidade cimenteira com melhor desempenho ambiental e energético, porque oferece garantias acrescidas de práticas de boa gestão de operação. Deste alargamento não deve estar excluída a unidade de Outão, apesar de se encontrar situada no Parque Natural da Serra da Arrábida, porque a co-incineração de RIP não implica um acrescido impacte ambiental em relação à produção normal de cimento, com as apropriadas restrições na composição química dos RIP a queimar.

Tem sido ponto de controvérsia se os critérios de qualidade ambiental (saúde humana) devem ser mais ou menos restritos, que os critérios destinados a proteger os ecossistemas naturais. Um estudo recente da AEA Technology (AEA, 1999, pp. 15-28) sobre ecotoxicidade não presta apoio a nenhum dos pontos de vista, isto é, é neutro em relação às duas alternativas. Sendo assim, tomamos como perspectiva mais correcta a de considerarmos em igualdade os critérios para a qualidade ambiental e para a qualidade dos ecossistemas. Se, perante todos estes factos, a CCI viesse a contemplar a exclusão desta unidade cimenteira, estaria a fazer prevalecer um factor extra de segurança ecológica sem o equivalente em segurança ambiental (saúde humana). Assim, estar-se-ia a dar eco a preocupações de opinião pública que «as plantas e os animais valem mais do que as pessoas?» (Porto, 1999).

O desempenho energético das unidades de Alhandra e Outão é comparável, se bem que um pouco melhor para esta última. A cimenteira de Outão tem um desempenho ambiental para efluentes gasosos melhor do que o de Alhandra (ERGO, 1997). A unidade de Outão tem certificação de um sistema de qualidade industrial (ISO 9002) e certificação ambiental (ISO 14 002). O que presta mais garantias de uma gestão ambientalmente correcta. Perante estas ilações e porque o critério da Comissão tem sido sempre o de procurar apresentar a melhor opção de índole ambiental, não pode deixar de recomendar o alargamento a Outão para a queima de RIP.

7.4 - Lista de resíduos industriais perigosos