Avaliação da aplicação de métodos de atribuição de impactos para reciclagem em sistemas de produção animal/vegetal

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Avaliação da aplicação de métodos de atribuição de impactos para reciclagem em sistemas de produção animal/vegetal Souza Junior, H. R. A.1,2; Cherubini, E.1,3; Zanghelini, G. M.1,3; Alvarenga, R. A. F.1,2,3; Soares, S. R.1 1

Grupo de Pesquisa em Avalicação de Ciclo de Vida (CICLOG) – Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental (PPGEA) – Universidade Federal de Santa Catarina (UFSC), Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental. Universidade Federal de Santa Catarina. Centro Tecnológico – Campus Universitário, Trindade, Caixa Postal 476, CEP 88040-970, Florianópolis, Brasil. 2

Departametno de Engenharia Ambiental, Universidade do Estado de Santa Catarina, Centro de Ciências Agroveterinárias. Av. Luiz de Camões, 2090, Conta Dinheiro, CEP 88520-000, Lages, Brasil. 3

EnCiclo Soluções Sustentáveis. Avenida das Águias, 231, Ed. INAITEC Pedra Branca, sala 110, Cidade Criativa Pedra Branca, CEP 88137-280, Palhoça/SC (Grande Florianópolis), Brasil.

Em processos de reciclagem em circuito aberto é comum surgir problemas de atribuição de impactos, i.e., quando o material de um sistema de produto é reciclado em outro. A discussão metodológica esta na escolha da abordagem de atribuição dos encargos ambientais destas atividades, entre os produtos em cascata. Este trabalho teve como objetivo avaliar alguns dos procedimentos utilizados na atribuição de impactos em processos de reciclagem em circuito aberto, aplicando em um estudo de caso para avaliar a sensibilidade dos resultados finais dos impactos ambientais no sistema reciclador (e.g. produção de grãos). O trabalho foi desenvolvido tendo como base uma ACV comparativa da produção de milho no Brasil com o uso de fertilizante químico versus a produção de milho produzido com uso de fertilizante orgânico (dejetos de suínos) utilizando três procedimentos de contabilização de impactos (método de corte, método 50/50 e método de substituição). O método de substituição além de subsidiar o resultado de menor impacto ambiental para a categoria de impacto escolhida, ainda parece ser o mais representativo da realidade quando se trata de sistemas de produto animal/vegetal. A principal conclusão deste estudo é que se faz necessário ficar atento quanto à seleção do método de atribuição de impacto quando se trabalha com ACVs que envolvam processos de reciclagem, principalmente quando o objetivo for o de comparar produtos, devido à grande sensibilidade que esta escolha metodológica implica aos resultados. Palavras-chave: ACV, reciclagem, ciclo aberto, alocação, atribuição de impactos.

1. Introdução As definições de escopo e procedimentos de atribuição de impactos são decisões que possuem uma grande influência na coleta e análise de inventários de ciclos de vida de diferentes sistemas de produtos interligados. Deste modo, são levantadas várias questões sobre os limites do sistema para um estudo de ACV em relação ao sistema subsequente. Um problema em particular está relacionado com a reciclagem em ciclo aberto, i.e. um sistema de produto pode, além de fornecer sua função principal, fornecer matéria-prima secundária para outro sistema de produto. Portanto, para que a avaliação ambiental seja ‘justa’ é necessária a aplicação de procedimentos que permitam atribuir as cargas ambientais de processos compartilhados aos produtos entregues (BAUMANN & TILLMAN, 2004). Existem duas abordagens para lidar com os problemas de

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atribuição de impactos: a expansão do sistema e os métodos de particionamento (FINNVEDEN et al., 2009). A expansão do sistema pode ser realizada por meio da inclusão das funções adicionais relacionadas aos co-produtos e pelo conceito de cargas evitadas ou método de substituição (ABNT, 2009b; HEIJUNGS & GUINÉE, 2007). Enquanto os métodos de particionamento, também denominados de alocação (nomenclatura adota pela ISO 14040, ver ABNT, 2009a), podem ser realizados por meio de diferentes procedimentos: massa, volume, valor econômico, biológico, energia e exergia, etc. (CURRAN, 2007). No entanto, a norma não define obrigatoriamente qual abordagem de atribuição de impactos deve ser usado em um estudo de ACV, embora sugira que a alocação ‘sempre que possível’ seja evitada (ABNT, 2009b). Em processos de reciclagem em circuito aberto é comum surgir problemas de atribuição de impactos, i.e., quando o material de um sistema de produto é utilizado em outro. Neste caso, o resíduo do primeiro sistema, passa a desempenhar uma função e “duplica” as funções do sistema produtor, uma vez que, o material reciclado serve de matéria-prima para outro sistema de produto. O problema metodológico está em escolher a abordagem de atribuição dos encargos ambientais destas atividades, entre os produtos em cascata (EKVALL & TILLMAN, 1997). Diante do exposto, este artigo teve como objetivo avaliar alguns dos procedimentos utilizados pelas abordagens de atribuição de impactos em processos de reciclagem de resíduos, aplicando em um estudo de caso para avaliar criticamente a sensibilidade dos resultados finais ao relacionar os impactos ambientais de um sistema produtor (e.g. produção de suínos) com os impactos ambientais do sistema reciclador (e.g. produção de grãos). Ou seja, definir quanto dos impactos causados por V1 e R1 devem ser atribuídos aos sistemas de produto P1 e P2, conforme a ilustração na Figura 1.

Figura 1 - Encargos ambientais (V1, R1) que devem ser divididos entre os sistemas de produto (P1, P2).

2. Metodologia O trabalho foi desenvolvido tendo como base uma ACV comparativa da produção de milho no Brasil com uso de fertilizante orgânico utilizando três procedimentos de contabilização dos impactos da matéria-prima reciclada (Figura 2), sendo que um cenário de fertilizante químico (FQ) e um cenário de fertilizante orgânico sem alocação (FO-SEM) foram utilizados como referencial de comparação para a análise de sensibilidade dos cenários com métodos de atribuição de impactos. 2.1 Avaliação do ciclo de vida Definiu-se como unidade funcional (UF) 1 kg de milho colhido. As fronteiras iniciais dos sistemas variaram de acordo com o procedimento de atribuição de impactos utilizado, embora todos tiveram como limite final o milho colhido pronto para a entrega. A produção do milho com fertilizante químico contabilizou desde as matérias-primas de sua produção (uréia,

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superfosfato triplo e cloreto de potássio). Para a produção do milho com fertilizante orgânico as fronteiras se iniciaram: (i) para o método de substituição (FO-SUBS) e o método 50/50 (FO-50) foram considerados desde a produção dos grãos usados na produção de suínos (sistema produtor), criação animal na qual são originados os dejetos, manejo dos dejetos em esterqueiras e sua posterior aplicação na cultura de milho (sistema reciclador); (ii) para o método de corte (FO-CORTE) foram considerados desde o manejo dos dejetos em esterqueiras até sua aplicação no solo; (iii) para o método que considera que os dejetos não devem carregar encargos ambientais da sua produção (FO-SEM) a fronteira começa com sua aplicação no solo. A variação da fronteira do sistema para o método de corte ocorre, pois considera que o resíduo utilizado em um sistema reciclador deve ser livre das cargas ambientais do sistema produtor (i.e. produção de suínos), atribuindo somente os impactos da etapa de reciclagem deste resíduo para o sistema reciclador (i.e. produção de milho). Os dados das quantidades de insumos utilizados para a produção de milho foram de acordo com Alvarenga et al. (2012) e Prudêncio da Silva (2011), enquanto que para a produção de suínos foram considerados os dados de Cherubini et al. (submetido). A avaliação dos impactos do ciclo de vida (AICV) foi de acordo com o método do IPCC (2007) com horizonte de tempo de 100 anos. O software utilizado para a modelagem dos procedimentos foi o SimaPro, versão 8.0.2. 2.2 Procedimentos de atribuição de impactos Na expansão do sistema pelo método de substituição, define-se qual produto da tecnosfera tem o potencial de não ser produzido pelo uso do material reciclado como matéria-prima secundária, i.e., o dejeto substitui o uso de fertilizante químico. Deste modo, os impactos ambientais da produção de fertilizante químico, substituído pelo uso do dejeto como fertilizante orgânico é considerado como um impacto positivo ou ‘evitado’ na avaliação ambiental da produção de suínos. Analisando a Figura 2 - a, tem-se que tanto as cargas ambientais de V1 e R1 são atribuídos à P1, subtraindo os impactos ambientais evitados pela não produção de fertilizante químico.

Figura 2 - Atribuição de impactos: a) Impacto evitado, b) Método de Corte e c) Método 50/50.

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Com relação à alocação pelo método de corte, segundo Nicholson et al. (2009), cada produto é responsável pelo impacto causado diretamente pelo seu processo produtivo, ficando assim, V1 atribuído à P1 e R1 atribuído à P2 (Figura 2 - b). Por fim, no método 50/50 os impactos dos processos em comum são divididos de forma igual entre os processos individuais (NICHOLSON et al., 2009). Assim, os encargos ambientais de V1 e R1 são distribuídos igualmente entre P1 e P2 (Figura 2 - c).

3. Resultados e Discussão Os resultados demonstraram que o cenário de produção de milho com o uso de fertilizante químico é o mais favorável quando se pretende diminuir os impactos das mudanças climáticas. A exceção foi o cenário FO-SEM que não considera os impactos da produção do fertilizante como pode ser observado na Figura 3.

Figura 3 - Impacto potencial da produção de milho pelos diferentes métodos de atribuição de impactos.

O potencial de mudanças climáticas do cenário FQ é de 0,415 kg CO2eq. por UF. O cenário FOSEM, por considerar os dejetos como resíduo de outro processo e não como produto faz com que o fertilizante chegue ao sistema de cultivo livre de impacto, esse ‘impacto zero’ acaba tornando o milho com fertilizante orgânico preferível em detrimento do cultivo com fertilizante químico, reduzindo as emissões em quase 30% (0,285 kg CO2 eq.) se comparado ao FQ. No entanto, pode-se argumentar que a comparação entre o cenário FQ e o FO-SEM pode não ser justa, uma vez que o dejeto, quando usado como fertilizante orgânico possui um valor de mercado e, portanto deve possuir parte dos encargos ambientais de sua produção atribuídos para este produto. Analisando os cenários atribuindo-se parte dos impactos da produção de suínos para os dejetos, observou-se que os resultados foram superiores ao cenário FQ: 0,449 kg CO2eq., 0,778 kg CO2eq. e 2,286 kg CO2eq. para FO-SUBS, FO-CORTE e FO-50 respectivamente. Quando utilizado o método de corte a produção de carne fica isenta dos impactos gerados pelo tratamento dos dejetos na esterqueira, enquanto a produção de milho não carrega para o seu sistema os impactos gerados pela produção de suínos. Desta forma, ainda que seja comumente

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utilizado em diversos estudos de ACV (HUANG et al., 2013; SANDIN et al., 2014; SHEN et al., 2010; WERNER et al, 2007), devido sua fácil aplicação e o não requerimento de dados externos (SHEN et al., 2010), este método não parece ser representativo dos sistemas de produto relacionados ao agronegócio. O uso do método 50/50, como esperado, foi o que apresentou as maiores emissões de CO2eq. Neste método, pressupõe-se que ambos produtos, i.e. carne e fertilizante orgânico, devem compartilhar da carga ambiental do ciclo de vida da produção de suínos. Embora bastante difundido (PEGORETTI et al., 2014; GOELLNER & SPARROW, 2014; MARTIN et al. 2013; WERNER et al., 2007), a diferença exagerada, entre os resultados deste método em comparação aos demais, leva ao questionamento se é válido distribuir de forma igual os impactos entre o sistema produtor e seu sistema reciclador, uma vez que, o fertilizante orgânico só existe devido à demanda gerada pelo sistema produtor. Assim, pode-se argumentar que o método 50/50 é também contestável quanto a sua representatividade para a realidade em questão. De modo geral, estudos de produção animal, quando deparados com o problema da atribuição de impactos entre os sistemas carne e fertilizante orgânico utilizam o método de substituição (NGUYEN et al., 2011; PRUDÊNCIO DA SILVA et al., 2014). De acordo, com Shen et al. (2010), a expansão do sistema representa uma melhor perspectiva do sistema ‘ciclo de vida’, pois considera os benefícios da não extração de determinadas matérias-primas. Portanto, o método de substituição além de subsidiar o resultado de menor impacto ambiental para a categoria de impacto escolhida, ainda parece ser o mais representativo da realidade quando se trata de sistemas de produto animal/vegetal.

4. Conclusões Conforme exposto anteriormente, a alocação dos encargos ambientais de processos em comum entre sistemas de produto que envolvem reciclagem é um ponto que insere grande incerteza para estudos de ACV. Neste estudo esse fato fica claro, quando se apresentam quatro valores distintos de emissão de CO2eq., para o mesmo produto e categoria de impacto analisados. Essa gama de variações faz refletir sobre qual método representa melhor a realidade, ou seja, qual método é mais justo com os sistemas produtores e sistemas recicladores. No entanto, os resultados deste estudo precisam ser interpretados com cautela, pois, caso fossem avaliadas outras categorias (e.g. depleção abiótica) o desempenho ambiental da produção de milho com o uso de fertilizante orgânico poderia sofrer variações quando utilizado o método de substituição. É importante ressaltar que os resultados aqui obtidos não devem ser utilizados como referenciais para os sistemas em estudo (produção de suínos/produção de grãos), uma vez que o estudo de caso foi utilizado somente como modelo para exploração da sensibilidade da aplicação de diferentes métodos de atribuição de impactos. Também se deve ter consciência de que, por mais que o método de substituição tenha apresentado o menor impacto ambiental entre os três procedimentos, e nas formas como o estudo foi conduzido, este método não pode ser chamado de melhor (ou mais justo), uma vez que as considerações feitas acerca deste tipo de estudos são bastante subjetivas.

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Por fim, entende-se que a principal conclusão deste estudo é a importância de se compreender que a escolha do procedimento de atribuição pode implicar grande variação dos resultados, de modo que a mesma deve ser detalhadamente descrita e quando em estudos comparativos, que sejam semelhantes.

Referências ABNT. NBR ISO 14040: Gestão ambiental – Avaliação do ciclo de vida – Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, versão digital, 2009a. 28 p; ABNT. NBR ISO 14044: Gestão Ambiental – Avaliação do ciclo de vida – Requisitos e Orientações. Rio de Janeiro, versão digital, 2009b. 46 p. ALVARENGA, R. A. F ; SILVA JUNIOR, V. P. ; SOARES, S. R. 2012. Comparison of the Ecological Footprint and A Life Cycle Impact Assessment Method For A Case Study On Brazilian Broiler Feed Production Reference. Journal of Cleaner Production, v. 28, p. 25-32, 2012. Disponível em: BAUMANN, H.; TILLMAN, A. M. The Hitch Hiker’s guide to LCA: an orientation in life cycle assessment methodology and application. Lund: Studentliteratur. 2004. CURRAN, M.A. Studying the effect on system preference by varying coproduct allocation in creating life-cycle inventory. Environmental Science & Technology, v.41, p. 7145–51, 2007. EKVALL, T.; TILLMAN, A. M. Open-loop Recycling: Criteria for allocation Procedures. International Journal of Life Cycle Assessment, v.2, nº.3, p.155-162, 1997. FINNVEDEN, G.; HAUSCHILD, M.Z.; EKVALL, T.; GUINÉE, J.; HEIJUNGS, R.; HELLWEG, S.; KOEHLER, A.; PENNINGTON, D.; SUH, S. Recent developments in life cyle assessment. Journal of Environmental Management, v.91, p. 1-21, 2009. GOELLNER, Kai N.; SPARROW, Eph. An environmental impact comparison of single-use and reusable thermally controlled shipping containers. International Journal Of Lca. p. 611-619. 2014. HEIJUNGS, R.; GUINÉE, J. B. 2007. Allocation and ‘what-if’ scenarios in life cycle assessment of waste management systems. Waste Management, v.27, n.8, p. 997–1005. HUANG, Yue et al. Sensitivity analysis of methodological choices in road pavement LCA. International Journal Of LCA. p. 93-101. 2013. MARTIN, Michel et al. Who gets the benefits? An approach for assessing the environmental performance of industrial symbiosis. Journal Of Cleaner Production. p. 1-9. 2013. NICHOLSON, A.L. et al. “End-of-life LCA allocation methods: Open loop recycling impacts on robustness of material selectiondecisions.” Sustainable Systems and Technology, 2009. PEGORETTI, Thais dos Santos et al. Use of recycled natural fibres in industrial products:: A comparative LCA case study on acoustic components in the Brazilian automotive sector. Resources, Conservation And Recycling. p. 1-14. 2014. PRUDÊNCIO DA SILVA JR, V. Effects of intensity and scale of production on environmental impacts of poultry meat production chains- LCA of french and brazilian poultry production scenarios. Tese (Doutorado) – Universidade Federal de Santa Catarina, Programa de Pós Graduação em Engenharia Ambiental, Florianópolis, 2011. SANDIN, Gustav et al. Life cycle assessment of construction materials: the influence of assumptions in end-of-life modelling. International Journal Of LCA. p. 723-731. 2014. WERNER, Frank et al. Post-Consumer Waste Wood in Attributive Product LCA: Context specific evaluation of allocation procedures in a functionalistic conception of LCA. Ecomed Publishers: International Journal of LCA. p. 160-172. 2007.