Estoques de carbono no solo e na biomassa para o cálculo das emissões de CO2 decorrentes da mudança de uso da terra na fase de ICV

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Associação Brasileira de Ciclo de Vida

ANAIS III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços

Organizadores:

Mauro Antonio da Silva Sá Ravagnani Amélia Masae Morita

03 a 06 de Setembro de 2012 Maringá - Paraná

ISBN xxxx

II

III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços "Novos desafios para um planeta sustentável" 03 a 06 de setembro de 2012 - Maringá - PR - Brasil

Comissão Organizadora Presidente da Associação brasileira de Ciclo de vida Gil Anderi da Silva Coordenador do evento Prof. Dr. Mauro Antonio da Silva Sá Ravagnani Comissão Científca Amélia Massae Moritazz Cláudia Cirineo Ferreira Monteiro Elaine Regina Brito Maia Elenice Tavares Abreu Laura Rodrigues Maria Celenei de Oliveira Mirian Carla Ambrósio Ugri Sueleni M. Batista Comissão Organizadora Aldo Ometto Amélia Massae Morita Armando Caldeira Pires Arnaldo Cardim de Carvalho Filho Asher Kiperstok Cassia Maria Lie Ugaya Electo Eduardo Silva Lora Fausto Freire Gil Anderi da Silva Jorge Soto José Adolfo de Almeida Neto Laércio Kutianski Romeiro Leandro Andrade Pegoraro Leda Coltro Luis César Stano Marília Folegatti Montserrat Motas Carbonell Sebastião Roberto Soares Sueli Aparecida de Oliveira Tiago Barreto Rocha

Dados Internacionais de Catalogação-na-publicação (CIP) C749

a a

a

Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços (3. : 2012 : Maringá - Pr) Anais do III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços : Maringá, 03 a 06 de setembro de 2012 / Organizadores: Mauro Antonio da Silva Sá Ravagnani e Amélia Masae Morita. – Maringá : ABCV; UEM, 2012. 464 p. : il. Col., figs., tabs., mapas a ISBN: 978-85-88020-78-8 a 1. Ciclo de Vida de produtos. 2. Gestão Ambiental. 3. Rotulagem ambiental. 4. Energias alternativas. 5. Agroindústria. 6. Florestas. 7. Biocombustíveis. I. Ravagnani, Mauro Antonio da Silva Sá, Org. II. Morita, Amélia Masae, Org. II. Título. CDD 21. Ed.: 628 Carmen Torresan / CRB9 – n.629

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III

Apresentação do Congresso O III CBGCV – III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços é uma reunião técnico-científica que se caracteriza como um evento de abrangência nacional, cuja finalidade é reunir pesquisadores e profissionais ligados a universidades, institutos de pesquisa, órgãos governamentais e não governamentais e empresas interessadas no tema. A realização do evento, de forma regular, nos anos de 2008 e 2010 possibilitou o intercâmbio de informações e o debate entre especialistas, permitindo o estabelecimento de uma consciência nacional dos vários projetos em andamento, das prioridades e expectativas na área. Por este motivo, o IIICBGCV enfatiza a discussão de temas de grande importância atual na área, tais como: Gestão Ambiental, Rotulagem Ambiental, AICV (Avaliação de Inventário de Ciclo de Vida), Design for Sustainability, Aplicações (Estudos de Caso, Metodologia), Avaliação de Impacto, Energias Alternativas, Agroindústria e Florestas, Biocombustíveis, Pegada de Carbono e Pegada Hídrica. O evento foi realizado no Hotel Deville de Maringá, e o sítio eletrônico de evento é www. ctc.uem.br/iiicbgcv. No evento foram proferidas uma conferência de abertura, duas palestras e foram realizadas cinco mesas redondas, com a participação de conferencistas renomados nacional e internacionalmente. Por este meio de divulgação apresentamos os 77 artigos completos, inscritos e selecionados pelo Comitê Científico o qual, após rigorosa análise, considerou que estivessem aptos a serem publicados no livro dos anais do evento. Os trabalhos foram apresentados na forma oral e de pôster.

Mauro Antonio da Silva Sá Ravagnani e Amélia Masae Morita Organizadores

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Adaptação de inventários de ciclo de vida da cadeia produtiva do etanol de cana-de-açúcar no Brasil............................................................................................................................01 M. F. Chagas, O. Cavalett, C. R. U. da Silva, J. E. A. Seabra e A. Bonomi Análise comparativa de duas alternativas de reaproveitamento de óleo vegetal usado para o bairro de Copa cabana, Rio de Janeiro.........................................................................07 D. P. Souza, F. M. Mendonça e R. A. B. Valle Análise comparativa de inventários de nanocristais de celulose obtidos a partir de diferentes biomassas vegetais..................................................................................................13 A. C. C. S. Braid, A. C. Cavalcante, E. M. Teixeira, M. F. Rosa e M. C, B. Figueirêdo Avaliação comparativa dos impactos ambientais gerados na fiação de fibras acrílicas e algodão..................................................................................................................................18 T. L. Silva, P. P. Barbosa, D. Padilha e G. de Angelis Neto Análise crítica da aplicação da avaliação do ciclo de vida no contexto de remediação de áreas contaminadas..........................................................................................................24 A.C. L. Cunha, R. H. Arduin, M. S. Ruiz e C. E. Teixeira Análise de dados de relatórios ambientais para ICVs: estudo do relatório de qualidade do ar da CETESB............................................................................................................................ 30 L. Klemann e C. M. L. Ugaya Análisis de ciclo de vida de las energías renovables en el sector rural Peruano............... 36 K. Matos, I. Q. Trinidad e Silvia Roldán Aplicação da ACV na análise dos impactos ambientais na produção de algodão em pluma.................................................................................................................................................41 A. M. Morita, E. R. B. Maia e M. A. S. S. Ravagnani Aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) na Embraer: estabelecendo um roadmap para a aplicação do Design for Environment (DfE)................47 D. C. A. Pigosso, C. M. Grandi e E H. Rozenfeld Avaliação comparativa de veículos elétricos e convencionais incorporando variabilidade: emissões de GEE e custos de ciclo de vida.............................................................. 63 P. Marques e F. Freire Avaliação da categoria de impacto uso do solo................................................................................... 59 M. C. Marroquín e G. A. da Silva Balanço energético e de gases efeito estufa da produção de energia a partir da biomassa de microalgas da espécie Nannochloropsis sp...............................................................65 D. L. Medeiros, H. Maranduba, A. Kiperstok, J. A. Almeida, E. A. Sales e O. Jorquera Avaliação da sustentabilidade do ciclo de vida (ASCV): uma abordagem da iniciativa do ciclo de vida da UNEP/SETAC visando a avaliação da sustentabilidade de produtos.........................................................................................................................71 S. Valdivia e C. M. L. Ugaya

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Avaliação de cenários e impactos visando a ampliação do sistema de coleta seletiva municipal baseado em cooperativas......................................................................... 77 V. A. Mantovani, S. D. Mancini, B. F. Gianelli, T. R. Barros, F. S. Agostini e J. L. Ferraz Avaliação de custos de ciclo de vida ao longo da cadeia produtiva do etanol de cana-de-açúcar no Brasil...........................................................................................................................84 F. S. V. Vilela, Sandra M. de Luz, A. C. Pires Avaliação de desempenho ambiental de produto a base de poliestireno obtido segundo as condições brasileiras de processamento...................................................... 90 L.C.A. Mesquita, R.S. Viñas, L. Kulay e A. G. Silva Avaliação de impacto do ciclo de vida: efeitos do MP e CO na saúde da população de Campinas................................................................................................................................... 96 Y. S. Tadano, R. A. Mazza e E. Tomaz Avaliação do ciclo de vida da produção experimental de grãos de pinhão-manso no semiárido brasileiro....................................................................................................102 A. C. G. Donke, M. I. S. Folegatti-Matsuura, M. A. Drumond, J. B. Anjos, P. P. B. Ferreira, G. A. Silva e L. A. Kulay Avaliação do ciclo de vida do agregado reciclado e do agregado natural para uso em estaca de compactação.................................................................................................................107 A. B. Farias, S. A. C. Pinho e A. C. Carvalho Filho Avaliação do ciclo de vida simplificada de embalagem para cosméticos..............................112 S. Bellinassi e T. B. Rocha Avaliação do ciclo de vida: oportunidade para inovação................................................................118 W.L. Mikos e C. M. L. Ugaya Avaliação dos impactos ambientais na produção de fios de algodão utilizando a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV)................................................................................................................123 A. M. Morita, E. R. B. Maia e M. A. S. S. Ravagnani Biodiesel de soja: gases com efeito de estufa e a relevância da alteração de uso dos solos..................................................................................................................................................128 É. G. Castanheira e F. Freire Caracterização dos inventários do ciclo de vida para avaliação dos impactos causados pelos múltiplos usos da água através do cálculo da pegada hídrica...............................................................................................................................................134 R.C.M. Marzullo e P.H.L.S. Matai Ciclo de vida do óleo de dendê e seus aspectos ambientais para produção de biodiesel......................................................................................................................................139 I. de O. L. Fernandes, J. A. Almeida Neto e T. B. Rocha Comparação de desempenho ambiental da produção de estireno obtido via insumos fósseis com estireno ‘verde’.....................................................................................................145 A. P. Hansen, L. C. A. Mesquita, R.S. Viñas, L. Kulay

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Comparação de impactos ambientais relacionados à construção de dois modelos de aviários usados no Brasil.......................................................................................................151 E. Cherubini, G. M. Zanghelini, S. R. Soares, B. M. Galindro, V. P. da Silva Jr e M. A. Santos Comparação do desempenho ambiental de alternativas para a destinação de resíduos sólidos urbanos com aproveitamento energético..................................................156 V. Pecora, R.,Grisoli, C. L. Cortez, M. Moreno, A. Braune, A. Lima, S. Coelho, A. R. Nogueira, L. E. D. Fernandes , G. A. Silva, A. K. E. Bernstad e S. Schott Comparação do desempenho ambiental de dois lubrificantes para forjamento à quente por meio da técnica de ACV- Estudo de caso.......................................................................161 M.C. Silveira, G.A. Silva e N. Serra Comparação do desempenho ambiental do óleo de soja produzido em diferentes estados brasileiros.................................................................................................................... 167 E. T. Sugawara, L. A.Kulay e G. A.Silva Comparación de dos plantas de tratamiento de aguas residuales, desde una perspectiva de análisis de ciclo de vida social...................................................................................173 A. Musharrafie, L.P. Güereca, A.J. Padilla-Rivera, D. Mihailovic, J.M. Morgan-Sagastume e A. Noyola Contribuição Econômica e Ambiental da Cadeia de Fornecedores do Etanol Brasileiro: Uma Análise Structutal Path...........................................................................179 S. Palma-Rojas e A. Caldeira-Pires Critérios de classificação de indicadores de sustentabilidade segundo a lógica de ciclo de vida...................................................................................................................................185 R. S. Viñas e G. A. Silva Customização de ferramentas de ecodesign: da teoria à aplicação na Natura..................191 A. Guelere Filho, F. Brones e R. Cobra Dados ambientais de resíduos sólidos urbanos dispostos no solo – contribuição para estudos de Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) no Brasil........................................................198 L. A. Pegoraro, A. C. Sakuma, A. A. Takamatsu, T. B. Rocha e C. M. L. Ugaya Design de serviços para a sustentabilidade: e o papel do designer como influenciador de comportamentos.......................................................................................................... 204 M. S. Forcato e M. J. Hoss. Eco-inovação tecnológica e a análise do ciclo de vida do produto......................................... 209 W. H. Motta Estoques de carbono no solo e na biomassa para o cálculo das emissões de CO decorrentes da 2 mudança de uso da terra na fase de ICV..........................................................214 M. V. Lange, S. Gmünder, R. Zah e C. M. L. Ugaya Emissões de gases de efeito de estufa no ciclo de vida do biodiesel de soja produzido no Brasil..........................................................................................................................220 R. Grisoli, A. Nogueira, E. G. Castanheira, F. Freire, G. A. Silva e S. Coelho

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Estudo comparativo do processo produtivo do refrigerante em garrafa de vidro retornável e garrafa PET utilizando a metodologia de avaliação de ciclo de vida...........226 C. Dorigoni, M. A. S.S. Ravagnani e E. S. Cossich Estudo de caso: desempenho ambiental de indústrias cerâmicas localizadas na bacia hidrográfica do rio Itaqui, município de Campo Largo – PR.............232 M. J. Medeiros e M. R. Prado Fluxo de emissões em atividades do Poder Executivo Federal: o caso do Ministério do Desenvolvimento, Indústria e Comércio Exterior................................................238 F.M. Almeida e A. Caldeira-Pires Harmonização de inventários do ciclo de vida de biocombustíveis do Brasil....................244 T. B. Rocha e C. M. L. Ugaya Identificação de pontos críticos no ciclo de vida de eletroeletrônicos: estudo de caso com celulares................................................................................................................... 250 J. R. A. Silva, T. B. Rocha e C. M. L. Ugaya Identificação dos potenciais impactos ambientais na produção de plasma equino hiperimune no Instituto Vital Brazil utilizando a metodologia de ACV: um estudo de caso..........................................................................................................................256 I. S. Nunes, L. E. R. Cunha, L. F. J. Silva, L. S. Xavier, J. A. Peixoto e D. O. Futuro Impactos ambientais da cadeia têxtil do algodão por meio da avaliação do ciclo de vida...............................................................................................................................261 T. L. Silva, P. P. Barbosa, e G. de Angelis Neto Impactos sociais: uma proposta para avaliação e gestão...........................................................268 J. Fontes e M. D. M. Vieira Incorporação da análise de riscos na Metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida: desafios e benefícios....................................................................................................................................... 274 L. Deutsch e A. Caldeira-Pires Inventário de ciclo de vida da produção de etanol de cana-de-açúcar no Brasil.............280 O. Cavalett, M. F. Chagas, E. T. Sugawara, J. E. A. Seabra, T. F. Cardoso, H. J. Franco, T. L. Junqueira, M.O.S. Dias, C.D. F. Jesus, L. Kulay e A. Bonomi Inventário de ciclo de vida de resíduos sólidos da Natura...........................................................287 A. M. Camargo, F. A. Bronès, J. E. Nascimento e A. G. Biancardi Inventário do ciclo de vida do cacho de frutos frescos de dendê para produção de biodiesel na Amazônia....................................................................................................................................293 T. O.Rodrigues, A.Caldeira-Pires e S. M. da Luz Inventário do ciclo de vida dos sistemas de gerenciamento de resíduos sólidos urbanos como ferramenta de gestão e apoio a tomada de decisão.......................298 M. X. Paes, L. Kulay e S. D. Mancini Inventário do Ciclo de Vida: uma revisão............................................................................................. 304 L. O. Lima e M. R. Prado

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Inventário social do ciclo de vida do sabonete em barras de cacau da Natura Cosméticos..................................................................................................................... 309 N.T. Haberland, M.V. Lange, F. Brones e C. M. L. Ugaya Life Cycle Costing: contribuição dos indicadores financeiros para decisões sustentáveis ....................................................................................................................................316 L. B. Oliveira, E. L. F. Ribeiro e J. A. Almeida Neto Melhorias possíveis no setor de bar e restaurante de pequeno porte em Teresina-PI........................................................................................................................................321 E. A. da Silva e J. M. Moita Neto Método de avaliação de subcategoria em ACV social: aplicação para trabalhadores no sabonete de cacau da Natura...............................................................................327 P. K. S. Ramirez, L. Petti, F. Brones e C. M. L. Ugaya Metodologias de avaliação de impacto de ciclo de vida (AICV): discussão comparativa................................................................................................................................. 334 C. Bueno, N. C. Mendes, A. R. Ometto e J. A. Rossignolo Mitigação de gases de efeito estufa, MDL, suinocultura e produção de energia: o caso de Santa Catarina.................................................................................................... 340 L. Deutsch e T. Ludewigs Os limites da metodologia análise do ciclo de vida ACV no campo da contabilidade ambiental................................................................................................................................345 T. Bicalho, J. Richard, C. Bessou Pegada de carbono do biodiesel de microalgas: analisando rotas de aproveitamento da biomassa residual....................................................................................................351 H. L. Maranduba, J. A. Almeida, S. Robra e I. A. Nascimento Pegada de carbono do melão amarelo....................................................................................................357 M. C. B. Figueirêdo, V. S. Barros, T. L. Santos, C. Kroeze, J. Potting, I. J. M. de BoerP Pegada hídrica da revista Natura: aplicando a metodologia no contexto corporativo...................................................................................................................................... 363 I. C. M. Francke e J. F. W. Castro Percepções do uso de diferentes métodos de AICV: uma comparação baseada no aquecimento global................................................................................................................368 G. M. Zanghelini, E. Cherubini, B. M. Galindro e S. R. Soares Planejamento da logística reversa pós-consumo para lâmpadas fluorescentes através da avaliação de ciclo de vida de produto..............................................373 D. M. Bacila, L. Wiemes e M. B. Kolicheski Redução do uso de inseticidas no controle de cupins mediante modificações nas práticas construtivas...............................................................................................379 E. Pontes e A. C. Carvalho Filho

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Reforçando capacidades nacionais para a gestão de recursos (Projeto GESRE) na América Latina e no Caribe....................................................................................................................384 S. Valdivia e T. Bicalho Sistema brasileiro de inventario de ciclo de vida (SICV Brasil) e a ISO 14044: 2009.........................................................................................................................................391 S. Palma-Rojas, P. Paiva-Castro, C. Gama-Lustosa, C. Rosa Lamb Sistema de produto-serviço (PSS) e gestão do processo de desenvolvimento de móveis estofados..................................................................................................397 A. Rapôso, S. F. César e A. Kiperstok Sistematização dos métodos de contabilização de emissões de gases de efeito estufa................................................................................................................................... 403 R. M. Dinato e G. A. Silva Sugestão de inventário ambiental da soja para estudos de ACV no RS.............................. 409 R. B. Zortea, L. F. Cybis, C. F. de Almeida, N. C. Cardoso e M. P. Cenci Sustentabilidade na produção e transporte do biodiesel.............................................................414 A. P. C. Sampaio, A. C. S. Barbosa e M. R. Albertin Trajeto para implementação de sustentabilidade a nível do produto.....................................419 M. D. M. Vieira, R. Morin e M. J. Goedkoop Um modelo IO multi-objetivo incorporando emissões de GEE aplicado à economia brasileira...................................................................................................................424 A. L. Carvalho, C. H. Antunes e F. Freire Uso del análisis de ciclo de vida como herramienta para el estudio de alternativas en el empleo de agua de producción en actividades de tipo agrícola........ 430 O. M. Casas, E. F. Castillo, A. Martínez e J. D. Cala Utilização da avaliação do ciclo de vida (ACV) para cálculo da eficiência de um projeto de captura de CO de uma usina termoelétrica 2............................................... 436 D. P. Souza, R. S. Moita e R. A. B. Valle Utilização da avaliação do ciclo de vida no setor farmacêutico...............................................442 I. S. Nunes, A. T. Pontes, R. A. B. Valle, L. S. Xavier e P. S. B. Lacerda Produção de Biodiesel em escala piloto e sua avaliação segundo as premissas da Análise Ciclo de Vida..........................................................................................................447 F. Orlandin, C. A. dos Santos, R. S. Costa, W. Menezes, M. Orlandi, R. A. Ligabue e M. Seferin.......

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Adaptação de inventários de ciclo de vida da cadeia produtiva do etanol de cana-de-açúcar no Brasil M. F. Chagas1, O. Cavalett1, C. R. U. da Silva1,2, J. E. A. Seabra1,2, A. Bonomi1 1 2

CTBE – Laboratório Nacional de Ciência e Tecnologia do Bioetanol/CNPEM. FEM – Universidade Estadual de Campinas.

Este trabalho avalia a importância de se adaptar os Inventários de Ciclo de Vida (ICV) para os estudos de Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) da cadeia de cana-de-açúcar e etanol no Brasil, disponibilizando estas adaptações de ICV para validação e futuras avaliações. Para isso é usada uma abordagem onde se parte dos ICV da base de dados internacional Ecoinvent, e as fontes de energia, tecnologias empregadas e principais insumos dos processos mais importantes da cadeia de produção de etanol de cana-de-açúcar no Brasil são adaptados à realidade brasileira. Estes processos incluem, entre outros, os combustíveis fósseis, os fertilizantes e a eletricidade. Os resultados mostraram que a adaptação dos inventários pode resultar em diferenças significativas nos indicadores de impacto ambiental da produção de etanol, demonstrando quantitativamente a importância de se utilizar ICVs adaptados à realidade nacional em estudos de ACV no Brasil. 1. Introdução A Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) é uma ferramenta conceituada que permite avaliar os impactos ambientais, mesmo aqueles potenciais, associados a um produto, um processo ou uma atividade, em todas as fases de seu ciclo de vida. Uma das etapas fundamentais de um estudo de ACV é a elaboração de Inventários de Ciclo de Vida (ICVs) que englobem todas as entradas e saídas consideradas relevantes para o sistema em estudo. A qualidade dos dados coletados nesta etapa está intimamente relacionada à representatividade do estudo de ACV, sendo por isso essencial um bom conjunto de dados, adequados temporal e espacialmente para a região na qual o processo analisado está inserido. Objetivando-se a melhor descrição dos aspectos ambientais relacionados aos processos de produção de cana-de-açúcar e derivados no Brasil deve-se ter a preocupação de se trabalhar com ICVs adequados não somente para os processos agrícolas e industriais relativos à cultura e aproveitamento da cana-de -açúcar, mas também para os processos relacionados com a cadeia produtiva que podem contribuir de maneira mais expressiva nos impactos ambientais. Um banco de dados de ICVs adaptado às especificidades brasileiras para os processos associados ao ciclo de vida dos produtos de uma biorrefinaria de cana-de-açúcar contribui para a representatividade dos estudos de ACV realizados para o setor sucroenergético no Brasil. Nesse contexto a atualização e adaptação do banco de dados Ecoinvent permite uma descrição mais adequada dos processos agrícolas e industriais do setor canavieiro no Brasil.

2. Adaptação dos Inventários de Ciclo de Vida A atualização do banco de dados para os principais processos relacionados à produção de cana-de-açúcar e derivados foi feita de maneira a adaptar alguns dos inventários do banco de dados Ecoinvent constantes no software SimaPro® à realidade brasileira. Esta base de dados foi escolhida pela consistência e transparência de seus ICVs, permitindo a identificação pontual da necessidade de adaptação dos inventários para o setor sucroenergético no Brasil.

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A fim de se identificar quais processos teriam seus ICVs adaptados à realidade brasileira foram utilizados primeiramente os inventários originais do Ecoinvent para a ACV das fases industrial e agrícola da cadeia produtiva dos derivados de cana. Aqueles que apresentaram maior contribuição nos indicadores de impacto ambiental foram então selecionados para adaptação do ICV, e são apresentados na Tabela 1, que mostra também a participação no mercado nacional da produção interna e de importações, bem como os principais fornecedores da parcela importada. Os inventários finais para os insumos utilizados pelo setor sucroenergético levam em consideração tanto a produção nacional quanto a importação destes produtos, ponderadas de acordo com as proporções apresentadas na Tabela 1. Para a eletricidade o Ecoinvent apresenta um inventário brasileiro, baseado na composição da matriz energética nacional. Para todos os inventários adaptados, no caso da produção nacional sempre que necessário foram alteradas as entradas de energia elétrica e dos demais processos adaptados à realidade brasileira. No caso de processos com diferentes rotas tecnológicas, a participação de cada uma também foi considerada, de acordo com os dados apresentados na Tabela 2. Outras considerações, específicas por processo, também foram feitas – as mais relevantes são mostradas na Tabela 3. Para a parcela importada, foram considerados os ICVs do Ecoinvent, adicionado a estes apenas a distância de transporte internacional, calculada com base nas distâncias dos principais importadores até o Brasil, ponderadas pelas quantidades importadas de cada região (SEARATES, 2012; ALICEWEB2, 2012; ANP, 2012). Informações mais detalhadas sobre as considerações e dados utilizados na adaptação dos inventários podem ser solicitadas aos autores.

3. Resultados e Discussão A fim de se avaliar os efeitos das alterações dos ICVs sobre os indicadores de impacto da produção de etanol de cana-de-açúcar no estado de São Paulo foram utilizados os inventários para a produção de etanol de cana-de-açúcar apresentados no trabalho de Cavalett et al (2012). A avaliação de impacto do ciclo de vida foi feita usando o método CML 2001 (baseline) versão 2.05, e os resultados comparativos são apresentados na Figura 1. O método CML foi utilizado neste estudo por ser um método orientado ao problema (midpoint) bastante utilizado em estudos de ACV em diversos países. O objetivo da apresentação dos resultados para o etanol de cana de açúcar é tão somente ilustrar o efeito acumulado das diferenças observadas em cada processo que teve seu ICV adaptado. Uma discussão mais aprofundada das categorias de impacto e dos efeitos de cada alteração sobre as diferentes categorias não poderia ser realizada sem uma avaliação mais detalhada dos resultados da AICV para cada inventário adaptado e a contribuição relativa deste inventário para os indicadores de impacto do etanol. Verifica-se que determinadas categorias de impacto apresentam diferenças significativas nos seus indicadores para a produção de etanol quando são empregados os ICVs adaptados para os insumos em substituição aos ICVs do Ecoinvent. A categoria ‘Destruição da camada de ozônio’, por exemplo, apresentou diferença superior a 20%, o que evidencia a importância de se trabalhar com inventários de ciclo de vida adaptados à realidade brasileira.

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Tabela 1: Produtos com ICV adaptados, com percentuais de produção interna e importação.

Produto

Produção Nacional

Importação

Origem das importações

Fertilizantes nitrogenados Ureiaa,d

34,4%

65,6%

Rússia (46%), Ucrânia (26%), Egito (14%), Argentina (5%), Outros (9%)

Sulfato de amônioa,d

14,1%

85,9%

Rússia (46%), Ucrânia (26%), Egito (14%), Argentina (5%), Outros (9%)

Nitrato de amônioa,d

31,6%

68,4%

Polônia (51%), Alemanha (13%), Turquia (11%), Outros (25%)

Superfosfato simplesa,d

94,5%

5,5%

Israel (68%), Egito (18%), Espanha (5%), Outros (9%)

Superfosfato triploa,d

47,5%

52,5%

Israel (27%), Marrocos (27%), Tunísia (25%), China (19%), Outros(2%)

Monoamônio fosfatoa,d

51,7%

48,3%

Rússia (36%), Marrocos (24%), Estados Unidos (24%), China (12%) e Ucrânia (4%)

Diamônio fosfatoa,d

0,0%

100,0%

Rússia (36%), Marrocos (24%), Estados Unidos (24%), China (12%) e Ucrânia (4%)

Cloreto de potássioa,d

12,7%

87,3%

Canadá (32%), Ucrânia (19%), Rússia (18%), Alemanha (16%), Israel (12%), Outros (3%)

Nitrato de potássioa,d

0%

100%

Chile (100%)

Sulfato de potássioa,d

0%

100%

Canadá (32%), Ucrânia (19%), Rússia (18%), Alemanha (16%), Israel (12%), Outros (3%)

98,1%

1,9%

China (67%), Bélgica (23%), Israel (3%), Outros (7%)

Fertilizantes fosfatados

Fertilizantes potássicos

Intermediários químicos Ácido fosfóricoa,d Ácido sulfúricoa,d

93,9%

6,1%

Estados Unidos (17%), Argentina (9%), Nigéria (7%), China (6%), Bolívia (6%), Rússia (4%), Outros (51%)

Enxofreb,d

15,0

85,0

Estados Unidos (17%), Argentina (9%), Nigéria (7%), China (6%), Bolívia (6%), Rússia (4%), Outros (51%)

Conc. de rocha fosfáticaa,d

86,8%

13,2%

Marrocos (58%), Peru (20%), Argélia (17%), Outros (5%)

Amôniaa,d

78,1%

21,9%

China (90%), Estados Unidos (8%), Alemanha (2%)

Petróleoc

80,6%

19,4%

Nigéria (53%), Arábia Saudita (20%), Iraque (8%), Guiné Equatorial (4%), Outros (15%)

Gás naturalc

58,2%

41,8%

Bolívia (78%), Trinidad e Tobago (7%), Nigéria (7%), Catar (5%), Outros (3%)

Gasolinac,d

91,5%

8,5%

Estados Unidos (17%), Argentina (9%), Nigéria (7%), China (6%), Bolívia (6%), Rússia (4%), Outros (51%)

Óleo dieselc,d

82,0%

18,0%

Estados Unidos (17%), Argentina (9%), Nigéria (7%), China (6%), Bolívia (6%), Rússia (4%), Outros (51%)

Combustíveis fósseis

Dados de produção nacional e importação de acordo com ANDA (2011). b Dados de produção nacional e importação de acordo com Fonseca (2009). c Dados de produção nacional e importação de acordo com ANP (2012). d Dados de origem das importações segundo AliceWeb2 (2012).

a

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Tabela 2: Participação na produção nacional para processos com diferentes rotas tecnológicas.

Produto

Processo

Participação (%)

Conc. de rocha fosfáticaa

Moagem a seco

100,0

Amôniab

Moagem úmida

0,0

Reforma catalítica de gás natural

62,0

Oxidação parcial de resíduo asfáltico

38,0

Enxofrec

Resíduo de mineração

70,0

Resíduo de refino de petróleo

30,0

Petróleo e Gás natural

Offshored

Onshored

Produção de petróleo e gás offshore na Grã-Bretanha

0,0

Produção de petróleo e gás offshore na Noruega

100,0

Produção de petróleo e gás offshore na Holanda

0,0

Produção de petróleo e gás onshore na Holanda

0,0

Produção de petróleo e gás onshore na Nigéria

100,0

Santos (2002). Para a produção de concentrado de rocha fosfática por moagem a seco foi tomado como base o inventário Phosphate rock, as P2O5, beneficiated, wet, at plant/US (ECOINVENT CENTRE); bFranco (2009). A adaptação do ICV da produção de amônia por reforma catalítica do gás natural foi baseada no inventário Ammonia, steam reforming, liquid, at plant/RER (ECOINVENT CENTRE), e a produção por oxidação parcial de resíduo asfáltico no inventário Ammonia, partial oxidation, liquid, at plant/RER (ECOINVENT CENTRE); cFonseca (2009). O único inventário para a produção de enxofre no Ecoinvent é Secondary sulphur, at refinary, que foi adotado como referência para a adaptação do ICV da produção de enxofre no Brasil. O enxofre produzido como resíduo de mineração, como SO2, é empregado diretamente na produção de ácido sulfúrico (ECOINVENT, 2007c); dPor falta de dados que descrevessem a produção conjunta de petróleo e gás natural no Brasil, foram utilizados como referência para a produção offshore o ICV para produção em águas profundas na Noruega (ECOINVENT, 2007a) e para a produção onshore o ICV de produção na Nigéria (ECOINVENT, 2007b). Dentre os processos de produção conjunta de petróleo e gás natural descritos pelo Ecoinvent (ECOINVENT, 2007a; 2007b) são estes os que apresentam maior semelhança com a produção brasileira (ANP, 2012), tanto nas características geográficas quanto nas proporções de petróleo e gás natural. Para o petróleo a produção offshore representa 91,4% do total, e para o gás natural 83,6% (ANP, 2012). A título de ilustração os demais inventários de produção conjunta de petróleo e gás natural do Ecoinvent também são identificados nesta tabela. a

Etanol, com adaptação de ICVs

Etanol, sem adaptação de ICVs

100,0 90,0 80,0 70,0 60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0 Recursos abióticos

Acidificação Eutrofização

Aquecimento Destruição da global camada de ozônio

toxidade humana

Ecotoxicidade Ecotoxicidade Ecotoxicidade água doce marinha terrestre

Oxidação fotoquímica

Figura 1: Avaliação comparativa dos indicadores de impacto ambiental da produção de etanol de cana-de-açúcar utilizando ICVs adaptados para a realidade brasileira e ICVs do Ecoinvent.

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Tabela 3: Principais alterações nos ICV, específicas por processo.

Processo Produção de petróleo e gás natural Refino de petróleo Eletricidade

Principais alterações no ICV • Consumo, reinjeção e queima de gás naturala • Fatores de alocação petróleo/gás naturalb • Consumo de energia pelas refinariasc • Fatores de alocação entre os produtos de refinod • Composição da matriz energética brasileirae • Consumo de gás natural e resíduo asfáltico para o processof

Amônia

• Consumo de combustíveis fósseis para fins energéticosf • Emissões da queima de fósseis para fins energéticosg

Ureia

• Produção integrada à produção de amônia (emissões de CO2)h

Ácido sulfúrico

• Fatores de alocação do inventário do Ecoinventi

Ácido fosfórico

• Eliminação da queima de fósseis para geração de calor para o processo (gerado pela produção de H2SO4)j

a De acordo com os dados de produção offshore e onshore da ANP (2012). b Calculados com base no valor energético das produções de petróleo e gás natural (ANP, 2012). cDe acordo com os dados de d’Agosto (2004) e Chan (2006), para as refinarias REDUC e REPLAN. dBaseado nos dados de produção nos períodos analisados nos estudos de d’Agosto (2004) e Chan (2006). eDe acordo com dados do MME (2012). f Segundo dados apresentados por Ribeiro (2009). gDe acordo com as considerações feitas pelo Ecoinvent (2007c). As emissões da queima de óleo pesado usado como fonte de energia para o processo foram alteradas pelas emissões de gás natural, no caso da produção por reforma catalítica do gás natural (ECOINVENT, 2007C; RIBEIRO, 2009). hFoi considerada a integração dos processos de produção de amônia a ureia, com recuperação do CO2 gerado na produção da amônia para a obtenção da ureia. As emissões de CO2 passaram a ser contabilizadas quando do uso da ureia como fertilizante, no campo. iDe acordo com o Ecoinvent deve ser contabilizado apenas o ácido sulfúrico produzido a partir de enxofre elementar, pois o ácido produzido como subproduto de atividades de mineração é considerado livre de impactos (ECOINVENT, 2007c). Como no Brasil as proporções são diferentes, deve ser alterado o fator de alocação usado pelo Ecoinvent. jNa produção de fertilizantes, a produção de ácido fosfórico está integrada à produção de ácido sulfúrico, recuperando parte do calor gerado na produção de ácido sulfúrico como fonte de energia para o processo (MONTEIRO, 2008).

4. Conclusões A adaptação dos inventários do ciclo de vida para os insumos da produção de cana-de-açúcar e etanol no Brasil permite a realização de estudos de ACV mais representativos para a realidade nacional, na medida em que estende a atenção despendida na construção dos inventários de cana-de-açúcar e etanol também aos principais insumos desta cadeia produtiva. Os resultados mostram que a adaptação dos inventários trouxe diferença nos indicadores de impacto ambiental da produção de etanol, demonstrando quantitativamente a importância de se utilizar ICVs adaptados à realidade brasileira.

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5. Referências ALICEWEB2, Sistema de Análise das Informações de Comércio Exterior via Internet: Portal AliceWeb2. Disponível em: http://aliceweb2. mdic.gov.br/. Acesso em fevereiro de 2012. ANP, Agência Nacional do Petróleo, Gás e Biocombustíveis. Dados estatísticos mensais. Disponível em: http://www.anp.gov.br/?pg=14685. Acesso em março de 2012. CAVALETT, O. et al. Inventário de ciclo de vida da produção de etanol de cana-de-açúcar no Brasil. In: III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços, Maringá, 2012. CHAN, W. N. Quantificação e redução de emissões de gases de efeito estufa em uma refinaria de petróleo. Dissertação (Mestrado). UNICAMP: Campinas, 2006. D’AGOSTO, M.A. Análise da eficiência da cadeia energética para as principais fontes de energia utilizadas em veículos rodoviários no Brasil. Tese (doutorado). UFRJ: Rio de Janeiro, 2004. ECOINVENT, Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Erdgas In: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Final report 6-V. Ecoinvent data v2.0. Swiss Centre for Life Cycle Inventories: Dübendorf, 2007a. ECOINVENT, Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Erdöl In: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Final report 6-IV. Ecoinvent data v2.0. Swiss Centre for Life Cycle Inventories: Dübendorf, 2007b. ECOINVENT, Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Life Cycle Inventories of Chemicals. Final report No. 8. Ecoinvent data v2.0. Swiss Centre for Life Cycle Inventories: Dübendorf, 2007c. FERNADES, E.; DIAS, V.P. Fertilizantes: umas visão global sintética. Rio de Janeiro: BNDES, 2006. FONSECA, D. S.; Economia mineral do Brasil – 2009: Enxofre. Departamento Nacional de Pesquisas Minerais. Brasil: DNPM, 2009. Disponível em: https://sistemas.dnpm.gov.br/publicacao/mostra_imagem.asp?ID BancoArquivoArquivo=4005. Acesso em março de 2011. FRANCO, J. A. M. Análise do mercado de fertilizantes. Apresentação. Rio de Janeiro: Petrobras, 17/11/2009. Disponível em: http://www. cetem.gov.br/agrominerais/livros/AnaliseMercado.pdf. Acesso em março de 2011. MONTEIRO, M. F. Avaliação do ciclo de vida do fertilizante superfosfato simples. Dissertação (Mestrado). Salvador: UFBA, 2008. MME, Ministério de Minas e Energia. Boletim mensal de energia: Mês de referência dezembro de 2011. MME, 2012. Disponível em: www. mme.gov.br. Acesso em fevereiro de 2012. RIBEIRO, P. H. Contribuição ao banco de dados brasileiro para apoio à avaliação do ciclo de vida: fertilizantes nitrogenados. Tese (Doutorado). São Paulo: USP, 2009. SANTOS, Ronaldo Luiz C. et al. Produção de fosfato no Brasil: Complexo de mineração de Catalão/Utrafertil. In: XIX ENTMME, 2002, Recife, Pernambuco. Disponível em: http://www.cetem.gov.br/publicacao/CTs/CT2002-049-00.pdf. Acesso em agosto de 2011. SEARATES. Portal de consulta de distâncias marítimas. Disponível em: www.searates.com. Acesso em outubro de 2011. SOUZA, A.E.; FONSECA, D. S. Economia mineral do Brasil: Fosfato. Departamento Nacional de Produção Mineral. Brasília: DNPM, dezembro de 2009.

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Análise comparativa de duas alternativas de reaproveitamento de óleo vegetal usado para o bairro de Copacabana, Rio de Janeiro D. P. Souza1, F. M. Mendonça1, R. A. B. Valle1 1 Instituto Alberto Luiz Coimbra de Pós-Graduação e Pesquisa de Engenharia - COPPE, Universidade Federal do Rio de Janeiro. Laboratório de Sistemas Avançados de Gestão da Produção – SAGE. Centro de Gestão Tecnológica – CGTEC.

Esse estudo realiza uma análise ambiental comparativa de duas alternativas de reaproveitamento de óleo vegetal usado (OVU) coletado de hotéis e restaurantes em Copacabana, Rio de Janeiro. A primeira é para produção de biodiesel a segunda para produção de sabão. Atualmente a maior parte deste óleo é simplesmente jogada fora na rede de esgotos, contribuindo deste modo para eutrofização da água e posteriormente por meio de sua biodegradação para o efeito estufa. Com intuito de se verificar qual a melhor alternativa entre biodiesel e sabão para reciclagem do OVU do ponto de vista ambiental, realizou-se um estudo comparativo de avaliação do ciclo de vida (ACV) adotando-se como unidade funcional o reaproveitamento de uma tonelada OVU para produção de ambos os produtos. As categorias de impactos consideradas foram: potencial de aquecimento global (PAG,100a); acidificação (A); eutrofização (E); deplação abiótica (DA); ecotoxicidade terrestre (ET); toxicidade humana (TH) e formação de foto oxidantes (FFO) de acordo com a metodologia Recipe (2008) para caracterização midpoint. Utilizou-se o método AHP de análise multicritério para avaliar os resultados da ACV para as duas alternativas. Os resultados encontrados mostram que para o Estado do Rio de Janeiro, de um modo geral, o reaproveitamento de OVU para produção de sabão apresenta uma menor eficiência ambiental comparado com seu reaproveitamento para produção de biodiesel. 1. Introdução Na culinária brasileira, grandes quantidades de óleos vegetais são empregadas na fritura por imersão de alimentos, como meio de transferência de calor, cuja importância é indiscutível para a produção de alimentos em lanchonetes, restaurantes comerciais e restaurantes industriais. Após o uso, a maior parte dos resíduos gerados por esses óleos é descartada diretamente no sistema de drenagem ou esgoto, causando entupimento das tubulações e contaminação dos corpos hídricos, por meio da formação de uma película que impede a passagem da luz solar e oxigenação da água, afetando a vida aquática. Um litro de óleo vegetal usado (OVU) contamina grande quantidade de água na natureza. Essa informação ganha significância no município do Rio de Janeiro, visto que, o último Censo de saneamento mostrou que 83% dessa população possuem conexão com o sistema de coleta de esgoto, que gera um fluxo de 380 milhões de metros cúbicos. Desse volume, 85% são tratados e os 15% restantes (80 milhões de metros cúbicos) (15%) são despejados diretamente no sistema de drenagem ou em rios e oceano. Isso faz com que as descargas de OVU se tornem tão prejudicial à vida marinha quanto às descargas de óleo mineral (Bucas, 2002). Apesar do registro do descarte incorreto do OVU em redes de esgotos, há alternativas capazes de reduzir os impactos ambientais gerados pelas cozinhas domésticas e industriais, através da sua utilização para fabricação de biodiesel, sabão, massa de vidraceiro ou na ração animal (Neto, 2000). A produção de biocombustível e de sabão, a partir de OVU, tem sido considerada as duas principais motivações

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para a criação e manutenção de diversas usinas e depósitos de reciclagem desse óleo. Hoje, como ambas as produções concorrem entre si, principalmente em virtude da limitação do volume de matéria prima, por um lado, e da demanda por ambos os produtos, cabe questionar qual das duas alternativas para o reaproveitamento do OVU é a melhor do ponto de vista ambiental, ou seja, é melhor produzir biocombustível ou produzir sabão? Para responder a essa questão é importante a utilização da metodologia da avaliação do ciclo de vida (ACV), visto que essa metodologia é mais completa e apropriada para se obter informações sobre os impactos ambientais causados ao longo do ciclo de vida dos produtos. Como os impactos resultantes podem ser provenientes de diversas categorias diferentes (potencial de aquecimento global, acidificação, eutrofização, deplação abiótica, ecotoxicidade terrestre, toxicidade humana e formação de foto oxidantes), que agem com intensidades diferentes, torna-se necessário também a conjugação do ACV com um método multicritério de apoio a tomada de decisão, como o método AHP (Analytic Hierarchy Process). Assim, este estudo teve por finalidade realizar uma análise comparativa entre duas alternativas de reaproveitamento de óleo vegetal usado, a primeira para a produção de biodiesel e a segunda para a produção de sabão, por meio do emprego da metodologia de ACV e do método AHP de apoio multicritério a tomada de decisão, de modo a mostrar o que uma alternativa possui de melhor do que a outra e qual seria a melhor alternativa do ponto de vista ambiental para o Estado do Rio de Janeiro.

2. Metodologia 2.1 Análise Ambiental A avaliação dos aspectos e impactos ambientais foram feitas baseadas na metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida (ISO 14040, 2009). A unidade funcional adotada foi o reaproveitamento de uma tonelada de Óleo Vegetal Usado (OVU), ou seja, uma tonelada de OVU para produção de biodiesel tanto quanto para a produção de sabão. A análise de impactos da ACV foi feita de acordo com o método Recipe midpoint, 2008. As categorias de impactos consideradas foram: potencial de aquecimento global; potencial de acidificação; potencial de formação de foto oxidantes; potencial de eutrofização; ecotoxidade terrestre; toxidade humana e esgotamento dos recursos abióticos. Os limites do sistema estão apresentados na Figura 1. Os dados referentes à produção de biodiesel e sabão foram coletados em uma planta piloto do laboratório IVIG (Instituto Virtual Internacional de Mudanças Globais), pertencente à COPPE (Universidade Federal do Rio de Janeiro), com capacidade para produzir 250 litros por batelada. Os dados da produção de etanol foram obtidos de Ometto, 2005. As emissões dos transportes envolvidos nos dois cenários foram obtidos do Ecoinvent. Para o cálculo das emissões do transporte do etanol até a planta piloto, considerou-se a distância entre o município do Rio de Janeiro e a principal região produtora de etanol no país, localizada no interior do estado de São Paulo. Os dados relativos à produção de hidróxido de sódio (NaOH) foram obtidos em Vianna, 2006. Para o cálculo das emissões do transporte do hidróxido de sódio até a planta piloto, considerou-se a distância entre o principal fornecedor de NaOH do Rio de Janeiro (a empresa Pan-Americana S.A. Industrias Químicas) até a planta piloto. Os dados de produção de energia do sistema energético brasileiro foram obtidos do Ecoinvent.

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FRONTEIRA DOS SISTEMAS PRODUÇÃO DE BIODIESEL PRODUÇÃO DE HIDRÓXIDO DE SÓDIO

TRANSPORTE

COLETA DE OVU

PRÉ TRATAMENTO

TRANSPORTE

PRODUÇÃO DE ETANOL

PRODUÇÃO DE ENERGIA PRODUÇÃO DE BIODIESEL

DISTRIBUIÇÃO

CONSUMO

PRODUÇÃO DE SABãO PRODUÇÃO DE HIDRÓXIDO DE SÓDIO

TRANSPORTE

PRODUÇÃO DE ENERGIA COLETA DE OVU

PRÉ TRATAMENTO

PRODUÇÃO DE BIODIESEL

DISTRIBUIÇÃO

USO

BIODEGRADAÇÃO

Figura 1: Escopo dos sistemas.

2.2 Análise multicritério Para tomada de decisão da melhor alternativa, utilizou-se o método AHP para apoio, adotando-se como critérios as categorias de impactos analisadas na ACV. Os pesos adotados foram atribuídos de acordo com o resultado da ACV. Quanto menor o impacto da alternativa dentro do critério adotado, maior importância dessa alternativa em relação as demais, de acordo com a tabela 1. A figura 2 mostra os pesos atribuídos na comparação pairwise.

Tabela 1: Intensidade de importância pelo método de análise hierárquica.

Intensidade de importância

Definição

Explicação

1

Mesma importância

Os atributos contribuem igualmente para o objetivo

3

Importância pequena de uma sobre a outra

a experiência e o julgamento favorecem levemente um critério em relação ao outro

5

Importância grande ou essencial

A experiencia e julgamento favorecem fortemente um critério em relação ao outro

7

Importância muito grande ou demonstrada

Um critério é fortemente favorecido em relação a outra; sua denominação de importância é demonstrada na prática

9

Importância absoluta

A Evidência favorece um critério em relação ao outro com o mais alto grau de certeza

2, 4, 6, 8

Valores intermediários entre os valores adjacentes

Quando se procura ema condição de compromisso entre duas definições

Fonte: Adaptado de SAATY, 1980.

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COMPARAÇÃO PAIRWISE PARA AS CATEGORIAS DE IMPACTOS POTENCIAL DE AQUECIMENTO GLOBAL (PAG)

Biodiesel

sabão

Biodiesel

1,0

9,0

Sabão

0,1

1,0

ECOTOXIDADE TERRESTRE

Biodiesel

sabão

Biodiesel

1,0

0,3

Sabão

3,0

1,0

ACIDIFICAÇÃO DO AR

Biodiesel

Biodiesel Sabão EUTROFIZAÇÃO

Biodiesel

sabão

Biodiesel

1,0

5,0

Sabão

0,2

1,0

TOXIDADE HUMANA

Biodiesel

sabão

Biodiesel

1,0

0,2

Sabão

5,0

1,0

ESGOTAMENTO DOS RECURSOS ABIóTICOS

Biodiesel

sabão

Biodiesel

1,0

3,0

Sabão

0,3

1,0

sabão

FORMAÇÃO DE FOTO OXIDANTES

Biodiesel

sabão

1,0

0,2

Biodiesel

1,0

5,0

5,0

1,0

Sabão

0,2

1,0

Figura 2: Comparação pairwise para as categorias de impacto.

Para determinação dos pesos dos critérios foram levadas em conta duas questões principais: 1. relevância do impacto para o Estado do Rio de Janeiro, sendo os critérios de maior relevância referentes a poluição local, considerados como eutrofização e toxidade humana; 2. relevância do impacto no ambiente global, sendo os critérios potenciais de aquecimento global e formação de foto oxidantes considerados os mais relevantes. De acordo com isso, os pesos adotados (ponderação) estão apresentados na Tabela 2.

3. Resultados e Discussões 3.1 – Análise ambiental A figura 3 apresenta os resultados normalizados da ACV comparativa para as categorias de impactos consideradas: potencial de aquecimento global (PAG), ecotoxidade terrestre (ET), acidificação (A), toxidade humana (TH), Eutrofização (E), formação de foto oxidantes (FFO) e esgotamento dos recursos abióticos (ERA). Quanto maior o valor, maior o impacto.

3.2 – Análise multicritério Os resultados da avaliação de acordo com os critérios e pesos adotados estão apresentados na Tabela 3, onde o biodiesel figura como melhor alternativa para o reaproveitamento do OVU de acordo com os pesos considerados, obtendo “nota” 0,62 e o sabão 0,38.

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Tabela 2: Ponderação das categorias de impactos. 1

CATEGORIAS DE IMPACTOS

Ponderações

Potencial de Aquecimento Global (PAG)

0,1051

Ecotoxidade Terrestre (ET)

0,0603

0,5

Acidificação (A)

0,0452

0,3

Eutrofização (E)

0,4288

0,1

Toxidade Humana (TH)

0,1831

Esgotamento dos recursos abióticos (ERA)

0,0688

Formação de foto oxidantes (FFO)

0,1087

0,9 0,8 0,7 0,6 0,4 0,2 0

PAG

ET

A

TH

BIODIESEL

E

FFO

ERA

SABÃO

Figura 2: Análise comparativa normalizada dos impactos ambientais das alternativas.

Tabela 3: Resultado da avaliação Multicritério. PAG

ET

A

E

TH

ERA

FFO

Avaliação Final

biodisel

0,691187

0,241997

0,115681

0,76142

0,159577

0,674776

0,650677

0,62

sabão

0,069192

0,674776

0,650386

0,159577

0,76142

0,241997

0,146371

0,38

4. Conclusões De acordo com os resultados obtidos, a alternativa de melhor preferência para reaproveitamento de óleo vegetal de cozinha usado de acordo com os critérios e pesos considerados é a sua utilização para produção de biodiesel. Sobretudo quando observamos a modalidade de impacto de eutrofização e GWP. Em seguida vem a opção de sua utilização para produção de sabão e por último a opção pelo seu descarte direto sem reutilização vigorando como a alternativa de pior preferência. Pelo fato do biodiesel não ter vencido em todos os aspectos, não se tem uma solução dominante para o problema. Caso fossem atribuídos pesos diferentes e, neste caso, priorizando uma maior valorização nos critérios ecotoxidade terrestre, acidificação e toxicidade humana, a alternativa de reaproveitamento para fabricação de sabão seria a alternativa vencedora. A adoção da ferramenta de apoio multicritério à tomada de decisão nos permite avaliar a direção que as políticas e estratégias públicas ou privadas assumem, e como as mesmas se adéquam as escolhas públicas e sociais. No estudo de caso abordado, percebemos que fica nas mãos dos decisores a avaliação e os pesos dos critérios, tendo conhecido os impactos por categorias provenientes da ACV, e a partir daí, como gerenciar e alocar os recursos para apoiar as alternativas legitimadas como sendo as preferíveis.

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5. Referências ABNT. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040 Gestão Ambiental – Avaliação do ciclo de vida – Princípios e estrutura. Brasil: ABNT, 2009. BUCAS, G. S., A. Sea transport of animal and vegetable oils and its environmental consequences. Marine Pollution Bulletin 44: 1388-1396, 2002. ECOINVENT ecoinvent data v2.2 for Umberto 5.5, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, CD-ROM, 2010. IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Censo Demográfico 2010. Disponível em: , acessado em:13/02/2012. NETO, P. R. C., ROSSI, L. F. S., et al. Produção de biocombustível alternativo ao óleo diesel através da transesterificação de óleo de soja usado em frituras. Química Nova, 23 (4): 531-537, 2000. OMETTO, A. R. Avaliação do ciclo de vida do álcool etílico hidratado combustível pelos métodos EDIP, Exergia e Emergia. Dissertação (Doutorado), Escola de Engenharia de São Carlos. Universidade de São Paulo; 2005. OMETTO, A. R. The benefits of a Brazilian agro-industrial symbiosis system and the strategies to make it happen. J. Clean Prod. 15: 12531258, 2007. POUSA, G. P. A.G., SANTOS A. L. F., SUAREZ P.A.Z. History and Policy of biodiesel in Brazil. Energy Policy 35, 5393–5398, 2007.

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Análise comparativa de inventários de nanocristais de celulose obtidos a partir de diferentes biomassas vegetais A. C. C. S. Braid, A. C. Cavalcante, E. M. Teixeira, M. F. Rosa, M. C, B. Figueirêdo

Nanocristais de celulose são domínios de alta resistência extraídos a partir de fibras lignocelulósicas usualmente utilizados como material de reforço em matrizes poliméricas. Este trabalho analisa comparativamente nanocristais obtidos a partir das fibras de algodão, da casca do coco verde e do bagaço da cana-de-açúcar, considerando a produção de 1g de nanocristais com escopo “do berço ao portão”. Avalia-se qual o consumo de água, energia e a emissão de nutrientes para a água. De forma geral, nanocristais extraídos da fibra de algodão apresentam melhor desempenho ambiental que os obtidos das fibras de cana e coco verde. Essa análise permitiu identificar necessidades de melhoria nos processos de obtenção de nanocristais ainda em escala laboratorial. 1. Introdução Os nanocristais de celulose, também conhecidos em outras literaturas como nanocelulose ou nanowhiskers, são domínios cristalinos de alta resistência, podendo ser obtidos a partir de qualquer fibra vegetal lignocelulósica (SILVA; D‘ALMEIDA, 2009). As fibras lignocelulósicas são consideradas compósitos de fibrilas de celulose, agregadas pela lignina e hemicelulose, cujas concentrações podem variar dependendo do material analisado. O processo de extração de nanocristais consiste no isolamento dessas fibrilas de celulose, ou seja, na remoção dos compostos agregadores e no fracionamento das fibrilas em tamanho nanométrico (1 a 100 nanômetros), a partir de métodos químicos e/ ou mecânicos (SILVA et al., 2009). Nanocristais de celulose possuem propriedade de reforço em matrizes poliméricas, devido a sua estrutura altamente ordenada e grande área superficial que potencializa as interações com essas matrizes (SILVA; D‘ALMEIDA, 2009). A utilização de resíduos agroindustriais como matéria-prima agrega valor a estes produtos, além de conferir maior biodegradabilidade ao compósito em que for utilizado. Entretanto, para que os nanocristais de celulose sejam caracterizados como um produto com um bom desempenho ambiental é importante analisar aspectos ambientais relevantes na escolha da melhor matéria-prima para a extração dos nanocristais. O objetivo deste trabalho é analisar comparativamente os inventários ambientais dos nanocristais obtidos a partir das fibras de algodão, casca do coco verde e bagaço da cana-de-açúcar, considerando a produção de 1g de nanocristais, com escopo “do berço ao portão”. Os parâmetros avaliados são o consumo de água, energia e a emissão de nutrientes para a água. 2. Metodologia 2.1 Processo de obtenção dos nanocristais de celulose A extração de nanocristais de celulose segue as seguintes etapas: moagem, lavagem, clareamento, hidrólise ácida e diálise. Dependendo do tipo de fibra, algumas dessas etapas não são necessárias e diferentes quantidades de insumos são utilizadas. Os três tipos de fibra requerem a moagem, hidrólise ácida e diálise. Já as etapas de lavagem e clareamento são necessárias apenas à fibra de coco verde e ao bagaço da cana-de-açúcar. As informações sobre a obtenção dos nanocristais a partir do bagaço da

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cana-de-açúcar estão apresentadas na tabela 1. Os processos de obtenção a partir da fibra de coco verde e fibra de algodão são definidos por Rosa et al. (2010) e Teixeira et al. (2010), respectivamente. 2.2 Inventário do ciclo de vida Este trabalho apresenta o inventário de ciclo de vida da extração de nanocristais de celulose, realizado conforme a ISO 14040 (2006). O inventário contempla os seguintes aspectos ambientais: consumos de água, reagentes químicos e energia, assim como emissões de poluentes em efluentes líquidos.

Tabela 1: Informações sobre a metodologia utilizada para a extração dos nanocristais a partir do bagaço da cana-de-açúcar.

Etapas e reagentes

Equipamentos

Etapas

Reagentes utilizados

Concentração (%)

Solução (mL)

Nome

tempo (min)

Temperatura (oC)

Moagem

-

-

-

Moinho

-

-

Lavagem

NaOH

4

100

Agitador

120

ambiente

Agitador/Placa aquecedora

120

50

Agitador/Placa aquecedora

45

45

Clareamento

Hidrólise

H2O2

24

100

NaOH

4

100

H2SO4

60

100

A função do processo em estudo é a obtenção de nanocristais de celulose. A unidade funcional adotada é a produção de 1g de nanocristais de celulose em solução. A fronteira do sistema estabelecida contempla as cadeias de produção dos insumos necessários aos processos de extração de nanocristais. As figuras 1, 2 e 3 mostram os sistemas de produto analisados quando são utilizadas a fibra da casca de coco verde, fibra de algodão, e o bagaço da cana-de-açúcar, respectivamente. Na construção do inventário, foram realizados cinco balanços de massa de todo as etapas de extração de nanocristais. Esses balanços foram realizados em laboratórios da Embrapa Agroindústria Tropical, quando a fibra de coco verde e cana-de-açúcar foram utilizadas, e em laboratórios da Embrapa Instrumentação Agropecuária, quando fibra de algodão foi a matéria-prima. As emissões foram avaliadas considerando os seguintes parâmetros: DQO (demanda química de oxigênio), DBO (demanda bioquímica de oxigênio), nitrito, nitrato, nitrogênio total Kjeldahl (NTK) e fósforo total. As análises físico-químicas dos efluentes foram feitas de acordo com APHA (2005) e Silva e Oliveira (2001). Os dados inventariados foram inseridos no software Simapro 7.2, que facilita a integração de inventários em estudos de ciclo de vida de produtos. 3. Resultados Os valores de inventário para extração de 1g de nanocristais pelos sistemas de produto P1 (relacionados à extração de nanocristais a partir da fibra de coco verde), P2 (relacionados à extração a partir

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Produção de energia

Extração da fibra de coco verde

Água

Produção de NaOH

fibra bruta

NaOH

energia

Nanocristais de celulose

Processo de extração de nanocristais

NaClO2 Produção de NaClO2

Descarte de nanocristais

Processo de uso

Efluentes

Tratamento de efluentes

H2SO4

CH3COOH

Produção de H2SO4

H2NO3 Processos obtidos da base de dados de Ecoinvent

Produção de CH3COOH

Produção de H2NO3

Processos com dados de mensurados Processos não contemplados

Figura 1: Sistema de produto P1 (nanocristais a partir da casca do coco verde).

Produção de algodão

Produção de H2SO4

Produção de energia

Água

fibra bruta

H2SO4

energia

Processo de extração de nanocristais

Nanocristais de celulose

efluentes

Processo de uso

Descarte de nanocristais

Processo obtidos da base de dados do Processos com dados de mensurados

Tratamento de efluentes

Processos não contemplados

Figura 2: Sistema de produto P2 (nanocristais a partir da pluma do algodão).

Produção de cana-de-açúcar

Produção de H2SO4 Produção de energia

fibra bruta

H2SO4

energia

Água

Produção de NaOH

Processo de extração de nanocristais

Efluentes

Produção de H2O2

Nanocristais de celulose

Processo de uso

Processo obtidos da base de dados do Ecoinvent Processos com dados de mensurados

Tratamento de efluentes

Descarte de nanocristais

Processos não contemplados

Figura 3: Sistema de produto P3 (nanocristais a partir do bagaço da cana-de-açúcar).

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da pluma de algodão) e P3 (relacionados à extração a partir do bagaço da cana-de-açúcar) estão apresentados na Tabela 2. Observa-se que o sistema de produto P2 (processo de extração de nanocristais que utiliza a fibra de algodão) requer 89 e 96% menos energia e libera 92 e 96% menos nutrientes que os sistemas de produto P1 e P3 (processos que utilizam fibras de coco e de cana, respectivamente).

Tabela 2: Inventário para extração de nanocristais de celulose a partir da fibra do coco, algodão e bagaço da cana-de-açúcar.

Unidade de medida

Sistema de produto P1 (Coco)

Sistema de produto P2 (algodão)

Sistema de produto P3 (Cana-de-açúcar)

Água

1

135,55

142,96

517,53

Energia

kj

15936,02

1800,23

42062,81

g

3,11

0,11

3,82

Aspectos ambientais Consumo

Emissões DBO DQO

g

6,33

0,37

9,75

Nitrato

g

0,05

0,07

0,13

Nitrito

g

0,0001

0,000003

0,0002

NTK

g

0,01

0,001

0,02

Fósforo total

g

0,005

0,004

0,02

O menor consumo de energia e menor liberação de nutrientes para a água no sistema de produto P2 (processo de extração de nanocristais que utiliza a fibra de algodão) se dá pela pequena quantidade de lignina e hemicelulose presente na fibra, não necessitando assim as etapas de pré-tratamento. Entretanto, a utilização da fibra de coco acarreta menor consumo de água, reduzindo em 5% o consumo em relação à fibra de algodão e em 74%, em comparação a fibra de cana. A possibilidade do reuso do efluente gerado na diálise deve ser investigado, podendo reduzir assim o consumo de água na obtenção dos nanocristais de celulose. Observou-se também no processo de obtenção que a eficiência de conversão de celulose em nanocristais é baixa para a fibra do bagaço de cana (conversão de 13,37%) e para a fibra de coco (conversão de 18,8%), considerando que essas fibras possuem 32% (PINHEIRO et al., 2011) e 38% (ROSA et al., 2010) de celulose, respectivamente. A melhor eficiência de conversão ocorre quando a fibra do algodão é utilizada, entretanto as perdas de material ao longo do processo podem ser reduzidas. Essa fibra apresenta elevado teor de celulose com o processso de extração convertendo 54% da celulose em nanocristais (TEIXEIRA et al., 2010).

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As fibras de coco e de algodão apresentam menores teores de celulose, sendo o rendimento alcançado na extração de nanocristais de 49% e 42%, respectivamente. Ocorrendo assim, perda entre 40 e 60% de celulose nos processos de obtenção dos nanocristais referente às três fibras estudadas.

4. Conclusão Levando em consideração as análises realizadas, concluímos que o sistema de produto P3 (cana-de -açúcar) é o que tem menor desempenho ambiental, em relação a todos os aspectos ambientais estudados, seguido do sistema de produto P1(casca do coco verde). O processo de obtenção dos nanocristais de celulose a partir da fibra do algodão, sistema de produto P2, obteve os melhores resultados em termos de consumo e emissões, bem como no rendimento final (conversão da celulose em nanocristais). Deve-se ainda investigar a possibilidade de uso de equipamentos mais eficientes no uso da energia, tratamento e reuso do efluente gerado, bem como rotas alternativas de obtenção dos nanocristais de celulose que possam conferir ao produto um melhor desempenho ambiental.

5. Referências APHA; AWWA; WEF. Standard methods for the examination of water and wastewater. 21th edition. Washington, 2005. 1600p. BRAID, A. C. C. S.; ROSA, M. F.; TEIXEIRA, E. M.; UGAYA, C. M. L; FIGUEIRÊDO, M. C. B.; CAVALCANTI, A. C. E. Análise comparativa de inventários de nanocristais de celulose obtidos a partir de fibras vegetais. 2º Congresso Brasileiro em Gestão de Ciclo de Vida em Produtos e Serviços, 2010, Florianópolis. ACV 2010: Artigos científicos, Florianópolis - Universidade Federal de Santa Catarina, p. 313-317, 2010. CAVALCANTI, A. C. E. ; BRAID, A. C. C. S.; NASCIMENTO, D. M. ; UGAYA, C. M. L ; FIGUEIRÊDO, M. C. B. . Inventário ambiental do processo de obtenção de nanocristais de celulose a partir da fibra de coco verde. 2º Congresso Brasileiro em Gestão de Ciclo de Vida em Produtos e Serviços, 2010, Florianópolis. ACV 2010: Artigos científicos, Florianópolis - Universidade Federal de Santa Catarina, p. 150-155, 2010. PINHEIRO, F.G.C; COSTA, A.G.; MORAIS, J.P.S.; SANTOS, A.B.; SANTAELLA, S.T., LEITÃO, R.C. Pré-tratamento termoquímico do bagaço da cana-de-açúcar para a produção de açúcares fermentescíveis. II Simpósio Internacional sobre Gerenciamento de Resíduos Agropecuários e Agroindustriais – II SIGERA – 2011. ROSA, M.F., MEDEIROS, E.S., MALMONGE. J.A., GREGORSKI K.S., WOOD D.F., MATTOSO L.H.C., GLENN, G., ORTS W.J., IMAM S.H. Cellulose nanowhiskers from coconut husk fibers: Effect of preparation conditions on their thermal and morphological behavior. Carbohydrate Polymers, p.1-10, 2010. SILVA, R.; HARAGUCHI, S. K.; MUNIZ, E. C.; RUBIRA, A. F. Aplicações de fibras lignocelulósicas na química de polímeros e em compósitos. Química Nova, v. 32, n. 3, p. 661-671, 2009. SILVA, J. D.; D‘ALMEIDA, O. L. M. Nanocristais de celulose. O papel, v.70, p. 34-52, 2009. TEIXEIRA, E.M.; CORRÊA, A.C.C.; MANZOLI,A.; LEITE, F.L.; OLIVEIRA,C.R.; MATTOSO, L.H.C. Cellulose nanofibers from white and naturally colored cotton fibers. Cellulose, 2010.

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Avaliação comparativa dos impactos ambientais gerados na fiação de fibras acrílicas e algodão T. l. Silva1, P. P. Barbosa2, D. Padilha3, E. G. de Angelis Neto4 UEM-PEU/UTFPR – Universidade Estadual de Maringá/Universidade Tecnológica Federal do Paraná. UEM-PEU – Universidade Estadual de Maringá. UEM-PEU – Universidade Estadual de Maringá. 4 UEM-PEU – Universidade Estatual de Maringá. 1

2 3

A poliacrilonitrila (PAN) é um polímero obtido pela polimerização da acrilonitrila em presença de diversos catalisadores, dando origem a fibras acrílicas têxteis ou resinas. A fibra acrílica possui várias aplicações têxteis, em diversos segmentos, e foi desenvolvida com o intuito de substituir a lã e o algodão. O algodão, uma das fibras têxteis mais antigas do mundo, e amplamente utilizadas no setor têxtil mundial, é produzido em larga escala no Brasil, abastecendo o mercado interno para produção de fibras têxteis. O objetivo deste trabalho é realizar a comparação dos impactos ambientais causados pelos processos de fiação de fibras acrílicas e de fiação das fibras de algodão, utilizando o software Simapro 7.3 e o método Eco-Indicador 99 para análise dos impactos. Foram consideradas as etapas desde a extração do petróleo até o processo de fiação para as fibras acrílicas. Para o algodão, foram consideradas as etapas do plantio á fiação. O estudo considera a fabricação dos fios na cidade de Maringá, Paraná. Os resultados indicam que as fibras de algodão contribuem em maior percentual para os impactos ambientais quando comparada ás fibras acrílicas, tanto em relação aos danos à saúde humana, quanto aos danos ao ecossistema. Conclui-se que os maiores impactos podem ocorrer devido ao uso intensivo de agrotóxicos na cultura algodoeira e devido á geração de poeira tóxica destas fibras durante o processo de fiação. 1. Introdução As evidências do atual padrão destrutivo do sistema produtivo são inumeráveis e estão causando uma série de problemas de ordem mundial, como alterações climáticas, esgotamento de recursos naturais, entre outros. Dentro deste contexto, instrumentos de apoio à gestão ambiental vêm sendo desenvolvidos e aplicados pelo setor industrial, onde destaca-se a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Segundo a ISO 14040 (2006), a ACV é uma técnica utilizada para avaliar os aspectos ambientais e impactos potenciais associados a um produto, mediante a compilação de um inventário de entradas e saídas pertinentes de um sistema de produto. Também permite a avaliação dos impactos ambientais potenciais associados a estas entradas e saídas. A ACV começa com a extração de matérias-primas da terra para elaborar o produto e termina no momento em que todos os materiais são devolvidos para a terra. Avalia todas as etapas da vida de um produto a partir da perspectiva de que eles são interdependentes, o que significa que uma operação leva para a outra. Esta técnica permite a estimativa dos impactos ambientais cumulativos resultantes de todas as fases do ciclo de vida do produto, muitas vezes incluindo impactos não considerados nas análises mais tradicionais. Ao incluir os impactos ao longo do ciclo de vida do produto, a ACV oferece uma visão abrangente dos aspectos ambientais do produto ou processo e uma imagem mais precisa do verdadeiro ambiente das situações de conflito para seleção de produtos e processos. (KOROL, 2010).

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A cadeia produtiva têxtil é extremamente importante e representativa no segmento industrial brasileiro. É também consideravelmente heterogênea no que diz respeito às matérias-primas utilizadas. Vários tipos de fibras naturais e artificiais são usados. As fibras de algodão são as mais usadas no mundo e possuem uma grande representatividade na agricultura brasileira, podendo ser utilizadas para fins diversos (USDA, 2012). A Poliacrilonitrila (PAN) é um polímero infusível e branco obtido pela polimerização da Acrilonitrila (CH2=CHCN) em presença de diversos catalisadores (GARCIA et al., 2010). Na década de 1940 a Du Pont foi uma das primeiras empresas a selecionar a Dimetilformamida (DMF) como solvente para processamento da PAN, principalmente para obtenção de fibras acrílicas. Desde então, o empenho para introduzir a PAN no mercado foi direcionado ao desenvolvimento do processo de fiação visando à obtenção de fibras sintéticas de aplicações têxteis com propriedades adequadas para substituição da lã e o algodão (GARCIA et al., 2010). O Brasil possui apenas um fabricante de fibras acrílicas, localizado em São José dos Campos, cujo processo de fiação é por via úmida (coagulação da PAN em uma solução). A produção anual é de aproximadamente 40.000 ton/ano de fibras, comercializadas com a marca Crylor. No entanto, devido á invasão dos produtos asiáticos, este segmento foi enfraquecido comercialmente, perdendo competitividade no mercado nacional. A fábrica trabalha com capacidade reduzida, porém, ainda possui clientes que utilizam suas fibras para aplicação na indústria do vestuário, por conta de suas propriedades físicas. Diante da possibilidade de conhecimento e avaliação do ciclo de vida de produtos e processos, o objetivo deste trabalho é avaliar etapas produtivas têxteis, mais especificamente direcionadas à produção de fios de fibras curtas, de modo a comparar os impactos potenciais inerentes dos processos de manufatura de fios de algodão e de obtenção e manufatura de fios de fibras acrílicas. Foi utilizado o software SimaPro Versão 7.3, que possui bancos de dados consistentes para fornecimento de informações que não puderam ser obtidas.

2. Materiais e métodos a metodologia utilizada neste trabalho foi desenvolvida de acordo com os princípios dispostos nas normas ISO 14040 (2006) e ISO 14044 (2006). Estes princípios estabelecem etapas a serem cumpridas num estudo de ACV, que são: definição de objetivo e escopo, análise de inventário, avaliação de impacto e interpretação. 2.1. Definição do objetivo e escopo O objetivo deste estudo é avaliar, comparativamente, os impactos potenciais inerentes das etapas produtivas de fios de algodão e de fios de fibras acrílicas. As unidades funcionais consideradas neste estudo são os recursos necessários para produção de 1 kg de fio de algodão e para produção de 1 kg de fio de fibras acrílicas (Fibras de Poliacrilonitrila – PAN, de acrilonitrila e metacrilato). Pela impossibilidade de acesso a todos os dados primários, foram utilizados neste estudo alguns dados secundários, obtidos a partir de bancos do software SimaPro. Os dados primários foram obtidos em relatórios de produção fornecidos por uma indústria de fios localizada na cidade de Maringá, estado do Paraná. Os dados secundários foram obtidos a partir de dois bancos de dados distintos, sendo as informações pertinentes ao algodão obtidos do banco de dados Ecoinvent e as informações pertinentes às fibras acrílicas (Poliacrilonitrila – PAN), extraídas do banco de dados Europeu ELCD (European Life Cycle Database).

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O estudo dividiu o algodão em três etapas: matéria-prima: plumas de algodão (incluindo fase de plantio, colheita e descaroçamento do algodão), transporte e processo de fiação. Já as fibras acrílicas foram divididas também em três fases: matéria-prima: fibras de poliacrilonitrilas, transporte e processo de fiação. No estudo das matérias-primas tanto do algodão como das fibras de poliacrilonitrilas foram utilizados dados oriundos do banco de dados do software SimaPro, enquanto que para o estudo das etapas de transporte de algodão e processo de fiação de ambas as fibras, foram utilizados dados oriundos de relatórios de produção da indústria de fios em estudo. 2.2. Análise do inventário O inventário do processo relacionado às matérias primas: plumas de algodão contempla as práticas de cultivo, colheita, emissões relacionadas á colheita, processo de descaroçamento e todos os recursos de entrada e saída inerentes a este processo. O inventário do processo de fiação do algodão inclui o consumo de energia, transportes e infraestrutura necessários ao processo de transformação de fibras em fios. Para o processo de obtenção de fibras acrílicas foi considerado o processo de obtenção da poliacrilonitrila a partir da amoxidação do propeno, as fontes de energia necessárias nas fases do processo, bem como os produtos obtidos na refinaria do petróleo. Para o processo de fiação, foram considerados os mesmos recursos que do processo de fiação de fibras de poliéster, uma vez que a indústria em questão não processa fibras acrílicas e o processo de ambas as fibras podem ser considerados similares, como mostra a Tabela1.

Tabela 1: Inventário do estudo realizado.

Inventário para produção de 1 kg de fio de algodão

Inventário para produção de 1 kg de fio acrílico

1,14 kg de plumas de algodão

1 kg de fibras de poliacrilonitrila

Matéria-prima Transporte

1,11 tkm

0,723 tkm

Processo de fiação

3,319 kWh de energia elétrica 0,14 kg de resíduos têxteis 0,0133µg/m3 de emissões para o ar

3,033 kWh de energia elétrica Não foi considerado resíduo para este processo 0,00423 µg/m3 de emissões para o ar

Fonte: Relatórios de produção, 2010.

É importante destacar que as distâncias consideradas no estudo são relativas aos trajetos dos fornecedores de matérias primas à cidade de Maringá, uma vez que está sendo considerada neste estudo a manufatura dos fios em uma fiação desta cidade. Para os fios de algodão foi considerada a distância média de Goiânia (GO) e Campo Verde (MT) até Maringá, uma vez que a fiação identificou estes locais como fornecedores de algodão. Para a manufatura de fios de fibras acrílicas, foi considerada a distância de São José dos Campos (SP) até Maringá, uma vez que este é o único fornecedor destas fibras no Brasil. Foi usado o cálculo de tonelagem métrica para obtenção do valor (1 ton x km). Foi selecionado o método Eco Indicador 99 para avaliação dos impactos e os seguintes impactos foram analisados: Combustíveis fósseis, acidificação/eutrofização, ecotoxicidade, depleção de ozônio, mudança climática, efeitos respiratórios orgânicos e inorgânicos.

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A seguir serão apresentados os resultados fornecidos pelo software acerca da participação dos processos nos impactos correlatos. 2.3. Avaliação dos impactos Como citado anteriormente, optou-se pelo método Eco indicador 99 para avaliação dos impactos relacionados à saúde humana e qualidade do ecossistema. O comparativo dos impactos dos processos de cada tipo de fibra é demonstrado na Tabela 2. 2.4. Interpretação Ao analisar a Tabela 2 é possível concluir que o processo de fiação de fibras de algodão, considerando todas as etapas anteriores, desde o cultivo das plantas, é a atividade onde se percebe maior contribuição de impactos ambientais. As fibras de acrílico somente apresentam maior contribuição na categoria de impacto “Combustíveis Fósseis”, o que é facilmente justificado pela sua procedência (petróleo). A Figura 1 ilustra esta divisão na participação final dos impactos. Tabela 2: Comparativo dos impactos potenciais dos fios de algodão e acrílico.

Categoria de impacto

Unidade

Produção de fios de fibras acrílicas

Produção de fios de algodão

Efeitos respiratórios orgânicos

DALY

5,4-9

6,3-9

Efeitos respiratórios inorgânicos

DALY

1,2-5

1,5-5

Mudança climática

DALY

3,4

-6

3,4-6

Depleção do ozônio

DALY

5,0-10

6,3-10

Ecotoxicidade

PAF*m2yr

2,3.

3,6.

Acidificação/eutrofização

PDF*m2yr

3,5

7,2-1

Combustíveis fósseis

MJ surplus

1,7.

-1

1,1+1

Fonte: SimaPro, 2012. Daly - Disability Adjusted Life Years: Para danos à saúde humana. São incluídos nesta categoria o número e a duração dos efeitos, fatalidades e incapacitações advindas de causas ambientais. PAF - Potentially Afected fraction: Expressa os danos causados às espécies expostas à concentração de substâncias tóxicas. PDF - Potentially Disappeared Fraction Plant Species. Efeitos do uso, ocupação e transformação da terra, avaliando os danos sobre o decréscimo de espécies. MJ Surplus - Energia necessária para futuras extrações de recursos minerais e combustíveis fósseis. (TAKAHASHI, 2008).

0100

080

%

060

Produção de fios acrílicos Produção de fios de algodão

040

020

0

Efeitos respiratórios orgânicos

Efeitos Mudanças respiratórios Climáticas inorgânicos

Depleção do ozônio

Ecotoxidade Acidificação Combustíveis Eutrofização Fósseis

Figura 1: Impactos ambientais potenciais da produção de fios têxteis de algodão e acrílico.

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As mudanças climáticas estão relacionadas às emissões de gases de efeito estufa para a atmosfera. O indicador desta categoria é o aumento da radiação infravermelha, em Watts por metro quadrado. Os fatores são expressos como Potencial de Aquecimento Global para o horizonte de tempo de 100 anos (GWP100), em emissão de dióxido de carbono / kg. Os processos relacionados á obtenção de fios de algodão são os que apresentam maiores contribuições para as mudanças climáticas. As queimas de combustíveis durante as etapas produtivas justificam este resultado. Por causa da destruição do ozônio estratosférico, uma fração maior de radiação UV-B atinge a superfície terrestre. Isso pode ter efeitos nocivos sobre a saúde humana, saúde animal, os ecossistemas terrestres e aquáticos, ciclos bioquímicos e sobre materiais. A caracterização desenvolvida pela Organização Meteorológica Mundial define o potencial de destruição do ozônio por gases diferentes (kg CFC-11 equivalente por kg de emissão). Devido aos tipos de processos envolvidos nas etapas de manufatura das fibras de algodão, estes processos são os mais representativos nesta categoria de impacto. As substâncias acidificantes podem causar uma grande variedade de impactos sobre o solo, águas subterrâneas, águas superficiais, organismos, ecossistemas e materiais. O potencial de acidificação é expresso como Kg de SO2 equivalentes/kg de emissão. A eutrofização, no entanto, refere-se ao enriquecimento da água ou do solo em nutrientes como o nitrogênio e fósforo. Tal impacto pode causar uma indesejável mudança na composição de espécies nos ecossistemas e uma redução na diversidade ecológica. As fibras de algodão contribuem mais para potencialização dos impactos “acidificação e eutrofização” por conta da quantidade de substâncias utilizadas no cultivo da planta. Os efeitos respiratórios orgânicos e inorgânicos são os danos á saúde humana como consequência da emissão de poeiras e substâncias orgânicas e inorgânicas, associadas aos problemas respiratórios. Neste caso, o processo de fiação das fibras de algodão é o maior contribuinte desta categoria de impacto. A poeira gerada no processo é rica em material orgânico e em produtos que as fibras trazem consigo das áreas de plantio. Na categoria de impacto “Combustíveis fósseis”, as fibras de acrílico são as maiores consumidoras desta matéria prima, justificando tal fato pela sua origem, derivada do petróleo. É importante avaliar que esta é a única categoria de impacto na qual as fibras acrílicas apresentam maiores contribuições.

3. Conclusões Diante dos resultados apresentados, observa-se que a produção de fios de fibras acrílicas, apesar da origem química, são muito menos nocivas ao ambiente quando comparadas às fibras de algodão, conhecida pela sua origem natural, passando por processos relativamente mais simples nas etapas produtivas. Existe um apelo muito grande na indústria da moda pelo uso de fibras naturais, devido á sua capacidade de renovação e biodegradabilidade. Toda a carga de agrotóxicos usada para controle da cultura algodoeira causa uma série de problemas de ordem ambiental e humana e isto deve ser considerado. Vale ressaltar também, que além das etapas anteriores à produção dos artigos têxteis confeccionados, é importante que se avalie as fases de uso e manutenção dos artigos, o que contemplaria um estudo mais aprofundado. Os conceitos de sustentabilidade devem ser reavaliados, com uma visão holística, que contemple toda a cadeia produtiva dos produtos. Para que se possa conhecer

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e avaliar as etapas produtivas dos diversos produtos, a ACV se configura como uma valiosa técnica, capaz de fornecer informações e apresentar resultados para uma avaliação mais complexa e abrangente de um produto ou processo especificamente.

4. Referências EPA. Life cycle assessment: principles and practice. Cincinnati, Ohio,2006.Disponível: http://www.epa.gov/nrmrl/lcaccess/pdfs/chapter1_frontmatter_lca101.pdf GARCIA, E.; ALVES, N.; BRITO, C. Thermpan ( Poliacrilonitrila Termoplástica). Um novo termoplástico obtido com a Glicerina de Biodiesel. Disponível em: http://www.quimlab.com.br/publish/pub/docs/artigo_poliacrilonitrila_termoplastica.pdf. Acesso em abril de 2010. INTERNATIONAL STANDARD ORGANIZATION. Environmental Management – Life Cycle Assessment – Principles and Framewok. Reference Number ISO 14040:2006. KOROL, D.B. Significance of environmental life cycle assessment (lca) method in the iron and steel industry. Metalurgija 50 (2011) 3, 205-208. Disponível em: http://public.carnet.hr/metalurg/Metalurgija/2011_vol_50/No_3/MET_50_3_205-208_Burchart-Korol.pdf. Acesso em novembro de 2011. TAKAHASHI, S. Avaliação ambiental do setor de transporte de cargas: comparação de métodos. UTFPR, 2008. USDA. United States Department of Agriculture. Disponível em: http://www.ers.usda.gov/Publications/CWS/2011/06Jun/CWS11D01/ CWS11D01.pdf. Acesso em 20 de fevereiro de 2012.

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Análise crítica da aplicação da avaliação do ciclo de vida no contexto de remediação de áreas contaminadas A. C. L. Cunha, R. H. Arduin1, M. S. Ruiz2, C. E. Teixeira1,2 1 2

IPT – Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo. UNINOVE – Universidade Nove de Julho – Mestrado Profissional em Gestão Ambiental e Sustentabilidade – GeAS.

A remediação de áreas contaminadas é a aplicação de técnica(s) em uma área contaminada, visando à remoção, redução ou contenção das concentrações de contaminantes. Os processos de remediação podem acarretar em impactos ambientais associados ao uso de recursos, emissões e transformação da área. Nesse contexto, desde 1999 emergiram estudos visando avaliar os impactos ambientais associados aos processos de remediação. A partir de uma revisão bibliográfica sistemática, o presente artigo apresenta o cenário internacional da aplicação da avaliação do ciclo de vida em tecnologias de remediação e os avalia considerando o método apresentado na série ISO 14040. A unidade funcional e o escopo temporal variaram dependendo do cenário da contaminação e dos critérios técnicos estabelecidos para a remediação. A maior parte dos estudos foi prospectivo e com abordagem atribucional. Para a avaliação do impacto do ciclo de vida, os estudos utilizaram metodologias de impacto de ponto médio, sendo a categoria de impacto de maior incidência o potencial de aquecimento global. Alguns autores consideraram além dos impactos do processo de remediação, os impactos inerentes à contaminação, distinguindo-os como secundários e primários, respectivamente. A principal dificuldade relatada nos estudos avaliados foi a ausência de dados específicos, tais como culturas de microorganismos e nanopartículas de ferro. 1. Introdução A remediação de áreas contaminadas é uma das ações de intervenção para reabilitação de área contaminada, que consiste em aplicação de técnicas, visando à remoção, contenção ou redução das concentrações de contaminantes (CONSELHO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE, 2009). A remediação não necessariamente recupera a área contaminada em sua totalidade, considerando que restaurar a multifuncionalidade de uma área contaminada pode levar décadas e ser inviável em termos de valor do investimento (BEINAT; NIJKAMP, 1997). Tecnologias vêm sendo desenvolvidas e implantadas como alternativas de remediação, as quais podem envolver processos biológicos, térmicos, físicos e químicos, como biorremediação, fitorremediação, tratamento químico, tratamento térmico, entre outros (SHARMA; REDDY, 2004). A seleção e/ou associação de tecnologias depende da aplicação pretendida para a área, da avaliação de risco, eficiência do processo, tempo para descontaminação e viabilidade econômica. Nos últimos anos, autores têm salientado a importância de considerar no gerenciamento de áreas contaminadas, junto à variável técnica e a econômica, os impactos dos processos de remediação de modo a assegurar a gestão sustentável destas áreas (LESAGE et al., 2007a; DIAMOND et al., 1999). Destaca-se a importância do The Sustainable Remediation Forum (SURF) ocorrido em 2006 nos Estados Unidos, como um marco no diálogo sobre remediação sustentável entre os atores envolvidos na decisão e implantação de técnicas de remediação.

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Dentre os métodos que vem sendo utilizados visando avaliar e aplicar tecnologias de remediação com menores impactos ambientais destaca-se a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Nesse contexto, a partir de uma revisão bibliográfica sistemática, o presente artigo apresenta o cenário internacional da aplicação da avaliação do ciclo de vida em tecnologias de remediação e o avalia considerando o método apresentado na série ISO 14040.

2. Avaliação do ciclo de vida aplicada a tecnologias de remediação O primeiro estudo de avaliação do ciclo de vida aplicado a tecnologias de remediação foi realizado em 1999. Nota-se um aumento progressivo no número de trabalhos acerca deste tema, sendo que o período em que ocorreu o maior número de publicações foi entre os anos 2010 e 2011, quinze das trinta e sete publicações localizadas. Dentre os estudos de ACV de tecnologias de remediação localizados até dezembro de 2011, treze realizaram aplicação completa do método, isto é, contemplando as quatro etapas da ACV descrita nas normas ABNT NBR ISO 14040 e 14044 (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 2009a; 2009b). Os demais estudos referem-se a estudos teóricos no tema de ACV e remediação, bem como estudos em que apenas parte da ACV foi realizada e os dados foram correlacionados com outros métodos, como por exemplo, Blanc et al. (2004) que aplicou os dados do inventário do ciclo de vida em análise multi-critério. O Quadro 1 apresenta algumas variáveis dos treze estudos identificados. Os estudos foram na sua maioria estudos prospectivos, ou seja, realizados antes da implantação das tecnologias de remediação, com o objetivo de comparar os impactos de possíveis tecnologias a serem implantadas. Referente à abordagem da ACV, apenas o estudo realizado por Lesage et al. (2007b) realizou ACV consequencial, sendo o objetivo do estudo avaliar as consequências do uso posterior à remediação do local, compreendendo reabilitação para uso residencial, ou minimização da exposição. Os demais apresentaram abordagem atribucional, sendo, de forma geral, o objetivo dos estudos avaliar os impactos associados à contaminação e/ou a aplicação de certa(s) tecnologia(s) de remediação. As áreas contaminadas que foram objeto de estudo em ACV foram impactadas, sobretudo por hidrocarboneto policíclico aromático (HPA), conforme apresentado no Quadro 1. O contaminante HPA é classificado na ABNT NBR 10004 (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 2004) como resíduo classe I, isto é, resíduo perigoso. A emissão de HPA está associada a ações antrópicas tais como derramamento de petróleo, queima de combustíveis e resíduos industriais (SISINNO et al., 2003). As tecnologias de remediação mais avaliadas escavação e disposição, bombeamento e tratamento, e barreira reativa permeável. As tecnologias podem ser aplicadas in situ, em que a remediação atua na zona onde o contaminante se encontra, ex situ em que se retira o meio contaminado e trata-se em algum local específico, e ainda ex situ e on site, em que, o material contaminado é retirado e o tratamento é na própria área (DANISH NATIONAL RAILWAY AGENCY, 2000). Dentre os estudos analisados, sete realizaram ACV para alternativas tecnológicas ex situ, cinco para ex situ e in situ e apenas um para alternativa in situ. De forma geral, conforme apresentado por Toffoletto, Deschêne e Samson (2004) a unidade funcional dos estudos de ACV aplicados à tecnologia de remediação baseia-se em um montante de solo e/ou aquífero contaminado, uma concentração alvo de contaminação a ser atingida, e um determinado tempo de

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Quadro 1: Estudos de ACV aplicados à remedição.

Autores e Anos

Contaminantes

SUER, P.; ANDERSSON-SKOLD, Y. (2011)

Óleo

HU, X.; ZHU, J.; DING. G. (2011)

Bifenilas policloradas (PCBs)

MAK, M.S.H; LO, I. M. C. (2011)

Cromo 4 (Cr); Cromo 4 com arsênio (As).

Tecnologias

Unidade funcional

Escavação; Fitorremediação; Atenuação natural.

Escavação: 5.000 m2 por 40 dias. Fitorremediação e não remediação: 5.000 m2 por 20 anos.

Incineração por infravermelho; Decomposição catalisada por base.

Tratamento de 10.000 ton de solo contaminado com 8001000 ppm de PCB para menos de 5 ppm.

Barreira reativa permeável.

Tratamento de 20.000 m3 de água subterrânea contaminada, até atingir padrão de qualidade de água potável da OMS (sendo para Cr e As 50 e 10 mg / L, respectivamente) em 30 anos. Tratamento de 700 m3 de solo contaminado com uma remoção de 98% da massa de contaminantes, a fim de assegurar o critério de qualidade da Dinamarca para águas subterrâneas de 1 ug/L para etenos clorados.

LEMMING, G. et al. (2010)

Tricloroetano.

Biorremediação; Dessorção térmica; Escavação; Atenuação natural.

HIGGINS, M. R.; OLSON, T. M. (2009)

Compostos orgânicos voláteis.

Barreira permeável reativa; Bombeamento e tratamento.

Capturar de forma eficaz os contaminantes da pluma e tratá-los em um escopo de 30 anos.

CADOTTE, M.; DESCHÊNES, L.; SAMSON, R. (2007)

Diesel

Bombeamento para remoção, atenuação natural para o solo e tratamento da água; Remoção e bioremediação para tratamento do solo e água; Remoção, bioremediação para tratamento do solo e oxidação química para tratamento da água; Escavação, biopilha para tratamento do solo e atenuação natural para a água.

Remediação de 375 m3 até atingir o critério Quebec B (700 mg por kg-1) para solo e o limite detectável C10-C50 para água potável.

LESAGE, P. et al. (2007)

Hidrocarbonetos de petróleo; Metais; Hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (PAH).

Escavação e disposição

Gerenciamento apropriado e legal de um 1 ha de área contaminada (brownfield).

BAYER, P.; FINKEL, M. (2006)

Hidrocarbonetos aromáticos policíclicos; Betume.

Bombeamento e tratamento; Barreira permeável; Barreira impermeável.

Não especificado.

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TOFFOLETTO, L.; DESCHÊNES, L.; SAMSON, R. (2005)

Diesel

Escavação e biopilha.

Remediação, durante dois anos, de 8.000 m3 de solo até o critério Quebec B (700 mg C10-C50 / kg).

GODIN, J. et al. (2004)

Aterro de borra residual de produção de alumínio

Atenuação natural Escavação e disposição; Escavação e tratamento; Escavação e incineração.

Gerenciamento de 460.000 m3 de resíduos misturados e 200.000 m3 de solo contaminado por um período de 50 anos.

BLANC, A. et al. (2004)

Enxofre

Escavação e bio-lixiviação; Escavação e disposição em aterro; Escavação e contenção; Escavação e calagem.

Tratamento do solo que reduza os riscos ambientais em um nível aceitável em um curto período de tempo.

PAGE, C. A. et al. (1999)

Chumbo e outros contaminantes (cádmio, arsênio e PAH)

Escavação e disposição.

Montante equivalente de solo escavado e disposto e aquífero tratado em 25 anos.

VOLKWEIN, S.; HURTING, H. W.; KLÖPFFER, W (1999)

Hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, óleo mineral e cromo

Escavação e contenção on site; Selamento da superfície da área contaminada com asfalto; Escavação e tratamento.

Risco aceitável Conjunto de atividades para determinado nível de risco.

remediação. Considerando que o tempo de cada processo de remediação pode apresentar variações em função da tecnologia e características da contaminação, este parâmetro apresentou notável variação, conforme observado no Quadro 1. Acerca da fronteira dos estudos, uma vez que os equipamentos utilizados para remediação podem ser utilizados em outros sistemas de produto, essa foi a principal justificativa para não considerá-los nos limites dos sistemas (MORAIS; DELERUE-MATOS, 2010). Em relação aos inventários, a fonte e qualidade dos dados primários e/ou secundários dos estudos variaram conforme disponibilidade de dados. Blanc et al. (2004), utilizou para seu estudo dados de remediação dos relatórios de consultores, e Lemming et al. (2010) coletou dados em empresas. Conforme apresentado por Lemming, Hauschild e Bjerg (2010), para alguns aspectos ambientais associados às tecnologias de remediação (materiais e serviços específicos), ainda são inexistentes inventários para ACV. Os autores citam, por exemplo, a produção de carvão ativado, utilizado em tratamento de vapor ou água em vários projetos de remediação, assim como produtos específicos de algumas tecnologias a serem adicionados ao solo, como culturas de microrganismos, ferro zero-valente, substratos, oxidantes químicos entre outros. Para a avaliação do impacto do ciclo de vida a maior parte dos estudos utilizou metodologias de impacto de ponto médio (midpoint), sendo os métodos EDIP e TRACI os mais incidentes, ambos utilizados em três estudos. O software mais utilizado foi o Simapro, em sete estudos. A ACV aplicada a remediação de áreas contaminadas apresenta como particularidade a subdivisão dos impactos associados ao sistema de produto em: primários, secundários e terciários. Os impactos relacionados à contaminação da área são considerados primários, enquanto aqueles associados aos processos de remediação são definidos como impactos secundários. Por sua vez, no caso de ACV consequencial, os impactos da reabilitação da área são definidos como impactos terciários (LESAGE et al., 2007b).

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Entre os estudos levantados na revisão, sete consideraram os impactos primários, todos consideraram os impactos secundários e apenas um contemplou impactos terciários. A categoria de impacto de maior incidência nos estudos de ACV em remediação foi o potencial de aquecimento global analisada em onze dos treze estudos, seguida pelas categorias potencial de depleção da camada de ozônio, potencial de acidificação e potencial de eutrofização, com incidência em nove estudos. 3. Discussão O uso da ACV em processos de remediação é efetivo em situações em que diferentes possibilidades de remediação são disponíveis finaceiramente, legalmente e tecnicamente (VOLKWEIN; HURTING; KLÖPFFER, 1999). A alta incidência nos estudos analisados da alternativa escavação decorre da maior facilidade em escavar e tratar ou dispor o material contaminado, frente a um tratamento in loco (in situ), sendo que normalmente a fonte de contaminação precisa ser isolada ou removida. Conforme exposto anteriormente, a maior parte dos estudos não considerou os impactos inerentes à contaminação. Autores já relataram a relevância de realizar a avaliação dos impactos relacionados à ecotoxicidade e toxicidade humana na avaliação de risco, bem como a integração da avaliação de risco na ACV (MORAIS; DELERUE-MATOS, 2010). Faz-se interessante ressaltar ainda que quando a avaliação de risco estabelece a possibilidade da alternativa de atenuação natural, é relevante contemplar os impactos primários na ACV. 4. Conclusão A aplicação da ACV nos estudos de caso pesquisados propiciou resultados para a tomada de decisão quanto à avaliação de impactos ambientais de tecnologias de remediação. Contudo, limitações acerca da complexidade do processo e carência de dados se destacam entre as fraquezas deste tipo de estudo. É preciso um alto grau de desenvolvimento e conhecimento das tecnologias envolvidas, bem como inventários específicos aos processos de remediação. A inserção da variável ambiental ao atual sistema de gerenciamento de áreas contaminadas pode potencializar o benefício da remediação e proporcionar ganhos como melhores condições ambientais à comunidade local durante a remediação, bem como a diminuição de riscos intrínsecos aos processos de remediação.

5. Agradecimento Os autores agradecem o apoio financeiro concedido pelo BNDES.

6. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 10004: Resíduos Sólidos – Classificação. Rio de Janeiro: ABNT, 2004. 71 p. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040: Gestão ambiental - Avaliação do ciclo de vida - Princípios e estrutura. Rio de Janeiro: ABNT, 2009a. 21p.

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ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14044: Gestão ambiental - Avaliação do ciclo de vida - Requisitos e orientações. Rio de Janeiro: ABNT, 2009b. 46p. BAYER, P.; FINKEL, M. Life cycle assessment of active and passive groundwater remediation technologies. Journal of Contaminant Hydrology, Amsterdam, v.83, n.3/4, p.171-199, 10 Feb. 2006. BEINAT, E.; NIJKAMP, P. Environmental rehabilitation: efficiency and effectiveness in soil remediation. Amsterdam: Faculteit der Economische Wetenschappen en Econometric, 1997. 16p. (Serie Research Memoranda) BLANC, A. et al. Life cycle assessment as a tool for controlling the development of technical activities: application to the remediation of a site contaminated by sulfur. Advances in Environmental Research, v.8, n.3/4, p.613-627, 2004. CONSELHO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE. Resolução nº 420, de 28 de dezembro de 2009. Dispõe sobre critérios e valores orientadores de qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas e estabelece diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas contaminadas por essas substâncias em decorrência de atividades antrópicas. Diário Oficial da União, Brasília, n. 249, 30 dez. 2009. p. 81-84. CADOTTE, M.; DESCHÊNES, L.; SAMSON, R. Selection of a remediation scenario for a diesel-contaminated site using LCA. International Journal of Life Cycle Assessment, v.12, n.4, p.239-251, 04 May 2007. DANISH NATIONAL RAILWAY AGENCY. Danish State Railways. Environmental/economic evaluation and optimising of contaminated sites remediation method to involve environmental assessment. Copenhagen: DNRA, 2000. 99p. DIAMOND, M. L. et al. Life-cycle framework for assessment of site remediation options: method and generic survey. Environmental Toxicology and Chemistry, v.18, n.4, p.788-800, 1999. GODIN, J. et al. Combined use of life cycle assessment and groundwater transport modeling to support contaminated site management. Human and Ecological Risk Assessment, Montreal, v.10, n.6, p.1099-1116, 2004. HIGGINS, M. R.; OLSON, T. M. Life-cycle case study comparison of permeable reactive barrier versus pump-and-treat remediation. Environmental Science & Technology, Washington, v.43, n.24, p.9432-9438, 2009. HU, X.; ZHU, J.; DING Q. Environmental life-cycle comparisons of two polychlorinated biphenyl remediation technologies: incineration and base catalyzed decomposition. Journal of Hazardous Materials, Amsterdam, v.191, n.1/3, p.258-268, 2011. LEMMING, G. et al. Environmental impacts of remediation of a trichloroethene-contaminated site: life cycle assessment of remediation alternatives. Environmental Science & Technology, Easton, v.44, n.23, p.9163-9169, 2010. LEMMING, G.; HAUSCHILD M. Z.; BJERG, P. L. Life cycle assessment of soil and groundwater remediation technologies: literature review. International Journal of Life Cycle Assessment, v.15, n.1, p.115-127, 2010. LESAGE, P. et al. Environmental assessment of brownfield rehabilitation using two different life cycle inventory models: Part 1: methodological approach. International Journal of Life Cycle Assessment, New York, v.12, n.6, p.391-398, 2007a. LESAGE, P. et al. Environmental assessment of brownfield rehabilitation using two different life cycle inventory models: Part 2: case study. International Journal of Life Cycle Assessment, New York, v.12, n.7, p.497-513, 2007b. MAK, M. S. H.; LO, I. M. C. Environmental life cycle assessment of permeable reactive barriers: effects of construction methods, reactive materials and groundwater constituents. Environmental Science Technology, Washington, v.45, n.23, p.10148-10154, 2011. MORAIS, S. A.; DELERUE-MATOS, C. A perspective on LCA application in site remediation services: Critical review of challenges. Journal of Hazardous Materials, Amsterdam, v.175, n.1/3, p.12-22, 2010. PAGE, C. A. et al. Life-cycle framework for assessment of site remediation options: case study. Environmental Toxicology and Chemistry, v.18, n.4, p.801-810, 1999. SHARMA, H. D.; REDDY, K. R. Geoenvironmental engineering: site remediation, waste containment, and emerging waste management technologies. [S. l.]: Wiley, 2004. 992 p. SISINNO, C. L. S. et al. Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos em resíduos sólidos industriais: uma avaliação preliminar do risco potencial de contaminação ambiental e humana em áreas de disposição de resíduos. Cadernos de Saúde Pública, v.19, n.2, p.671-676, 2003. SUER, P.; ANDERSSON-SKÖLD, Y. Biofuel or excavation? - Life cycle assessment (LCA) of soil remediation options. Biomass and Bioenergy. v.35, n.2, p.969-981, 2011. TOFFOLETTO, L.; DESCHÊNES, L.; SAMSON, R. LCA of ex-situ bioremediation of diesel-contaminated soil. International Journal of Life Cycle Assessment, v.10, n.6, p.406-416, 18 Oct. 2005. VOLKWEIN, S.; HURTING, H. W.; KLÖPFFER, W. Life cycle assessment of contaminated sites remediation. International Journal of Life Cycle Assessment, v.4, n.5, p.263-274, 1999.

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Análise de dados de relatórios ambientais para ICVs: estudo do relatório de qualidade do ar da CETESB L. Klemann1, C. M. L. Ugaya1 1

PPGEM, Universidade Tecnológica Federal do Paraná.

Com a crescente preocupação em relação à questão ambiental, não somente a sociedade, como também as empresas vêm buscando um equilíbrio, de maneira que as questões econômicas, ambientais e sociais interajam harmoniosamente. Dentre as ferramentas utilizadas para esse fim, a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) vem se destacando, pois permite avaliar os impactos ambientais de determinado produto ou serviço oferecido. A ACV é composta de quatro fases: definição de objetivo e escopo; análise de inventário; avaliação de impactos; e, interpretação. Dentre essas fases, a análise de inventário, que consiste principalmente na coleta de dados, é a fase que mais consome tempo e talvez a de maior dificuldade em virtude de sua extensão. Por outro lado, existem dados disponibilizados em relatórios, sejam de agências ambientais, sejam de empresas que poderão, eventualmente, ser utilizados. Esse trabalho tem como objetivo, portanto, verificar a possibilidade de utilizar os dados desses relatórios ambientais para auxiliar a elaboração de ICVs. Para realizar essa verificação estabeleceram-se alguns critérios de corte e de qualidade que devem ser atendidos e, caso sejam, estabeleceu-se uma adequação para que possam ser utilizados em ICVs. Em seguida foi executado um estudo de caso em que é mostrado como foi feita a verificação e adequação dos dados para poderem, enfim, serem utilizados em ICVs. Como resultado, pode-se afirmar que seguindo o procedimento adotado nesse trabalho é possível utilizar os dados desses relatórios ambientais. Identificou-se, porém, que a qualidade da maioria desses dados é baixa. 1. Introdução De acordo com a norma ISO 14040 (ABNT, 2009a), um estudo de ACV é composto de quatro fases: a) definição de objetivo e escopo; b) análise de inventário; c) avaliação de impactos; e, d) interpretação. Dentre essas fases, a análise de inventário, que consiste principalmente na coleta de dados, é a fase que mais consome tempo e talvez a de maior dificuldade (UNEP, 1996). Esse fato ocorre porque em muitos casos o processo de coleta de informações acaba sendo inviabilizado por motivos diversos, como o desinteresse de empresas ou de setores produtivos, a preservação de confidencialidade do uso de determinados insumos e tecnologias ou a reticência de muitas corporações, com receio de despertar a atenção de seus sistemas produtivos para as agências ambientais e organizações não-governamentais (SEO; KULAY, 2006). Com a intenção de amenizar a falta de dados na América Latina, consequentemente também no Brasil, cria-se a oportunidade desse trabalho. Curran et al. (2011) indicam que existem muitos dados brutos disponíveis que podem ser compilados e utilizados para bases de dados de ICVs. No Brasil, por exemplo, existem vários relatórios elaborados por órgãos e secretarias ambientais estaduais do Brasil e pelas próprias indústrias, referentes à qualidade do ar; geração de resíduos sólidos domiciliares e industriais; qualidade das águas subterrâneas, interiores e litorâneas; áreas contaminadas; entre outros.

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O objetivo geral desse trabalho, portanto, é verificar se e como os dados presentes nos relatórios ambientais podem ser utilizados em ICVs. Para tanto os objetivos específicos consistem em: estabelecer critérios de corte para avaliar se os dados dos relatórios podem ou não serem utilizados em ICVs; estabelecer requisitos adicionais para avaliar a qualidade dos dados dos relatórios quem atenderam aos critérios de corte; e, adequar os dados dos relatórios ambientais que atenderam aos critérios de corte e adicionais a fim de que possam ser utilizados em ICVs.

2. Metodologia 2.1 Estabelecer critérios de corte A fim de verificar se os dados presentes nos relatórios ambientais podem ou não serem utilizados em ICVs foram estabelecidos critérios de corte. Para estabelecer esses critérios de corte vários relatórios ambientais publicados, tanto por órgãos ambientais como por indústrias, foram avaliados. Essa avaliação consistiu em verificar se existiam dados quantitativos de entradas e/ou saídas relacionados a um sistema de produto para um determinado período de tempo nos relatórios ambientais, baseados nas exigências da norma NBR ISO 14044 (ABNT, 2009b). Outra informação relevante, além disso, é a maneira como os dados são apresentados, se estão agrupados ou não. Constatou-se, portanto, que existiam alguns relatórios somente descritivos, em outros não havia a determinação do ano a que os dados presentes pertenciam e, ainda, que os dados eram apresentados de diferentes maneiras em cada relatório. Com essa avaliação foi possível estabelecer dois critérios de corte: a) Os relatórios devem apresentar dados quantitativos de entradas e/ou saídas. b) Deve ser especificado o ano a que pertencem os dados. Se esse critérios forem atendidos, pode-se afirmar que os dados dos relatórios podem ser usados em ICVs. E, além disso, foi estabelecido um critério adicional que determinará a maneira como prosseguir com a manipulação dos dados. Sendo este: a) Dados apresentados individualmente para cada indústria. 2.2 Estabelecer requisites de qualidade Após terem sido estabelecidos critérios de corte, notou-se a necessidade daqueles relatórios que atenderem a esses critérios de corte serem avaliados de acordo com requisitos de qualidade. Quanto mais requisitos de qualidade forem atendidos, portanto, melhor são os dados do relatório. Foram estabelecidos oito requisitos de qualidade adaptados do Requisitos de qualidade apresentados na NBR ISO 14044 (ABNT, 2009b). São eles: 1. Cobertura geográfica: deve ser especificada a região onde estão localizadas as indústrias ou os setores industriais. 2. Cobertura tecnológica: deve ser especificada a tecnologia utilizada pelas indústrias ou setores industriais. 3. Precisão: deve ser especificado se há alguma variabilidade nos valores dos dados. 4. Completeza: percentagem dos fluxos que é medida ou estimada.

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5. Representatividade: se está descrito nos relatórios a representatividade da indústria ou do setor industrial. 6. Consistência: se os dados presentes nos relatórios foram coletados da mesma forma. 7. Reprodutibilidade: se é possível reproduzir os dados. 8. Fonte de dados: se é apresentada nos relatórios a fonte utilizada para os dados que não são medidos na planta. 2.3 Levantamento dos relatórios ambientais É importante definir quais tipos de relatórios ambientais elaborados são o alvo desse estudo; são esses: relatórios publicados por órgãos ambientais a respeito dos seguintes temas: resíduos sólidos, qualidade do ar e qualidade da água; relatórios de sustentabilidade, balanços sociais, relatórios ambientais publicados por indústrias. Estão incluídos, ainda, inventários, monitoramentos e diagnósticos. Foram encontrados 54 relatórios ambientais elaborados por órgãos ambientais, dentre esses 15 atenderam aos critérios de corte, sendo o relatório da qualidade do ar elaborado pela CETESB um dos que atenderam aos critérios (KLEMANN; UGAYA, 2010). Já, para os relatórios elaborados pelas indústrias não foi feito esse levantamento devido ao grande número de indústrias existentes no país. Caso o executor do ICV deseje fazer um levantamento dos relatórios que lhe seriam de interesse, este deve definir, portanto, qual é o objeto de estudo do ICV (p.ex. produção de açúcar e álcool) que ele deseja executar, para qual intervalo de tempo (p.ex. entre 2005 e 2010) e qual área abrangeria (p.ex. Brasil). A partir dessas definições o executor poderia, então, partir para o levantamento dos relatórios ambientais que correspondem a suas exigências. 2.4 Avaliar os relatórios ambientais de acordo com critérios de corte e requisitos de qualidade Feito o levantamento dos relatórios ambientais, o executor deverá avaliar se nesses relatórios estão contidos dados quantitativos de entradas e/ou saídas (critério de corte a), se está descrito a que ano pertencem esses dados (critério de corte b) e, por último, a maneira como são apresentados os dados (critério adicional c). Se os critérios de corte forem atendidos, os dados do relatório ambiental serão posteriormente avaliados de acordo com os oito requisitos de qualidade acima apresentados. 2.5 Adequar os dados para serem utilizados em ICVs Aqueles relatórios que atenderam aos critérios de corte e foram avaliados pelos requisitos de qualidade terão, portanto, seus dados adequados a fim de que sejam utilizados em ICVs. Primeiramente, é importante definir o fluxo de referência, pois este determina o que está sendo estudado. Uma segunda etapa é coleta de dados adicionais, pois muitas vezes são necessários dados que não se encontram nos relatórios. Na terceira etapa relacionam-se os dados do relatório ambiental e os dados coletados anteriormente ao fluxo de referência geralmente por meio de cálculos. Na quarta etapa a fim de verificar se os dados estão corretos é feita a verificação desses dados fazendo comparações com dados de bases internacionais. Essas verificações não levam em conta o escopo geográfico e temporal, sendo somente observado se a tecnologia utilizada no relatório ambiental é similar à da base de dados utilizada para comparação. E, na quinta etapa, os dados do relatório ambiental serão avaliados de acordo com a Matriz Pedigree.

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3. Estudo de Caso: Relatório “Qualidade do ar no estado de São Paulo” elaborado pela CETESB O objetivo principal desse relatório é apresentar o diagnóstico da qualidade do ar em São Paulo. São apresentados, portanto, dados de emissões atmosféricas de várias indústrias do estado. Esse relatório atendeu aos critérios a), b) e c). Já, dentre os requisitos de qualidade atendeu à Cobertura geográfica e Fonte de dados. Seus dados, portanto, poderão ser utilizados em ICVs. Para isso deverá ser feita uma adequação desses dados. Optou-se, assim, por escolher a indústria Santa Cruz Açúcar e Álcool S/A de maneira aleatória para exemplificar essa adequação. No relatório são informadas as seguintes emissões atmosféricas provenientes dessa indústria. De acordo com as etapas de adequação foi definido o fluxo de referência como 1 tonelada de produto. Identificou-se, ainda, que para saber a emissão de poluentes por tonelada de produto seria necessário coletar dados a respeito da produção da indústria no ano de 2008. No ano de 2008, portanto, foram produzidos 366.626.136 t de açúcar e álcool (USINA SANTA CRUZ, 2010). Relacionando, agora, o fluxo de referência aos dados coletados obteve-se o seguinte resultado: Verificando esses dados com a base de dados Ecoinvent e com um estudo elaborado por Ometto (2005) obteve-se a seguinte tabela de comparação:

Tabela 1: Dados da indústria Santa Cruz Açúcar e Álcool presentes no relatório da CETESB.

Emissão de poluentes (t/ano)

Indústria

Município

Santa Cruz S/A Açúcar e Álcool

Américo Brasiliense

CO

HC

NOx

SOx

MP

-

-

479,6

-

559,5

Fonte: CETESB, 2008.

Tabela 2: Emissão atmosférica por t produto da indústria Santa Cruz Açúcar e Álcool.

Emissão de poluentes (kg/t produto)

Indústria Santa Cruz S/A Açúcar e Álcool

CO

HC

NOx

SOx

MP

-

-

1,31

-

1,53

Tabela 3: Comparação entre os dados do estudo de caso, Ometto (2005) e a base de dados Ecoinvent.

Estudo de caso CETESB

Ometto, 2005 Sem distrib. e utiliz. álcool

Ometto, 2005 Sem prepario solo, plantio, distrib. e utiliz. álcool

Ecoinvent

NOx (kg/t)

1,3

16,4

1,5

1,2

MP (kg/t)

1,5

45,8

1,7

0,5

Fonte: adaptado de Ometto (2005) e Jungbluth et al. 2007.

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A primeira coluna apresenta os dados obtidos no estudo de caso. Já, na segunda e terceira colunas, são apresentados os dados de Ometto (2005) com algumas adaptações. No estudo de Ometto (2005) são consideradas nove etapas no ciclo de vida da produção do álcool etílico, são elas: preparo do solo, plantio da cana, tratos culturais, colheita da cana, geração de vapor e energia elétrica, fertirrigação, distribuição do álcool e utilização do álcool. Na segunda coluna, portanto, foram desconsideradas as etapas de distribuição e utilização do álcool, pois no relatório da CETESB essas etapas não estão contempladas. E, na terceira coluna além de não terem sido consideradas essas duas etapas também não foram consideradas as etapas de preparo do solo, plantio da cana, tratos culturais e colheita da cana, pois foi suposto que o relatório da CETESB não inclui essas etapas. Já, na última coluna são apresentadas as emissões provenientes da base de dados Ecoivent. Observa-se com Tabela 3 que os valores obtidos no estudo de caso são aceitáveis por estarem próximos da maioria dos outros valores apresentados na tabela. É importante ressaltar aqui que apesar de os dados do relatório da CETESB não contemplarem todas as etapas de produção do álcool etílico, são dados importantes, pois se tratam de dados das etapas que contribuem mais para emissão de poluentes dentro da cadeia do álcool etílico. Quem definirá se esses dados serão suficientes para a constituição de um ICV será o executor deste de acordo com a definição do escopo do seu estudo. Na última etapa os dados do relatório ambiental foram avaliados de acordo com a Matriz Pedigree mostrada na Tabela 4. Tabela 4: Avaliação dos dados do relatório ambiental de acordo com a Matriz Pedigree.

Confiabilidade

3

Completeza

1

Correl. Temporal

1

Correl. Geográfica

1

Correl. Tecnológica

1

Tamanho da amostra

5

A Confiabilidade recebeu pontuação 3 devido ao relatório não informar exatamente quais dados foram medidos e quais foram baseados em fatores de emissão. Já, Completeza, Correlação temporal, Correlação geográfica e Correlação tecnológica receberam pontuação 1, pois são dados do ano, do local e da tecnologia sob estudo. E, por último, Tamanho da amostra recebeu pontuação 5 porque não foi possível identificar quantas vezes os dados foram medidos para serem obtidos.

4. Discussão e conclusões Observando o estudo de caso pode-se afirmar que é viável utilizar os dados apresentados nos relatórios ambientais em ICVs. É muito importante, porém, definir previamente os tipos de dados necessários para realizar o ICV em questão e só a partir dessa definição e não tendo conseguido obter os dados de forma direta (contato com as empresas, questionários, etc.), deve-se partir para a coleta desses dados nos relatórios ambientais. Deve-se estar ciente, porém, que a qualidade dos dados presentes nos relatórios

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ambientais é baixa devido à falta de informações importantes. Isso se deve a cada relatório estar estruturado de uma maneira, não existindo um modelo padrão que possa ser utilizado para elaboração desses relatórios. Como sugestão de requisito deveria constar nos relatórios: como foram coletados os dados; a tecnologia utilizada pela indústria que teve os dados coletados; o ano em que foram coletados os dados; se há variabilidade nos dados coletados; delimitar o sistema que está considerado na coleta dos dados. Futuramente, com o maior número de relatórios ambientais publicados e estes sendo cada vez mais confiáveis, poderão se tornar importantes fontes de dados para estudos de ACV. No presente momento, entretanto, servem como uma fonte alternativa ao problema da falta de dados que compromete os estudos de ACV.

5. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, ABNT. NBR ISSO 14040: Gestão ambiental – Avaliação do Ciclo de Vida – Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2009a. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, ABNT. NBR ISSO 14044: Avaliação do Ciclo de Vida – Requisitos e orientações. Rio de Janeiro, 2009b. CURRAN et al. Outlook: future scenarios for knowledge management. Chapter 7. Global Guidance Principles for Life Cycle Assessmente Database: a basis for greener processes and products. Ed. Sonneman, G. and Vigon, B. Producers: UNEP/SETAC Life Cycle Initiative. 2011. Pp. 113-123. JUNGBLUTH et al. Life Cycle Inventories of Bioenergy. Dübendorf: Swiss Centre of Life Cycle Inventories, 2007. Ecoinvent report No. 17. KLEMANN, Liliane; UGAYA, Cássia M.L. Estudo da aplicabilidade de dados de relatórios ambientais em Inventários do Ciclo de Vida no Brasil. 2010. II CBGCV. Florianópolis. OMETTO, Aldo R. Avaliação do ciclo de vida do álcool etílico hidratado combustível pelos métodos EDIP, Exergia e Emergia. 2005. 209 f. Tese (Doutorado em Engenharia Hidráulica e Saneamento) – Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo, São Carlos, 2005. QUALIDADE DO AR NO ESTADO DE SÃO PAULO. São Paulo: Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (CETESB). 2007-2008. Série Relatórios. Anual. SEO, Emilia S. M.; KULAY, Luiz A. Avaliação do ciclo de vida: ferramenta gerencial para tomada de decisão. Revista de Gestão Integrada em Saúde do Trabalho e Meio Ambiente, São Paulo; v.1, n.1, Art. 4, ago. 2006. Disponível em: . UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAMME (UNEP). Life Cycle Assessment: What it is and how to do it. França: United Nations Publication, 1996.

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Análisis de ciclo de vida de las energías renovables en el sector rural Peruano Katherine Matos1, Isabel Quispe Trinidad2, Silvia Roldán3 1 2 3

Miembro de la Red Peruana Ciclo de Vida – Pontificia Universidad Católica del Perú (PUCP). Docente investigadora y coordinadora de la Red Peruana Ciclo de Vida – PUCP. Estudiante de la maestría Ingeniería Ambiental - Universidad Nacional Agraria La Molina.

En el Perú, alrededor del 35% de la población ubicada en las zonas rurales y aisladas, carecen del servicio de electricidad (INEI, 2010). La variada geografía que presenta nuestro país, dificulta la inclusión de éstos al Sistema Eléctrico Interconectado Nacional – SEIN. A modo de hacer frente a este contexto, se impulsa el uso de fuentes de energía alternativas a las convencionales, tales como la eólica, solar, hidráulica, etc. La implementación y desarrollo de dichos proyectos contribuye a la diversificación de actividades económicas de los pobladores, lo que conlleva a una mejor calidad de vida. La envergadura de estos proyectos no resulta ser atractiva para la inversión privada, es por ello, que el estado juega un papel muy importante. Bajo estas condiciones, este estudio busca cuantificar y evaluar los impactos ambientales como resultado de la implementación y uso de las energías renovables en el sector rural peruano (sistema fotovoltaico doméstico y sistemas eólicos).

1. Objetivo y Unidad Funcional El estudio tiene como objetivo evaluar los aspectos e impactos ambientales de las energías renovables utilizadas en el sector rural en el Perú usando la metodología del Análisis de Ciclo de Vida (ACV) como herramienta técnica de gestión que permitirá la toma de decisiones para políticas gubernamentales y sectoriales. La unidad funcional a utilizar es 1Kwh.

2. Inventario de Ciclo de Vida 2.1 Sistemas fotovoltaicos aislados Los sistemas más convencionales en las zonas rurales son los aislados. Un sistema solar aislado se compone principalmente de módulos fotovoltaicos, regulador de carga y sistema de acumulación (batería), un inversor y elementos de protección de circuito; dependiendo del tipo de sistema se puede prescindir de alguno de los componentes. Existen dos tipos de sitemas: regulador-batería y regulador-batería-Inversor. Para el inventario se definió como escenario la producción de 1kW de potencia a partir de sistema fotovoltaicos aislados del tipo regulador - batería. En el Perú, la institución que administra la gran mayoría de proyectos fotovoltaicos a nivel rural es ADINELSA que centraliza sus proyectos en la selva peruana, donde existen poblaciones aisaldas por las mismas condiciones geográficas; en el presente análisis se considera la instalación de paneles solares en la selva que posee un clima tropical, cuya temperatura varia de 21°C a 31°C y humedad relativa de 85% en promedio durante todo el año.

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El fin de vida del sistema se establece en base a los componentes principales: el panel solar, la batería y regulador. Para el presente estudio se asume que la batería será reciclada. En el inventario se utilizó un cut-off del 2% en peso (kg), el tiempo útil está definido por el panel solar (25 años) que es el componente básico del sistema fotovoltaico. En la figura 1 se muestra el inventario de los principales procesos y componentes usados para modelar las emisiones por 1kWh de paneles fotovoltaicos domiciliarios, algunos sub procesos fueron adaptados agregando el mix eléctrico peruano como suministro energético. Entre los principales componentes figuran el panel fotovoltaico, la batería ácido-plomo, cables, aluminio. 2.2 Sistema de generación eléctrico – eólica Los sistemas más convencionales en las zonas rurales son los aislados. Un sistema eólico aislado se compone principalmente por un aerogenerador, regulador de carga y sistema de acumulación (batería), un inversor y elementos de protección de circuito. Para la elaboración del inventario del sistema eólico domiciliario aislado, se definió previamente como unidad funcional 1 kWh. Las instalaciones en el sector rural se realizan de forma estandarizada, utilizando el mismo tipo de componentes. Las condiciones climáticas consideradas para el sistema eólico es un clima cuya temperatura varia de 7°C a 20°C, con humedad relativa de 68% en promedio y velocidad del viento entre 21 y 31 m/s durante todo el año. En el estudio, el tiempo de vida útil está definido por el aerogenerador (10 años) ya que es componente básico del sistema eólico, siendo estos fabricados por empresas nacionales (TEPERSAC). En la figura 2 se detalla el inventario de los principales procesos usados para modelar las emisiones por 1kWh de paneles fotovoltaicos domiciliarios, algunos sub procesos fueron adaptados agregando el mix eléctrico peruano como suministro energético. Entre los principales componentes figuran el acero, fibra de vidrio, cemento y los transportes.

Figura 1: Inventario de Ciclo de Vida – SFD.

Figura 2: Inventario de Ciclo de Vida – Sistema eólico.

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3. Resultados 3.1 Evaluación ambiental de ambos sistemas En la figura 3 se muestra los impactos ambientales en CO2 eq de los de lo SPD y aerogeneradores utilizando la metodología IPCC 2007. El resultado revela que el sistema fotovoltaico posee un menor impacto que el sistema eólico, resultado que se explica por el impacto que genera cada componente. En la figura(s) 4 - 6 se presenta el resultado de la evaluación de impacto utilizando la metodología Ecoindicator 99, el resultado se analizó por categoría de impacto, la mayor contribución al impacto ambiental, en ambos casos está dada por el uso de recursos (MJ).

0,171

0,2 0,1

0,051

0

Energía fotovoltaica (SFD)

Sistema eólico (aerogeneradores)

Figura 3: Evaluación de Impactos Ambientales (kg. CO2-eq / kWh).

3.6 MJ

Energia colica 1kwh 100%

0.0218 kg

Steel, converter, 20.7%

0.0272 kg

Plg Iron, at 24.2%

0.0692 kg

0.0553 kg

0.165 Hm

Portland cement 32.5%

**Bateria ácido - 15.9%

Transport, Iorry 26.2%

0.0566 kg

Clinker, at plant/CH 29.1%

-0.036 kg

Lead, primary, at -43.9%

56.7 m

Operahon, Iorry 22.2%

0.209 MJ

Electricity, medium 17.5%

0.214 MJ

Electricity, high 17.5%

0.216 MJ

Electricity, 17.5%

Figura 4: Impactos Ambientales sistema eólico diagrama de árbol con distribuión de impactos. (Metodología ECOINDICATOR).

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3.6MJ

Energia Fotovoltaica 100%

0.000224 m2

0.0914 kg

Photovoltaic panel, CIS, at 50.9%

**Bateria ácido - plomo/ PE - 89.8%

0.000224 m2

0.0322 kg

Photovoltaic laminate, CIS 46.2%

0.118 tkm

Transport, lorry 3.5-20t, 64.2%

Sodium hydroxide, 50% in 70.8%

-0.0594 kg

40.6 m

Lead, primary, at plant/ GLO - 249%

Operation, lorry 3.5-20t, 54.4%

0.186 MJ

-0378 MJ

Steel, low-alloyed, at 48.1%

-0.107 kg

Hard coal, burned in -77.4%

Electricity, medium voltage 53.4%

0.0137 kg

Lead concentrate, at -64.7

Figura 5: Impactos Ambientales sistema fotovoltáico diagrama de árbol con distribuión de impactos.(Metodología ECOINDICATOR).

400

356

300 200 100

76

0

Energía fotovoltaica (SFD)

Sistema eólico (aerogeneradores)

Figura 6: Impactos Ambientales (milipuntos / 1kWh).

Ambos sistemas poseen una carga ambiental positiva, sin embargo, donde las baterías son recicladas, el impacto ambiental disminuye considerablemente. 4. Conclusiones y Recomendaciones Tanto para la energía eólica como solar, las baterías ácido plomo son los mayores generadores de impactos ambientales, esto se debe a la presencia de plomo dentro de su composición. Sin embargo, en el escenario de reciclaje esta carga ambiental se vuelve positiva al dejar de impactar al ambiente con la producción de plomo.

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Los SFD tienen un menor impacto ambiental en términos de CO2 eq en comparación al aerogenerador, se puede decir que es más eco-eficiente en términos de gases de efecto invernadero, sin embargo, para escoger entre una tecnología u otra se debe tomar en cuenta otros factores como las características climáticas de la zona por lo que en algunos contextos ambos sistemas no serían comparables entre sí. La carga ambiental incurrida por el transporte local de materiales es significativa para el SFD (cerca de 65% del impacto), se debe revisar este recurso para optimizar. El cambio de uso de suelos incurrido por los micro sistemas de generación eléctrica para el sector rural no son muy significativos debido a que el área que se utiliza para su instalación es muy reducida. Según el Eco-indicator 99 el impacto ambiental en sus tres categorías (salud humana, recursos y calidad de ecosistemas) es mayor para los aerogeneradores que para los SFD; por lo que con esta metodología de evaluación de impactos los SFD son ambientalmente más amigables que los aerogeneradores. Se recomienda evaluar escenarios de disposición final de los paneles solares al final de su vida útil, para así no incurrir en mayores efectos ambientales por una mala disposición. Se debe realizar mayores investigaciones en el fin de vida de las baterias, ya que no hay información registrada al respecto.

5. Referências Alsema E., Fraile D., Frischknecht R., Fthenakis V., Held M., Kim H.C., Pölz W.,Raugei M., de Wild Scholten M., 2009, Methodology Guidelines on Life Cycle Assessment of Photovoltaic Electricity, Subtask 20 “LCA”, IEA PVPS Task 12 Garcia, H. “Potencialidades y barreras existentes para las fuentes Renovables en el Perú”. En Congreso sobre Biocombustibles y Energías Renovables (COBER, 2007) Baldovino, E. “Energía Eólica en Perú” 2008 Intermediate Technology Development Group-ITDG PERU-(1995). Manual de Mini y Microcentrales hidráulicas. Lima Ministerio de Energía y Minas (2008). “Estudio del Plan Maestro de Electrificación Rural con Energía Renovable en la República del Perú” Ministerio de Energía y Minas (2009). Balance Nacional de Energía 2008.

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Aplicação da acv na análise dos impactos ambientais na produção de algodão em pluma A.M. Morita1, E.R.B. Maia1, M.A.S.S. Ravagnani2 1 2

Departamento de Engenharia Têxtil, Universidade Estadual de Maringá. Departamento de Engenharia Química, Universidade Estadual de Maringá.

Este trabalho tem como objetivo avaliar os impactos ambientais na obtenção da fibra de algodão. No cultivo do algodão são realizadas atividade de manejo do solo, adubação e correção, plantio, aplicação de defensivos agrícolas e colheita. Nestas atividades são utilizados produtos químicos (fertilizantes, defensivos agrícolas, desfolhantes, etc.), água, combustíveis fósseis e energia elétrica, que formarão a base para o inventário desta pesquisa. A unidade funcional a ser utilizada será uma tonelada de algodão em pluma (descaroçado). Neste trabalho, os impactos ambientais na obtenção da fibra de algodão foram avaliados, utilizando a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) e o software Simapro 7.3TM da Pré-consultants. Os resultados obtidos demonstram que os impactos ambientais na obtenção da fibra de algodão tem sua causa principal no input de fertilizantes, na utilização de máquinas agrícolas. Portanto, a alternativa para a diminuição dos impactos ambientais no cultivo de algodão seria a busca por combustíveis alternativos e fertilizantes menos impactantes. 1. Introdução O algodão é a fibra têxtil natural mais produzida no mundo. Atualmente, a produção mundial de algodão é de 116,50 milhões de fardos (United States Department of Agriculture - USDA), e o Brasil é o quinto maior produtor de algodão, com uma produção de cerca de 5 milhões de toneladas por ano em uma área de cerca de 6 milhões de hectares (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE). A fibra é composta basicamente de celulose, e em seu cultivo são utilizados fertilizantes, defensivos agrícolas e produtos para correção do solo, além de grande quantidade de combustível fóssil nos processos de manejo do solo, aplicação de produtos químicos e colheita. Os produtos químicos utilizados no cultivo de algodão causam impactos ambientais, afetando principalmente a saúde humana, poluindo águas e ar, causando a depleção de solos e perda de biodiversidade, entre outros (BLACKBURN, 2009). Segundo o IBGE, no Brasil, a cultura do algodão é realizada em latifúndios e com colheita mecanizada, predominantemente nas regiões de Goiás, Mato Grosso e Mato Grosso de Sul. Nestes latifúndios a quantidade de produtos químicos inseridos, a forma de cultivo e colheita e a eficiência produtiva diferem grandemente. Isto pode ser observado tanto de latifúndio para latifúndio como de região para região, e esta variação também influencia os impactos ambientais nestas regiões (BLACKBURN, 2009). Algumas pesquisas vêm sendo realizadas com o objetivo de quantificar os impactos ambientais gerados na produção de fibras têxteis naturais como o algodão, linho e cânhamo (LI, et.al, 201; HAYO, 2004), destacando-se os menores índices de impactos ambientais do cultivo de algodão orgânico e cânhamo. Existem diversas metodologias para a avaliação de impactos ambientais, e uma delas é a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Segundo a ISO 14.040 (2006) a ACV é um método de avaliação que utiliza a compilação e avaliação das entradas, saídas e dos impactos ambientais potenciais de um sistema de produto ao longo do seu ciclo de vida. Esta metodologia vem sendo utilizada para avaliar os impactos ambientais em fibras naturais como o algodão, a lã, o linho, o cânamho e em fibras artificiais celulósicas (SHEN,

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2010; HAYO, 2004; LI, et.al, 2012), mas os estudos referentes à fibra de algodão são baseados em dados americanos, onde as condições de cultivo são bem diferentes das condições brasileiras e nenhum deles demonstra em quais etapas do cultivo ocorre maior impacto ambiental. Portanto este trabalho visa avaliar os impactos ambientais do culttivo de algodão no sudoeste do estado do Mato Grosso do Sul, para identificar quais etapas na obtenção da fibra oferecem maior impacto sobre o meio ambiente.

2. Metodologia de avaliação De acordo com a ISO 14.046 (2006), o estudo da ACV compreende 4 fases, definição de objetivo e escopo, análise de inventário, avaliação de impacto e interpretação. 2.1 Objetivo e escopo O objetivo deste trabalho é avaliar os impactos ambientais da fibra do algodão em pluma e encontrar a etapa causadora do maior impacto ambiental. A unidade funcional é 1 (uma) tonelada de algodão descaroçado (em pluma). Os limites do sistema incluem a preparação da terra, semeadura, aplicação de fertilizantes, corretivos de solo e agrotóxicos (incluindo a água utilizada na dissolução dos produtos), fabricação dos produtos químicos (fertilizantes, corretivos de solo e agrotóxicos), energia elétrica do beneficiamento (descaroçamento) do algodão e transporte de materiais (ver Figura 1). Estão excluídos o combustível consumido no transporte do algodão descaroçado até a fiação, avaliação do caroço do algodão descartado no beneficiamento e das construções. Imput

output Insumos: Sementes Fertilizantes Calcário Agrotóxicos

Preparação da terra

Aplicação de

Emissões para o ar

Semeadura Combustível fóssil

Energia Elétrica

Aplicação de agrotóxicos

Emissões para o água

Colheita

Transporte Água Beneficiamento

Limite do sistema Figura 1: Limite do Sistema de produção da fibra de algodão em pluma.

Emissões para o solo

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2.2 Análise de inventário Os dados deste trabalho são dados básicos utilizados na região de Maracajú e Naviraí em Mato Grosso do Sul, podendo variar de região para região e foram obtidos em contato com a Embrapa Agropecuária Oeste. Para a obtenção de uma tonelada de algodão em pluma, necessita-se de uma área plantada equivalente a 0,945 hectares. O transporte da região de colheita até a beneficiadora é de 200 km. Na tabela 1 estão apresentados os dados de input do sistema. Tabela 1: Dados de imput por 1 tonelada de algodão em pluma.

Produtos

Quantidade

Unidade

Produtos

Quantidade

Unidade

Água

1.610

litros

Desfolhante

0,02

kg

Sementes

14,46

kg

Óleo mineral

6,43

kg

Herbicida

2,48

kg

Calcário

1,93

kg

Fungicida

1,42

kg

Fertilizante (N)

108,7

kg

Inseticida

0,64

kg

Fertilizante (P2O5)

85,26

kg

Reg. de crescimento

0,07

kg

Fertilizante (K2O)

440,77

kg

Energia elétrica

198,52

kWh

Fonte: EMBRAPA (Agropecuária Oeste).

Emissões do cultivo da fibra Para a estimativa das emissões associadas ao cultivo da fibra, foram utilizadas as diretrizes do IPCC (Intergovernmental panel on climate change) Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories (2006), Ecoinvent Report (2007) e baseadas em informações disponibilizadas por especialistas da Embrapa Agropecuária Oeste. Categorias de Impacto Neste trabalho as categorias de impacto consideradas foram a acidificação/eutrofização, a depleção da camada de ozônio, a ecotoxicidade, a respiração inorgânica e a mudança climática. A escolha destas categorias foi baseada nos resultados de estudos de ACV sobre a produção de fibras têxteis (HAYO, 2004; LI, et.al., 2012). Os impactos foram calculados através do software SimaPro7.3TM da Prè-Consultant, utilizando o ecoindicator 99(E).

3. Resultados 3.1 Avaliação de Impactos Acidificação/Eutrofização Os maiores valores foram observados em emissões para o ar, solo e água no cultivo da fibra de algodão, que foi de 69,95 PDF×m2×ano, onde PDF corresponde a fração de desaparecimento potencial de espé-

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cies de plantas. Outras áreas com elevado grau de emissão foram a produção de fertilizantes e corretivos e a utilização de máquinas agrícolas, com 31,91 PDF×m2×ano e 18,09 PDF×m2×ano, respectivamente. Estes impactos são referentes às emissões dos produtos (fertilizantes, agrotóxicos) adicionados no cultivo do algodão e ao consumo de combustíveis fósseis (ver Figura 02 (a)). Depleção da camada de ozônio A depleção da camada de ozônio refere-se ao potencial de diminuição da camada de ozônio, causando malefícios aos seres vivos e ao meio ambiente. Tem como unidade o DALY, ou incapacidade de ajuste nos anos de vida, que é calculado com base na análise do grau e tempo de exposição e os efeitos sobre os seres vivos. Neste trabalho, os resultados obtidos indicam maior impacto na utilização de máquinas agrícolas (4,76 × 10-6 DALY), e a produção de defensivos agrícolas (4,01 × 10-6 DALY). Os resultados podem ser observados na Figura 02 (b). Ecotoxicidade As atividades que utilizam máquinas agrícolas e consomem grandes quantidades de combustíveis fósseis afetam a ecotoxicidade, como pode se comprovado na Figura 2 (c). O valor correspondente a esta atividade é de 124,62 PAF×m2×ano. A unidade PAF é a fração potencialmente afetada de espécies em relação a concentração de substâncias tóxicas no ambiente aquático e terrestre. Respiração inorgânica A categoria de respiração inorgânica é afetada por substâncias químicas inorgânicas, como o NOx, CO, e compostos de enxofre, responsáveis por doenças respiratórias. No presente trabalho, três setores foram responsáveis por altos valores, preparação da terra, produção de fertilizantes e corretivos e as emissões do cultivo da fibra, com 5,57 × 10-4 DALY, 5,58 × 10-4 DALY e 4,05 × 10-4 DALY (ver Figura 2 (d)), respectivamente. Isto se deve ao consumo de combustíveis fósseis na preparação da terra e na produção de fertilizantes e corretivos e as emissões diretas e indiretas na utilização de produtos químicos no cultivo da fibra. Mudança climática Na figura 2 (e) pode ser observado que a produção de fertilizantes e as emissões no cultivo do algodão são responsáveis pelos maiores impactos, correspondendo a 3,09 × 10-4 e 3,08 × 10-4 DALY, respectivamente. Provavelmente, devido ao fato que na produção de fertilizantes (com base em dados europeus), há um grande consumo de combustíveis como o gás e o óleo nas caldeiras, e no caso das emissões refere-se a emissão de CO2 oriundo do calcário aplicado, que de acordo com o IPCC o fator de emissão é de 0,12 sobre a quantidade de calcário aplicada.

4. Conclusão Pode-se concluir, a partir deste estudo, que a utilização de máquinas agrícolas corresponde aos maiores impactos em ecotoxicidade, depleção da camada de ozônio, mudança climática e respiração inorgânica. As emissões do cultivo causam maiores impactos na mudança climática e acidificação/eutrofização. A utilização de fertilizantes e corretivos é responsável por altos impactos na mudança climática e respiração inorgânica. Pode-se concluir, também, que o cultivo da fibra de algodão causa grandes impactos

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(b) Camada de ozônio

(a) Acidificação/eutrofização 5,0E-08 4,5E-08 4,0E-08 3,5E-08 3,0E-08 2,5E-08 2,0E-08 1,5E-08 1,0E-08 5,0E-09 0,0E+00

8,0E+01

5,0E+01

DALY

PDF*m2ano

7,0E+01 6,0E+01 4,0E+01 3,0E+01 2,0E+01 1,0E+01 0,0E+00 Preparação da terra

Defensivos Fertilizantes Transporte Eletricidade agrícolas corretivos

Algodão

Algodão

6,0E-04

1,4E+02

5,0E-04

1,2E+02 PAF*m2ano

Defensivos Fertilizantes Transporte Eletricidade agrícolas corretivos

(d) Resp. Inorgânica

(C) Ecotoxidade

1,0E+02

4,0E-04 DALY

8,0E+02

3,0E-04

6,0E+02

2,0E-04

4,0E+01

1,0E-04

2,0E+01 0,0E+00

Preparação da terra

0,0E+00 Preparação Defensivos Fertilizantes Transporte da terra agrícolas corretivos

Eletricidade

Algodão

Preparação da terra

Defensivos agrícolas

Fertilizantes Transporte corretivos

Eletricidade

Algodão

(e) Mudança Climática 3,5E-04 3,0E-04

DALY

2,5E-04 2,0E-04 1,5E-04 1,0E-04 5,0E-04 0,0E+00

Preparação Defensivos Fertilizantes Transporte da terra agrícolas corretivos

Eletricidade

Algodão

Figura 2: Comparação das etapas de cultivo da fibra de algodão, com relação a acidificação/eutrofização, depleção da camada de ozônio, ecotoxicidade, respiração de inorgânicos e mudança climática.

devido às emissões de gases de efeito estufa, principalmente na utilização de fertilizantes nitrogenados. Estes fertilizantes além de acarretarem valores elevados de emissões no solo, água e ar, também tem em sua fabricação a causa de grandes impactos, devido ao alto consumo de combustível fóssil. Outra atividade responsável pelos impactos ambientais é a utilização de máquinas agrícolas, que também consomem grandes quantidades de combustível fóssil. Portanto a alternativa para a diminuição dos impactos ambientais no cultivo de algodão seria a busca por combustíveis alternativos, mais limpos, e fertilizantes menos impactantes. No entanto, deve ser ressaltada a necessidade de estudos mais aprofundados, principalmente no que se refere a criação de um banco de dados brasileiro, pois não há um inventário brasileiro contemplando todas as áreas produtivas.

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5. Referências BLACKBURN, R.S. Sustainable textiles: life cycle and environmental impact. Cambridge: Woodhead publishing limited, 2009.394 p. HAYO, Van der Werf. Life Cycle Analysis of fiel production of fibre hemp, the effect os production practices on environmental impacts. Euphytica, Netherlands, v. 140, p. 13-23, 2004. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Levantamento sistemático da produção agrícola. Disponível em: http://www.ibge. gov.br/home/estatistica/indicadores/agropecuaria/lspa/lspa_201203_5.shtm . Acesso em: 20 Abril 2012. INTERGOVERNMENTAL PANEL ON CLIMATE CHANGE. Agriculture, forestry and other land use. IPCC Guidelines for national greenhouse gas inventories. Vol 4. 2006. INTERNATIONAL STANDARD. ISO14.040: Environmental management – Life cycle assessment – Principles and framework. Switzerland, 2006. 28 p. LI, Y.; HU, J.; MOK, P. Quantification of environmental impact and ecological sustainability for textile fibres. Ecological Indicators, v. 13, p. 66-74, 2012. NEMECEK, Thomas; KAGI,Thomas. Life cycle inventories of agricultural production systems. Zurich and Dubendorf: Ecoinvent Centre, 2007. 360 p.(Ecoinvent Report nº 15) SHEN, Li; WORREL, Ernst; PATEL, Martin. Environmental impact assessment of man-made cellulose fibres. Resources, Conservation and Recycling, v. 55, p. 260-274, 2010. UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE. Foreign Agricultural Sevice. Disponível em: http://www.fas.usda.gov/wap/current/. Acesso em: 18 Abril 2012

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Aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) na Embraer: estabelecendo um roadmap para a aplicação do Design for Environment (DfE) D.C.A. Pigosso1, C.M. Grandi2, H. Rozenfeld1 1 2

Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo (EESC/USP). Embraer S.A.

O ecodesign, ou Design for Environment (DfE), é uma estratégia de gestão ambiental proativa para o desenvolvimento de produtos com melhor desempenho ambiental por meio da integração das questões ambientais ao processo de desenvolvimento de produtos (PDP). Já bastante aplicado e consolidado em diversos setores, o DfE tem se tornado cada vez mais importante também na indústria aeronáutica. A implementação do DfE faz parte da estratégia de sustentabilidade da Embraer e visa incorporar as questões ambientais à concepção e desenvolvimento das aeronaves no contexto do Desenvolvimento Integrado de Produtos Ambientalmente Sustentáveis (DIPAS). De forma a determinar o roadmap de implementação do DfE com a definição das práticas a serem adotadas na Embraer, foi realizada a aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2). O EcoM2 é um framework que tem como objetivo auxiliar as empresas na efetiva seleção das práticas do DfE a serem integradas ao PDP considerando os seus direcionadores e objetivos estratégicos. A aplicação do EcoM2 na Embraer compreendeu a realização do diagnóstico do seu perfil atual de maturidade em DfE, a identificação de oportunidades de melhoria com a proposição das práticas de DfE a serem aplicadas e a elaboração de um roadmap para a aplicação do DfE. Este artigo tem como objetivo apresentar a abordagem adotada pela Embraer para a implementação do DfE e os principais resultados obtidos com a aplicação do EcoM2. 1. Introdução O ecodesign, ou Design for Environment (DfE) é uma estratégia proativa de gestão ambiental que busca integrar as questões ambientais ao processo de desenvolvimento de produtos, de forma a melhorar o desempenho ambiental dos produtos desenvolvidos sem comprometer os requisitos de clientes e demais fatores críticos de sucesso ao produto, como segurança, qualidade, custo, estética, etc. (WEENEN, 1995; JOHANSSON, 2002). A questão ambiental passa a ser mais um requisito a ser considerado durante o desenvolvimento de produtos. A aplicação do DfE é essencial para empresas que reconheceram que o desempenho ambiental dos produtos é vital para manter a competividade em longo prazo, uma vez que promove a conformidade legal, a melhoria da imagem, a redução de custos e riscos, a inovação em produtos e serviços, novas oportunidades de negócio, o desenvolvimento de produtos com melhor qualidade, o desenvolvimento de novos mercados, etc. (ISO 14.062, 2002; HAUSCHILD et al., 2005; WIMMER et al., 2010). De acordo com a ISO 14.006, as organizações podem obter tais benefícios com a aplicação do DfE independentemente da sua dimensão, localização geográfica, cultura corporativa e sofisticação dos sistemas de gestão (ISO 14.006, 2011). A aplicação do DfE permite que as empresas convertam desafios em oportunidades (WIMMER et al., 2010).

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Os esforços da indústria aeronáutica para um melhor desempenho ambiental das suas atividades e produtos deverão ser cada vez maiores. A Embraer assume o compromisso e busca ser referência no setor, adotando uma abordagem proativa para a consideração das questões da sustentabilidade. A implementação do Design for Environment (DfE) faz parte da estratégia de Sustentabilidade da Embraer e está direcionada ao aumento do desempenho ambiental das aeronaves, considerando as questões ambientais desde sua concepção e desenvolvimento. Sua importância para o futuro da empresa é justificada pelos seguintes fatores: • Obtenção de benefícios ambientais e econômicos; • Satisfação da pressão dos clientes e da sociedade como um todo para o desenvolvimento de aeronaves menos impactantes ao meio ambiente; • Acompanhamento da tendência do setor nos últimos dez anos, que levaram a um aumento de 70% na eficiência do uso de combustíveis, a uma redução de 50% dos níveis de ruído e atualmente buscam a implementação do DfE; • Manutenção da performance da Embraer no mercado global; • Valorização das ações e imagem da empresa; • Cumprimento do compromisso firmado pela Embraer junto à indústria de aviação para agirem no combate às mudanças climáticas. Entretanto, ainda não está claro para as empresas como deve ser realizado o processo de seleção e integração das práticas de DfE ao processo de desenvolvimento de produtos, em um contexto de melhoria contínua (JESTON; NELIS, 2006). De acordo com a norma ISO 14.006 (2011), as empresas necessitam de orientação sobre como aplicar sistematicamente os seus esforços para alcançar as metas ambientais e manter uma melhoria contínua do desempenho ambiental dos seus produtos e processos, isto é, em como realizar a gestão da aplicação do DfE. De forma a auxiliar as empresas na aplicação do DfE (ou ecodesign), foi desenvolvido o Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) , apresentado na seção 2. A seção 3 detalha a aplicação do EcoM2 na Embraer e na seção 4 são traçadas as considerações finais do trabalho.

2. O Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) O Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) tem como objetivo guiar as empresas na efetiva implementação das práticas do ecodesign ao processo de desenvolvimento de produtos (PDP) considerando os direcionadores da empresa para a adoção do ecodesign e os seus objetivos estratégicos (PIGOSSO; ROZENFELD, 2011). O modelo foi desenvolvido para ser utilizado pelos gestores responsáveis pela implementação do ecodesign aos processos de negócio das empresas. Uma vez que identificadas as práticas de ecodesign a serem aplicadas, é realizado o desdobramento para os níveis táticos e operacionais da organização. O foco do EcoM2 é na melhoria do processo de desenvolvimento de produtos (PDP) e não na melhoria do produto. Assume-me que, se o processo incorporar as questões ambientais de maneira efetiva, a consequência natural será o desenvolvimento de produtos com melhor desempenho ambiental. O Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) é um framework conceitual composto por três elementos: níveis de maturidade, práticas de ecodesign e método de aplicação (figura 1).

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Coleção estrutura de práticas de ecodesingn classificadas de acordo com os níveis de maturidade

Práticas de Ecodesign

Guia de como utilizar o modelo, avaliar a maturidade, selecionar e implementar os projetos de melhoria

Método de Aplicação

Níveis de Maturidade

Sequência para o desenvolvimento da maturidade na implementação do Ecodesign

Figura 1: Elementos do EcoM2 (PIGOSSO; ROZENFELD, 2011).

Os níveis de maturidade apresentam uma sequência para o desenvolvimento de maturidade em ecodesign, indo do desconhecimento sobre o tema até a sua incorporação no planejamento estratégico da organização e nos processos de tomada de decisão. Os níveis de maturidade definidos pelo EcoM2 são formados pela combinação do nível de evolução das práticas de ecodesign e do nível de capabilidade da aplicação dessas práticas. É adotada uma abordagem evolutiva (passo-a-passo) para a implementação do ecodesign As práticas de ecodesign são dividas em práticas de gestão (relacionadas ao processo de desenvolvimento de produtos), práticas operacionais (relacionadas às especificações técnicas dos produtos) e métodos e ferramentas de ecodesign (qualquer meio sistemático para a implementação do ecodesign ao PDP) e correspondem a um conjunto estruturado de práticas classificadas de acordo com os níveis de evolução na aplicação do ecodesign (PIGOSSO; ROZENFELD, 2011; PIGOSSO, et al., 2011).

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O método de aplicação segue um ciclo de melhoria contínua, de acordo com a abordagem BPM (Business Process Management) e indica como o modelo deve ser utilizado, seguindo os seguintes passos: 1) diagnóstico do perfil de maturidade atual da empresa; 2) seleção das práticas de ecodesign e projetos de melhoria a serem implementados; 3) gestão de portfolio dos projetos de melhoria; 4) planejamento dos projetos de melhoria a serem implementados; 5) implementação dos projetos; e 6) avaliação dos resultados obtidos por meio de indicadores de desempenho. O ciclo pode ser repetido tantas vezes quantas forem necessárias para manter a evolução da empresa visando níveis de maturidade na aplicação do ecodesign cada vez maiores. O modelo de maturidade desenvolvido deve possibilitar liberdade e flexibilidade às empresas na escolha das práticas a serem aplicadas em função do objetivo e direcionamento estratégico. O Modelo de Maturidade em Ecodesign possibilita às empresas: benchmarking das melhores práticas em ecodesign; avaliação dos pontos fortes e fracos relacionados à aplicação do ecodesign; linguagem comum e visão compartilhada para implementação do ecodesign; e o estabelecimento de um roadmap para a melhoria do PDP visando à sustentabilidade ambiental.

3. Aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) na Embraer Essa seção apresenta a metodologia utilizada para a aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) na Embraer e os resultados obtidos. A aplicação do EcoM2 compreendeu a realização do diagnóstico do perfil atual de maturidade em ecodesign e a identificação de oportunidades de melhoria, com a proposição das práticas de ecodesign e projetos de melhoria a serem aplicados pela empresa. As demais fases do método de aplicação (da seleção das práticas a serem implementadas à avaliação dos resultados obtidos) não estavam no escopo deste projeto e foram realizadas internamente pela empresa. O diagnóstico do perfil de maturidade em ecodesign da Embraer foi dividido em três fases principais: I. Estudo do Desenvolvimento Integrado de Produtos (DIP): com o objetivo de entender como se dá o processo de desenvolvimento de produtos na Embraer e adequar o vocabulário para a realidade da empresa, foi realizada uma análise documental do Desenvolvimento Integrado de Produtos (DIP). Durante esta etapa, foram entrevistados, ainda, oito funcionários da empresa com grande experiência no DIP para o esclarecimento das dúvidas e levantamento de indícios de como os processos são aplicados na prática. II. Diagnóstico da aplicação das práticas de Ecodesign: o objetivo desta etapa é determinar o nível de maturidade atual em ecodesign da empresa, ou seja, avaliar quais práticas de gestão do ecodesign são aplicadas pela empresa e com qual capabilidade. A metodologia utilizada para obtenção dessas informações foram entrevistas individuais com pessoas de diversos níveis hierárquicos e áreas que participam do DIP seguindo um questionário estruturado, adaptado para cada função. No total, 19 funcionários foram entrevistados nesta fase do diagnóstico. III. Consolidação dos resultados: após a realização das entrevistas, todas as informações foram consolidadas e representadas pelo radar de maturidade da Embraer, que mostra quais práticas são aplicadas pela empresa e com que capabilidade. A partir daí, foram identificados os pontos fortes e fracos da empresa na aplicação do ecodesign e identificadas oportunidades de melhoria para a aplicação do ecodesign.

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A proposição das práticas de ecodesign a serem aplicadas pela empresa (segundo passo do método de aplicação) foi realizada seguindo-se três etapas principais, descritas a seguir: I. Seleção da abordagem para a melhoria do processo a ser aplicada pela Embraer: em função do perfil de maturidade da Embraer na aplicação das práticas de gestão do ecodesign, foi selecionado a abordagem de melhoria de processo em estágios, isto é, seguindo os níveis de maturidade propostos pelo Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2); II. Identificação das práticas de ecodesign a serem aplicadas: em função da abordagem selecionada para a melhoria de processos, foi estabelecido o objetivo a ser atingido após o primeiro ciclo de melhoria da empresa na implementação do ecodesign e identificadas as práticas de gestão a serem aplicadas pela empresa. Nesse momento, foram então analisadas as inter-relações entre as práticas de gestão, as práticas operacionais e os métodos e ferramentas de ecodesign, para a elaboração dos projetos de melhoria; III. Proposição dos projetos de melhoria para a implementação do ecodesign na empresa: de forma a possibilitar a aplicação conjunta de uma ou mais práticas de ecodesign, foram propostos sete projetos de melhoria para a Embraer, que, após implementados, levarão a um aumento do nível de maturidade atual da empresa na implementação do ecodesign. Após a identificação dos projetos de melhoria para a implementação do ecodesign a serem aplicados pela Embraer, foi elaborado ainda um roadmap para a implementação desses projetos nos próximos anos (2011-2013). Os projetos foram classificados em cinco grandes áreas, de acordo com o seu foco (conhecimento, ferramentas DfE, melhoria do produto, melhoria do processo (DIP), indicadores/monitoramento, e estratégia). O roadmap possibilita, além do escalonamento no tempo dos projetos, a identificação de inter-relações e dependências entre os projetos a serem implementados pela Embraer. Os demais passos do método de aplicação foram realizados internamente pela empresa, seguindo a sua cultura organizacional e ferramentas para mudança, como o uso da cultura enxuta com a realização de kaizens e evolução das células para a melhoria de processos e incorporação das práticas de ecodesign (ou DfE).

4. Considerações finais A aplicação do Modelo de Maturidade em Ecodesign (EcoM2) na Embraer possibilitou a identificação do perfil de maturidade atual da empresa com relação à implementação do nível de capabilidade de aplicação das práticas de ecodesign. A partir do perfil de maturidade atual, foi possível identificar as oportunidades de melhoria e as práticas de ecodesign a serem aplicadas pela empresa. Os projetos de melhoria propostos pelo modelo contém uma descrição dos objetivos a serem atingidos com a aplicação do projeto, das práticas de gestão a serem aplicadas e níveis de capabilidade a serem atingidos e das práticas operacionais e métodos e ferramentas que podem ser utilizados para apoiar a aplicação das práticas. Após a proposição dos projetos de melhoria, foi elaborado, ainda, um roadmap para a aplicação do ecodesign na empresa nos próximos anos (2011-2013), de maneira integrada.

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Atualmente, os projetos propostos pelo EcoM2 estão em estágio de implementação na Embraer, seguindo a cultura enxuta para a sua implementação e já trazendo resultados significativos. Após a finalização deste ciclo de melhoria, um novo diagnóstico do perfil de maturidade em ecodesign da Embraer pode ser realizado, o que possibilitará a identificação de novas oportunidades de melhoria, práticas de ecodesign e projetos a serem implementados pela empresa. Essa iniciativa complementa a atuação já consolidada do SIG-MASSQ (Sistema Integrado de Gestão – Meio Ambiente, Segurança, Saúde e Qualidade), que considera as questões ambientais na gestão dos processos produtivos, e reforça o compromisso da empresa com o desempenho ambiental dos produtos desenvolvidos pela Embraer.

5. Referências HAUSCHILD, M.; JESWIET, J.; ALTING, L. From life cycle assessment to sustainable production: status and perspectives. CIRP Annals-Manufacturing Technology, v. 54, n. 2, p. 1–21, 2005. Elsevier. ISO. ISO 14.062 - Environmental Management: Integrating environmental aspects into product design and development. 2002. ISO. ISO 14.006: Environmental management systems - guidelines for incorporating ecodesign. 2011. JESTON, J.; NELIS, J. Business Process Management: Practical Guidelines to Successful Implementations. 1st ed. Oxford: Butterworth-Heinemann, 2006. JOHANSSON, G. Success factors for integration of ecodesign in product development: a review of state of the art. Environmental Management and Health, v. 13, n. 1, p. 98–107, 2002. MCB UP Ltd. PIGOSSO, D. C. A.; ROZENFELD, H. Proposal of an Ecodesign Maturity Model: supporting companies to improve environmental sustainability. In: J. Hesselbach; C. Herrmann (Eds.); Glocalized Solutions for Sustainability in Manufacturitng. p.136-141, 2011. Braunschweig, Germany: Springer-Verlag. PIGOSSO, D.; ROZENFELD, H. Ecodesign Maturity Model: the ecodesign practices. In: Y. Umeda (Ed.); Design for Innovative Value Towards a Sustainable Society: Proceedings of EcoDesign 2011 International Symposium on Environmentally Conscious Design and Inverse Manufacturing. p.423-428, 2011. Kyoto: Springer. PIGOSSO, D. C. A.; ROZENFELD, H.; SELIGER, G. Ecodesign Maturity Model: criteria for methods and tools classification. Advances in Sustainable Manufacturing. 1st ed., p.239-243, 2011. Berlin: Springer-Verlag. WEENEN, J. V. Towards sustainable product development. Journal of Cleaner Production, v. 3, n. 1-2, p. 95-100, 1995. WIMMER, W.; LEE, K.-M.; QUELLA, F.; POLAK, J. Ecodesign: the competitive advantage. 1st ed. Springer, 2010.

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Avaliação comparativa de veículos elétricos e convencionais incorporando variabilidade: emissões de gee e custos de ciclo de vida P. Marques1, F. Freire1 1

ADAI/LAETA, Centro para a Ecologia Industrial - Universidade de Coimbra.

Os veículos eléctricos assumem crescente relevância nos cenários futuros de mobilidade. Este artigo apresenta uma avaliação comparativa de ciclo de vida de veículos elétricos a bateria (BEV) e convencionais (ICE, gasolina ou diesel), incorporando variabilidade nos consumos energéticos durante a utilização. O principal objectivo é avaliar comparativamente a intensidade de Gases com Efeito de Estufa (GEE) e os custos económicos por quilómetro percorrido. Desenvolveu-se um modelo global para 2 gamas de veículos ligeiros de passageiros (subcompactos e compactos), seus componentes (e.g. bateria) e o sistema de geração de eletricidade, com base num inventário físico e económico de ciclo de vida. Assumiu-se uma utilização de 20 000 km por ano, para 10 anos de vida útil. Apresenta-se uma análise comparativa das emissões de GEE dos veículos (gCO2eq/km) elétricos e convencionais em função da intensidade de GEE da geração de eletricidade (gCO2eq/kWh), incorporando ±10% de variabilidade nos consumos de energia. Efectou-se uma análise económica (método do custo anual equivalente), considerando 2 tarifários de eletricidade (contexto Português), 2 taxas de actualização (5% e 10%) e incorporando ±50% de variabilidade no consumo e custo de energia. 1. Introdução Os veículos elétricos assumem crescente relevância nos cenários futuros de mobilidade. É, no entanto, fundamental avaliar estes veículos em termos económicos e de emissões de Gases com Efeito de Estufa (GEE) considerando uma perspetiva global de ciclo de vida dos veículos e seus componentes (e.g. bateria), assim como da geração de eletricidade. Este tipo de avaliação integrada permite comparar veículos elétricos (VE) e veículos convencionais (ICE), assim como identificar oportunidades de desenvolvimento tecnológico e de melhoria nos aspetos e fases do ciclo de vida mais críticos. O presente artigo tem por objetivo apresentar um modelo de ciclo de vida desenvolvido para veículos, com base num inventário físico e económico para Portugal. Foram caracterizadas as seguintes tecnologias: BEV (veículo elétrico 100%), Diesel (ICE) e Gasolina (ICE), para 2 gamas de veículos: subcompacto (citadinos) e compacto (médio a longo-curso). No que respeita às emissões de GEE, foram analisados comparativamente os BEV e ICE em função da intensidade de GEE da geração de eletricidade (gCO2eq/kWh), de modo a avaliar, em termos gerais, a influência da intensidade de GEE da geração de eletricidade, incorporando variabilidade nos consumos. Por final apresenta-se uma análise de custo por km, realizada com base no método do Custo Anual Equivalente (CAE), incorporando variabilidade no consumo e no custo de energia. Foram considerados 2 tarifários de eletricidade para o carregamento do BEV e realizada uma análise de sensibilidade ao valor da taxa de atualização (5% e 10%).

2. Modelo de Ciclo de Vida Os modelos desenvolvidos para cada tecnologia (BEV e ICE) são apresentados na figura 1. O modelo considera uma perspetiva global de ciclo de vida dos veículos e seus componentes (e.g. bateria), assim como do sistema de geração de eletricidade. Na figura 1 as fases de produção dos veículos e de fim de vida são comuns às várias tecnologias consideradas.

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Manutenção

Produção

Fim de vida

gasolina/diesel Veiculo

Desmatelamento do veiculo reciclagem...

Fase de Uso

Electricidade Deposição da bateria

Reciclagem da bateria

Bateria

Processos espec íficos da motorização convencional (ICE) Processos espec íficos da motorização eléctrica (BEV)

Figura 1: Modelos e fronteiras de sistema: BEV e ICE.

As principais características das tecnologias analisadas têm por base FREIRE & MARQUES, 2012, e são apresentadas na tabela 1. São caracterizadas 2 gamas de veículos: subcompacto e compacto. Considerou-se que a motorização BEV tem uma eficiência global de 80%, tendo em conta as perdas na bateria, no motor, nos consumos auxiliares do veículo e os ganhos da travagem regenerativa (NOTTER et al., 2010). Na tabela 2 apresentam-se as principais propriedades das baterias de lítio (BEV). A produção e fim de vida das tecnologias BEV e ICE tiveram por base (AEA ENERGY & ENVIRONMENT, 2007) e (SPIELMANN et al., 2007). O processo da produção e combustão de combustíveis fósseis foi baseado em (SPIELMANN et al., 2007). Na tabela 3 apresentam-se os cenários considerados para a geração de eletricidade: mix do sistema electroprodutor Português para os anos 2004, 2009 e 2011 (REN, [S.d.]). Pode observar-se uma redução da intensidade nas emissões de GEE, devido ao aumento da geração com base em energias renováveis (eólica e hídrica) e centrais de ciclo combinado a gás natural.

Tabela 1: Principais características das diferentes tecnologias (2 gamas).

Subcompacto “citadinos”

Compacto “médio longo curso”

Tecnologia

BEV

883

1202

Eletricidade [Wh/km]*

125

188

Peso da bateria [kg]

220

329

Peso do veículo [kg] (bateria incluída) Gasolina | Gasóleo [l/100km]

Capacidade [kWh]

25

38

Nº de baterias (200 000 km)

2

2

Descarga da bateria até 30% [km]

140

140

Descarga Total [km]

200

200

*(PERUJO, 2009)

Gasolina

Gasóleo

800

1058

800

1058

4

5,2

3,6

4,5

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55

Tabela 2: Principais características da bateria.

Bateria

Lítio (Óxido de Manganês)

Referências

Energia específica (Wh/kg)

114

(NOTTER et al., 2010)

Número de ciclos

1000

(VANDENBOSSCHE et al., 2006)

Tabela 3: Cenários de geração de eletricidade e emissões de GEE.

Cenário

Descrição

Emissões (kg CO2eq/kWh)

2004

Mix de geração em 2004

666

2009

Mix de geração em 2009

560

2011

Mix de geração em 2011

400

3. Resultados: Emissões de GEE Na figura 2 apresentam-se as emissões de GEE em função da intensidade de GEE do sistema electroprodutor para as tecnologias BEV e ICE (subcompacto e compacto), incorporando 10% de variabilidade nos consumos de energia na fase de operação (vida útil de 200 000 km). Na figura 2 observa-se uma banda crítica de incerteza (devido à incorporação da variabilidade nos consumos) na identificação da tecnologia com menores emissões. Para veículos do tipo subcompacto, a banda localiza-se dos 550 a 950 gCO2eq/kWh e, para veículos compacto, entre 450 e 800 gCO2eq/ kWh. O BEV apresenta menores emissões de GEE face aos ICE para intensidades inferiores a 550 gCO2eq/kWh (subcompacto) e 450 gCO2eq/kWh (compacto). 300

300

Subcompacto

Compacto

Gasolina Diesel BEV

200

200

100

100 2011 2009 2004

2011 2009 2004

Evolução do mix Português

Evolução do mix Português

0 0

200

400

600

gCO2eq/KWh

800

1000

0 0

200

400

600

gCO2eq/KWh

Figura 2: Emissões dos BEV e ICE em função da intensidade de GEE da geração de eletricidade.

800

1000

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56

Comparandos os resultados para os vários cenários de geração de eletricidade, verifica-se a importância do sistema electroprodutor na identificação da tecnologia com menores emissões de GEE. Em 2004, não era possível identifcar a tecnologia com menores emissões. Para 2009, e no caso dos subcompacto, o BEV apresenta emissões inferiores ao ICE. No entanto, para o compacto não é possível concluir o mesmo, pois os valores para as duas tecnologias estão na referida banda critica. Para o cenário 2011, verifica-se que a tecnologia BEV apresenta uma redução de 23% das emissões face aos ICE, para veículos subcompactos (9% de redução, veículos compactos).

4. Análise de custos de ciclo de vida Nesta secção apresenta-se uma análise de custos económicos de ciclo de vida, para as tecnologias BEV e ICE (veículos subcompacto e compacto), realizada com base no método do custo anual equivalente (CAE), descriminando custos de aquisição e operação. Foram considerandos 2 tarifários de eletricidade (contexto Português), 2 taxas de actualização (5% e 10%) e incorporando variabilidade no consumo e no custo de energia (±50%). O método do CAE permite calcular os custos uniformes equivalentes anuais do investimento e os custos de funcionamento, (ABECASSIS E CABRAL, 1991). A tabela 4 apresenta o preço de aquisição dos veículos e o valor residual dos veículos no final de vida (10º ano). Na tabela 5 apresentam-se os preços de energia para Portugal em 2012 (gasolina, gasóleo e eletricidade), considerando uma tarifa bi-horária para a eletricidade (cheia e vazio). Na figura 3 apresentam-se os resultados da análise económica (vida útil de 200000 km), para 2 taxas de atualização (5% e 10%) e duas gamas de veículos (subcompactos e compactos). Os resultados mostram que a tecnologia BEV não é ainda competitiva em termos económicos, existindo, no entanto, alguma incerteza nos resultados, devido à incorporação da variabilidade no consumo e custo de energia, e quanto à necessidade de substituir a bateria (custo representado a tracejado na Figura 3). Por exemplo,

Tabela 4: Preço (€.) de aquisição dos veículos (incl. bateria) e valor residual.

Subcompactos

Compactos

BEV

Gasolina

Diesel

BEV

Gasolina

Diesel

Veículos (c/ bateria) [€]

35250

15300

19300

35850

22800

25400

Valor residual (10 anos) [€]

7070

2905

3080

7170

4560

5080

Tabela 5: Preços da energia final.

Preço da eletricidade (2012)

Referências

Horas cheio

Horas vazio

0,19 €/kWh

0,10 €/kWh

ERSE (2012)

Valor médio (Janeiro-Maio, 2012)

Gasolina

Gasóleo

1,65 €/Litro

1,5 €/Litro

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Subcompacto

57

Compacto

0,4

2ª bateria

€Km

Combustível

Electricidade

0,2

Manutenção Custo anual de investimento (incl. 1 pack de bateria)

H cheia H vazio Gasolina Diesel

H cheia H vazio Gasolina Diesel

H cheia H vazio Gasolina Diesel

H cheia H vazio Gasolina Diesel

0

i= 5%

i= 10%

i= 5%

i= 10%

Figura 3: Custo por km (investimento e operação) para 2 taxas de atualização (Subcompactos e Compactos), incorporando variabilidade no consumo (±10%) e no custo de energia (±40%).

para os veículos subcompacto, embora a gama de custos marginais de utilização do BEV (0,013< €/km . Acesso em: 20 mar. 2012. SARTORI, M. A. Análise de Cenários de Extração de Óleo Vegetal para a Produção de Biodiesel na Região Norte de Minas Gerais. 2007. Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, 2007. SILVA, G.A.; KULAY, L. A. Avaliação do Ciclo de Vida. In: VILELA JUNIOR, A.; DEMAJOROVIC. J. (Org.). Modelos e ferramentas de Gestão Ambiental: desafios e perspectivas para as organizações. 2ª edição revista e ampliada. São Paulo: Editora Senac, 2010, p. 325-348. USDA – United States Department of Agriculture. World Agricultural Supply and Demand Estimates. 2011. Disponível em: < http://www.usda. gov/wps/portal/usda/usdahome>. Acesso em: 10 jan. 2011.

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Comparación de dos plantas de tratamiento de aguas residuales, desde una perspectiva de análisis de ciclo de vida social A. Musharrafie1, L.P. Güereca1, A.J. Padilla-Rivera1, D. Mihailovic2, J.M. Morgan-Sagastume1, A. Noyola1 1 2

Instituto de Ingeniería – Universidad Nacional Autónoma de México. Instituto Tecnológico de Estudios Superiores de Monterrey - Campus Estado de México.

En este trabajo se propone y se aplica una metodología para la evaluación de impactos sociales en las Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales (PTAR), basada en las Guías para Evaluación de Ciclo de Vida Social de Productos. En esta propuesta metodológica se establece un marco de referencia construido a partir de acuerdos, lineamientos y compromisos nacionales e internacionales, se identifican los grupos de interés y se desarrollan las subcategorías que dan respuesta a los impactos sociales que se desean evaluar. Para obtener información se utilizaron diferentes métodos de investigación social. La propuesta se aplicó a la operación de dos PTAR de pequeña escala (población servida 60) 2 Discapacitados

Trabajadores identificados por sexo, edad, pertenecientes a minorías y otros indicadores de diversidad. ¿Existe igualdad de oportunidades?

0 Cursos previos: 1 Cursos al año: 1

Número de incidentes discriminatorios

100%

Número de cursos que reciben los trabajadores previos a su contratación y Número de cursos que reciben los trabajadores al año.

% de Trabajadores cubiertos con servicio de Seguridad Social y prestaciones adicionales que marca la Ley (aguinaldo, vacaciones, etc.)

Protección Personal completo y en buenas condiciones.

100%

0

% de Trabajadores que cuentan con Equipo de

0

Número de operaciones identificadas como significativas de ser origen de trabajo forzado o no consentido.

PTARLA (H)

Número horas trabajadas a la semana fuera de lo establecido en la Ley

INDICADOR (F)

0

Si

Existen Sindicatos, los trabajadores son agremiados ¿Existe la libertad de asociación? Número de menores trabajando.

100%

10

21

Licenciatura: 2 Técnico: 2 Preparatoria: 5 Secundaria: 5 Primaria: 7

PTARLA (H)

% de Trabajadores con salarios mayores o iguales a los estipulados en la Ley.

Identificación de riesgos potenciales.

Número de Trabajadores.

Nivel educativo de los trabajadores.

INDICADOR (F)

Tabela 1: Propuesta metodológica aplicada a dos plantas de tratamiento de aguas residuales en México.

Cursos previos: 1 Cursos al año: 2

0

100%

100%

3 Hombres. 1 Adulto (>60)

0

0

PTARLE (I)

0

Si

100%

7

3

Secundaria: 1 Primaria: 2

PTARLE (I)

176 III Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços "Novos desafios para um planeta sustentável" 03 a 06 de setembro de 2012 - Maringá - PR - Brasil

SOCIEDAD

COMUNIDAD

CADENA DE VALOR

CONSUMIDORES

GESTIÓN

TECNOLOGÍA

GESTIÓN

TECNOLOGÍA

GESTIÓN

TECNOLOGÍA

GESTIÓN

ü

ü

ü

Desarrollo tecnológico

ü

ü

Compromiso público con temas de sostenibilidad

Contribución al desarrollo económico

Contribución a la educación

ü

ü

ü

ü

ü

ü

ü

ü

Asegurar condiciones de vida ü

ü

ü

Participación de la comunidad

ü P

ü

Deslocalización y Migración

Empleo local

ü

ü

ü

Condiciones de vida saludables y seguras. ü

ü

Relaciones con los proveedores

ü

ü

Promover la responsabilidad social ü

ü

ü

ü

ü

ü

ü

Competencia Justa

ü

Transparencia

ü

ü

ü

ü

Mecanismo de retroalimentación

ü

ü

Demanda de proveedores

ü

Satisfacción de la Demanda

Y GESTIÓN

Salud y Seguridad

Calidad del producto

TECNOLOGÍA

% de Trabajadores locales

+

+

+

+

+

+

+

+

−

Si

Distancia adecuada entre la PTAR y la comunidad: Controles de Ruido y de Olores; Número de enfermos atribuibles a la operación de la planta; Programa de Protección Civil (PPC), Programa de Simulacros al año, Cursos al personal, Capacitación a la población, etc.

Existencia de Programas p/nuevos desarrollos tecnológicos. (Tecnología desarrollada, Investigación, metodologías, patentes, etc.)

Existencia de programas, acciones o medidas desarrolladas y ejercidas en el tema de sostenibilidad.

No

No

IDH 0.8588

No

Existencia de un programa de: aportaciones económicas, becas, donaciones, estudiantes en servicio social o en prácticas profesionales, etc. Índice de Desarrollo Humano o el Producto Interno Bruto per cápita.

100%

Si

Existencia y aplicación de métodos para la que la comunidad participe en los temas de saneamiento Cobertura del servicio (población servida), disposición de residuos (agua residual).

0

% de Trabajadores Foráneos.

Si

Si

No

Si

Existencia y aplicación de métodos para la competencia justa (licitaciones, etc.) Existencia y aplicación de programas o formas de promoción de la Responsabilidad Social

7

Si

Existencia y aplicación de métodos para dar a conocer los datos del producto o mecanismos de acceso a la información. Número de proveedores existentes.

1

0

99.98%

0

Número de mecanismos de retroalimentación existentes (Teléfono, email, web, buzón, etc.)

Número casos de enfermedades, accidentes o muertes relacionadas con los productos.

Porcentaje de disponibilidad al año, de acuerdo a los Niveles de Servicios establecidos.

Registros fuera de la norma establecida (Análisis de calidad del agua) y/o número de quejas del consumidor de acuerdo a los Niveles de Servicios establecidos.

Existencia y cumplimiento de los Niveles de Servicio establecidos y estándares de calidad.

+

+

+

+

+

+

+

+

+

No

No

IDH 0.7893

No

100%

Si

0

Si

Si

Si

No

Si

3

Si

1

0

100%

0

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4. Conclusiones La metodología de ACV social propuesta considera todos los grupos de interés y se aplica a un caso real; además, constituye el primer esfuerzo adaptado al sector de tratamiento de aguas residuales, por lo que es necesario ampliar su aplicación a otros casos de estudio y aprovechar las experiencias para realizar mejoras y ajustes en su estructura y/o aplicación. El desarrollo de estudios de ACV social requiere se cuente con una visión muy clara de lo que se desea medir, ser imparcial, objetivo y realizar tanto las mediciones como la interpretación de los resultados sobre una base ética y con fundamento científico.

5. Referências CESCR. (1976). Comité de Derechos Económicos, Sociales y Culturales; Oficina del Alto Comisionado de las Naciones Unidas para los Derechos Humanos. Recuperado 01/04/2011, de Pacto Internacional de Derechos Económicos, Sociales y Culturales: http://www2.ohchr.org/ spanish/law/cescr.htm CINU. (2000). Naciones Unidas - Centro de Información, El Pacto Mundial. Recuperado el 24 de 03 de 2011, de http://www.cinu.org.mx/ pactomundial/index.htm CONAGUA. (2011). Estadísticas del agua en México. México: Comisión Nacional de Agua, Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. DREYER et al. (2006). A Framework for Social Life Cycle Impact Assessment. Int J LCA 11 (2) , 88–97. HALLEUX et al. (2006). Comparison of life cycle assessment methods, application to a wastewater treatment plant. Proceedings of LCE , 93-96. HUNKELER, D. (2006). Societal LCA Methodology and Case Study. Int J LCA 11 (6) , 371–382. HUTCHINS, M. J., & Sutherland, J. W. (2008). An exploration of measures of social sustainability and their application to supply chain decisions. Journal of Cleaner Production (16) , 1688–1698. JORGENSEN et al. (2008). Methodologies for Social Life Cycle Assessment. Int J LCA 12 (2) , 96-103. KLÖPFFER, W. (2003). Life-cycle based methods for sustainable product development. Int J LCA 8(3), 157-159. LABUSCHAGNE, C., & BRENT, A. (2006). Social Indicators for Sustainable Project and Technology Life Cycle Management in the Process Industry. J Int LCA 11 (1), 3-15. MUSHARRAFIE, A. (2011). Análisis de Ciclo de Vida Ambiental y desarrollo de una metodología para la identificación y evaluación de impactos sociales mediante Análisis de Ciclo de Vida, aplicado a dos tecnologías de tratamiento de aguas residuales en México. México: Tesis de maestría. ITESM. O’BRIEN et al. (1996). Social and environmental life cycle assessment (SELCA). Int J LCA 1(4), 231-237. OIT. (1998). Enciclopedia de Salud y Seguridad en el Trabajo. Ginebra, Suiza: Organización Internacional del Trabajo. ONU. (2001). Directrices de las Naciones Unidas para la protección del consumidor. Ginebra: ONU. PILLAY et al. (2002). Life cycle assessment of an industrial water recycling plant. Water Science and Technology, 46 (9), 55-62. RENOU et al. (2008). Influence of impact assessment methods in wastewater treatment LCA. Journal of Cleaner Production (16), 10981105. SEMARNAT. (2010). Agenda del Agua 2030. Mexico: Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. UNEP. (2009). United Nations Environment Programme. Guidelines for Social life Cycle Assessment of Products. VLASOPOULOS et al. (2006). Life cycle assessment of wastewatertreatment technologies treating petroleum process waters. Science of the Total Environment, 367, 58-70.

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Contribuição econômica e ambiental da cadeia de fornecedores do etanol brasileiro: uma análise structutal path S. Palma-Rojas1,2, A. Caldeira-Pires2 1 2

IBICT – Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia. UnB – Universidade de Brasília.

O crescimento na produção global de biocombustíveis está suportada, principalmente, pelas políticas energéticas adotadas pelos principais mercados energéticos mundiais, que visam promover a produção e uso de biocombustíveis. A maioria dessas políticas promotoras é justificada pelos non-market benefícios, como o aumento na segurança energética, a redução de impactos ambientais locais e globais, e o estímulo ao desenvolvimento regional e nacional; que considera alguns critérios de sustentabilidade para o setor. Embora não exista ainda um consenso sobre os princípios básicos de sustentabilidade dos biocombustíveis, ela está relacionada com os efeitos de uma ação do setor sobre a natureza, a economia, a sociedade e o bem-estar. A Structural Path Analysis é capaz de computar a performance econômica e ambiental de um setor econômico numa perspectiva cradle-to-gate, detalhando sua cadeia de fornecedores, e identificando, quantificando e hierarquizando as rotas de fornecedores que mais influenciam com a performance final de um setor. Este trabalho tem como objetivo identificar, quantificar e hierarquizar as rotas de fornecedores que mais influenciam na performance produtiva do setor de etanol, analisando fatores econômicos como a geração de emprego e a geração de PIB, e fatores ambientais como emissões de CO2 e consumo de combustíveis. Os resultados da análise ambiental são comparados com os resultados de estudos ACV de etanol já publicados. 1. Introdução As projeções de crescimento na demanda global de biocombustíveis refletem, principalmente, os objetivos das políticas de transporte e energéticas adotadas por importantes mercados energéticos, como a União Européia e os Estados Unidos. Essas políticas visam o aumento da produção e uso de fontes energéticas derivadas de recursos naturais renováveis e apontam alguns critérios para alcançar a sustentabilidade do setor (ACQUAYE et al 2011; AJANOVIC & HAAS, 2010; OECD/IEA, 2010; PIRES & SCHECHTMAN, 2010). A análise structural path (SPA) computa a performance econômica e/ou ambiental de qualquer setor econômico mediante o detalhamento da cadeia completa de fornecedores numa perspectiva do berço-ao-portão. Nela são identificadas, quantificadas, e hierarquizadas as rotas de fornecedores que mais contribuem com a performance de um dado setor (ROBERTS, 2005; LENZEN & MURRAY, 2010; BABOULET & LENZEN, 2010). Este estudo tem como objetivo identificar, quantificar e hieraquizar as rotas de fornecimento de insumos que mais contribuem na performance econômica e ambiental do etanol brasileiro. São analisados dois fatores econômicos: Produto Interno Bruto (PIB – milhões R$) e número de emprego gerado (1.000 empregos), e dois fatores ambientais: emissões de CO2 (milhões de kg CO2) e consumo de combustível (TJ). Pretende-se também identificar as contribuições da análise structural path na análise de ciclo de vida ambiental e social.

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2. Método da análise Structural path O modelo convencional de insumo-produto analisa a relação intersetorial de uma economia. Em 1970, Leontief publicou o artigo Environmental Repercussions and the Economic Structure: An Input-Output Approach, onde foi incorporado ao modelo convencional, a análise dos “produtos indesejáveis”, i.e subprodutos ou fluxos poluidores, dos processos produtivos dos diversos setores. A partir desse ano, a análise de insumo-produto é usada tanto para aplicações econômicas como ambientais. O ponto de partida do modelo de insumo-produto é a matriz de requerimentos intersetoriais ou coeficientes técnicos A, onde cada coluna apresenta a tecnologia de insumos de cada setor. A=ZX-1 (1) Sendo Z é a matriz de transações intersetoriais e X é a matriz diagonal da produção total de cada setor. A produção total de uma economia é, x= (I-A)-1f = Lf

(2)

Com a inversa da matriz de identidade I menos a matriz de coeficientes técnicos A obtemos a matriz de requerimentos totais ou matriz de Leontief L, onde x é o vetor de produção total e f o vetor de demanda final de cada setor. Quando analisamos fatores econômicos como: PIB e trabalho, e/ou fatores ambientais como: emissões de CO2 e consumo energético, o efeito para produzir f é calculado mediante a seguinte equação: x= B(I-A)-1f (3) onde B é a matriz de intensidade dos fatores econômicos e/ou ambientais. A Eq. 3 é chamada de análise de enfoque de insumo-produto estendido, e nos fornece os efeitos globais dos fatores analisados por setor. Contudo, estes efeitos globais por setor podem ser desagregados em rotas de fornecedores de insumo mediante uma análise strutural path (DEFOURNY, 1982). A análise structural path (SPA) computa a performance econômica e/ou ambiental de qualquer setor produtivo mediante o detalhamento da cadeia completa de fornecedores numa perspectiva do berço-ao-portão, sendo identificadas, quantificadas, e hierarquizadas as rotas de fornecedores que mais contribuem com a performance de um dado setor (ROBERTS, 2005; LENZEN & MURRAY, 2010; BABOULET & LENZEN, 2010). SPA está baseada no processo de desvendar a matriz inversa de Leontief mediante as diversas interações setoriais representadas pelos coeficientes técnicos (LENZEN, 2003; LENZEN 2007; SUH & HEIJUNGS, 2007; WOOD & LENZEN, 2009), e na incorporação do conceito de multiplicador da rota (path multiplier). A matriz inversa de Leotief L pode ser representada por uma série de potência como na equação (4), L= I+A+A2+A3+...+An (4) onde se captura as influências diretas e indiretas dos resultados de cada setor, e se criam as rotas de fornecedores (input paths) que ilustram a mudança na produção do setor j induzida pela mudança

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181

unitária no setor i, ceteris paribus. Assim, o efeito de produzir f para cada fator (e) analisado pode ser representado por rotas de fornecedores diretos como na equação (5).

=

+

=1

,

+

=1 =1

,

,

+

=1 =1 =1

,

,

,

+

ℎ =1 =1

=1 =1

ℎ ℎ,

,

,

,

+⋯

(5)

Onde h, l, k, e j denotam os setores. Para Acquaye et al (2011), cada somatória na eq.5 representa a contribuição de uma rota individual da cadeia de fornecedores. Existem rotas de fornecedores de ordem zero, de primeira ordem, de segunda ordem e até ordem nth; numa economia de n setores temos ! nn rotas estruturais de ordem nth (BABOULET & LENZEN, 2010). A estrutura original do enfoque strutural path proposta por Defourney (1982) consiste em três medidas de influência do setor de origem i sobre o setor de destino j: influência direta, influência total, e influência global, para cada rota de fornecedores (DEFOURNEY, 1982; DEFOURNEY & THORBECKE, 1984; ROBERTS, 2005; ARNDT et al, 2011). A influência direta do setor de origem i sobre o setor j para uma rota de fornecedores de primeira ordem é o coeficiente técnico aji, e de ordem maiores é a multiplicação da cadeia de coeficientes, como mostrado na eq. 5: IDi···j = ajk · ·· aki (6) A influência total segue além da informação contida na eq. 5; esta influência considera a multitude de interações entre setores. Defourney e Thorbecke (1984) definem que a influência total é a influência que é transmitida do setor i ao setor j ao longo da rota de fornecedores (p) amplificada pelas conexões indiretas que são imediatamente adjacentes à rota de fornecedores p. Esta amplificação é chamada de multiplicador da rota Mp: IT(i→j)p = IDi→j Mp

(7)

O multiplicador da rota captura os efeitos indiretos, e ele é estimado pela relação de dois determinantes Δp/Δ, onde Δ é o determinante |I-A|, e Δp é o determinante da estrutura econômica que exclui os setores que constituem a rota de fornecedores p (DEFOURNEY, 1982; DEFOURNEY & THORBECKE, 1984; ROBERTS, 2005; ARNDT et al, 2011). A influência global de i sobre j é o crescimento total unitário da produção de j como resultado do crescimento unitário de i.

IGi→j=∑p=1 IT (i→j)p (8)

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182

3. Resultados Neste estudo foram considerados 786 rotas de fornecedores para cada fator analisado, onde os resultados obtidos foram comparados com dados encontrados em trabalhos já publicados. O valor do multiplicador para cada rota de fornecedores foi multiplicado pela demanda final do setor de etanol para 2010 (R$5.202,102 milhões). A tabela 1 identifica e hierarquiza as rotas que mais influenciam na performance ambiental ou econômico do setor etanol. Assim, o total de emissões de CO2 no setor de etanol devido à queima de combustível e ao consumo de eletricidade da rede externa foi de 2.427,7 milhões kg CO2-equivalente para as condições do ano de 2010. Esta avaliação cradle-to-gate de emissões de CO2 identifica duas principais rotas que influenciam na performance ambiental do setor. A rota de primeira ordem etanol>cana-de-açúcar e a contribuição direta do próprio setor. Segundo Ometto et al (2009), numa perspectiva de ciclo de vida, a etapa que mais contribui com as emissões de CO2 no etanol brasileiro é a etapa agrícola. Da mesma maneira, Neves et al (2010) identifica o óleo combustível como importante insumo industrial no setor de etanol. As rotas de primeira

Tabela 1: Principais rotas estruturais para cada fator.

Rank

Rota

Valor da rota

Fator analisado unidades

Ordem da rota

Impacto total %

1

Fge>Sc

951,3

milhões kg CO2

1

39,18

2

Fge

873,4

milhões kg CO2

0

35,97

3

Fge>Tra

80,4

milhões kg CO2

1

3,31

4

Fge>Met

50,8

milhões kg CO2

1

2,09

5

Fge>Sc>Che

45,5

milhões kg CO2

2

1,87

1

Fge>Sc

10.000,1

TJ

1

64,37

2

Fge>Tra

1.415,0

TJ

1

9,11

3

Fge

909,8

TJ

0

5,86

4

Fge>Sc>Tra

514,7

TJ

2

3,31

5

Fge>Alf

365,6

TJ

1

2,35

1

Fge>Sc

89.8

1.000 empregos

1

38.68

2

Fge>Alf

50.0

1.000 empregos

1

21.55

3

Fge

30.8

1.000 empregos

0

13.25

4

Fge>Sc>Alf

12.3

1.000 empregos

2

5.30

5

Fge>Co

8.6

1.000 empregos

1

3.71

1

Fge

2.293,9

Milhões R$

0

47,59

2

Fge>Sc

1.019,1

Milhões R$

1

21,15

3

Fge>Alf

264,6

Milhões R$

1

5,49

4

Fge>Co

175,7

Milhões R$

1

3,65

5

Fge>Sc>Alf

65,1

Milhões R$

2

1,35

Fonte: Resultado da pesquisa.

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ordem etanol>transporte e etanol>metalúrgico ocupam a terceira e quarta posição, respectivamente. A contribuição do setor metalúrgico pode estar relacionada à produção dos materiais de construção fornecidos ao setor de etanol para os investimentos em infraestrutura (NEVES et al 2010). E, a produção dos produtos químicos fornecidos em grande quantidade para o setor de cana-de-açúcar, i.e fertilizantes, pesticidas, cal, contribui com 1,87% das emissões totais do setor de etanol (OMETTO, 2009; NEVES et al 2010). O total de consumo energético do setor de etanol foi de 15.535,67 TJ em 2010. Podemos observar que o setor de cana-de-açúcar contribui com 64,37% do consumo energético referente ao setor de etanol. Este resultado é explicado pela grande quantidade de diesel usado nesse processo de produção (NEVES et al 2010; OMETTO et al 2009). Neves et al (2010) estima que mais de 1 bilhão de litros de diesel foram usados nas operações de mecanização e transporte do campo à planta de produção, e 70 milhões de litros de óleo combustível e lubrificantes foram usados diretamente no setor de etanol em 2008. Segundo dados do IBGE e UNICA de 2002-2007, os trabalhos diretos do setor sucroalcooleiro estão distribuídos em média 71% da fase agrícola e 29% da fase industrial. Como esperado, o setor de cana-de-açúcar contribui com 38,68% do total do setor de etanol. Os empregos gerados pelo setor de cana-de-açúcar são de baixa escolaridade, mas esse panorama está mudando devido à introdução da colheita mecanizada, aumentando assim o nível de escolaridade do setor e consequentemente, o nível de renda dos trabalhadores (MARTINEZ, 2011; OECD/IEA, 2010). Já, o setor de etanol tem uma influência direta de 13,25% de geração de empregos com níveis médios de escolaridade. O setor de comércio e serviço tem também uma importante influência na criação de empregos. Ela pode ser caraterizada pelo uso intensivo de serviços de manutenção e instalação no setor. Finalmente, a geração de PIB tem uma influência direta de aproximadamente 48%, e a rota de primeira ordem etanol>cana-de-açúcar tem uma participação de 21%. Ambos os setores contribuem com um total de 69% do total do PIB do setor.

4. Considerações Finais A identificação das rotas de fornecedores que mais contribuem na performance ambiental e econômica do setor de etanol auxilia na implementação de estratégias que visam a sustentabilidade do setor, e porém, no contínuo posicionamento do Brasil como líder na geração de energias renováveis. Este estudo identificou que as rotas etanol e etanol>cana-de-açúcar influenciam significativamente em todos os fatores analisados. Consequentemente, a sustentabilidade do setor depende fortemente na produção e uso dos insumos como combustível e químicos usados em seus processos produtivos. Nos fatores econômicos, o setor de comércio e serviço e de agricultura-silvicultura-pesca se posicionam entre as principais rotas. E, nos fatores ambientais, o setor de transporte também tem uma importante parcela dos impactos cradle-to-gate gerados pelo setor de etanol. Mediante a comparação dos resultados desta análise com os de estudos de avaliação de ciclo de vida, conclui-se que esta ferramenta fornece informação interessante para obter uma primeira visão dos resultados de um ACV, podendo considerar uma análise structural path, como uma análise screening de ACV mais detalhada que uma análise screening de ACV baseada somente no enfoque de insumo-produto estendido.

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5. Referências ACQUAYE, A; WIEDMANN, T; FENG, K; CRAWFORD, R; BARRET, J; KUYLENSTIERNA, J; DUFFY, A; KOH, S.C.L; MCQUEEN-MASON, S. Identification of Carbon Hot-Spots and Quantification of GHG Intensities in the Biodiesel Supply Chain using Hybrid LCA and Structural Path Analysis. Environ. Sci. Technol 45 (6) 2471-2478, 2011. AJANOVIC, A; HAAS, R. Economic Challenges for the Future Relevance of Biofuels in Transport in EU Countries. Energy 35, pp. 3340-3348, 2010. ARNDT, C; GARCIA, A; TARP, F; THURLOW, J. Poverty Reduction and Economic Structure: Comparative Path Analysis for Mozambique and Vietnam. Review of Income and Wealth 2011. DOI: 10.1111/j.1475-4991.2011.00474.x. BABOULET, O; LENZEN, M. Evaluating the Environmental Performance of a University. Journal of Cleaner Production 18, pp. 1134-1141, 2010. DEFOURNY, J. Une Approche Structurale pour l’Analyse Input-Output: um Premier Bilan. Economie Appliquée, tome XXXV – 1982, n. 1-2, pp. 203-230, 1982. DEFOURNY, J; THORBECKE, E. Structural Path Analysis and Multiplier Decomposition within a Social accounting Matrix Framework. The Economic Journal 94, pp. 111-136, 1984. LENZEN, M; MURRAY, J. Conceptualising Environmental Responsibility. Ecological Economics, 70, pp. 261–270, 2010. LEONTIEF, W. Environmental Repercussion and the Economic Structure: An Input-Output Approach. INTERNATIONAL SYMPOSIUM ON ENVIRONMENTAL DISRUPTION IN THE MODERN WORLD – International Social Science Council, pp. 262-271, 1970. MARTINEZ, H.S. Socio-economic Assessment of Sustainable Sugarcane-Ethanol Production in Northeast Brazil. Dissertação mestrado, Universidade Utrecht, The Netherlands, 2011. NEVES, F.M; TROMBIN, V.G; CONSOLI, M. O Mapa sucroenergetico do Brasil, em De Souza e Macedo (Eds), Etanol e Bioeletricidade: A Cana-de-Açúcar no futuro da matriz energética, ISBN 978-85-63750-00-6. São Paulo, Brasil, 2010. OECD/IEA. Sustainable Production of Second Generation Biofuels: Potentials and Perspectives in Major Economies and Developing Countries. International Energy Agency, 2010. OMETTO, R.A; HAUSCHILD, M.Z; ROMA, L.N.W. Lifecycle Assessment from Fuel Ethanol in Brazil. Int. J Life Cycle Assess, 14: 236- 247, 2009. PIRES, A & SCHECHTMAN, R. O Mapa sucroenergetico do Brasil, em De Souza e Macedo (Eds), Etanol e Bioeletricidade: A Cana-de-Açúcar no futuro da matriz energética. ISBN 978-85-63750-00-6. São Paulo, Brasil, 2010. ROBERTS, D. The Role of Households in Sustaining Rural Economies: A Structural Path Analysis. European Review of Agricultural Economics, vol 32 (3), pp. 393-420, 2005. SUH, S; HEIJUNGS, R. Power Series Expansion and Structural Analysis for Life Cycle Assessment. Int. J Life Cycle Assess 12 (6) 381-390, 2007. WOOD, R; LENZEN, M. Structural Path Decomposition. Energy Economics 21, pp. 335-341, 2009.

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Critérios de classificação de indicadores de sustentabilidade segundo a lógica de ciclo de vida R. S. Viñas1, G. A. Silva1 1

DEQ – Escola Politécnica da Universidade de São Paulo.

Diversas informações são publicadas utilizando técnicas para mensuração de desempenho ambiental, a exemplo dos indicadores de sustentabilidade; desempenho este no atendimento de necessidades humanas por meio de produtos. Neste contexto uma forma simplificada de conceituar sustentabilidade é garantir que o consumo de recursos naturais não esgote sua disponibilidade. São necessárias ferramentas quantitativas que auxiliem tomadores de decisão a compreender o consumo de recursos naturais ao longo do ciclo de vida de produtos. Este trabalho define Indicador de Sustentabilidade como a reunião de parâmetros que represente a informação sobre consumo de recursos naturais devido à interação antrópica com o meio ambiente. As principais classes de indicadores identificadas podem ser descritas como: de “produto”, representando o consumo de recursos relacionados a um produto; de “organização”, na qual há informações sobre o consumo de recursos naturais associado às atividades de dada organização; e de “região”, o qual pode ser visto como um conjunto de informações sobre o consumo de recursos naturais de dado recorte da população do planeta. O objetivo deste trabalho pode ser descrito como avaliar critérios de classificação e auxiliar a seleção de indicador de sustentabilidade por meio da Lógica de Ciclo de Vida (Life Cycle Thinking). 1. Introdução Na última década, em busca da sensibilizar tomadores de decisão, diversas comunicações públicas e privadas realizaram-se por meios de literatura acadêmica, ou mesmo em formas de mídias de alcance popular, acerca do tema desenvolvimento sustentável. Técnicas para mensuração de desempenho ambiental também são incluídas a estas comunicações. Cada vez mais, os tomadores de decisão e o público em geral estão sendo conscientizados que a humanidade é responsável por um desequilíbrio à natureza devido ao consumo excessivo de recursos renováveis e não renováveis (KITZES et al, 2009; WWF, 2010; HABERL et al, 2007; EWING et al, 2010; KRAUSMANN et al, 2009; GILJUM et al, 2011). As diversas formas de interação do homem e seu ambiente contribuem para este desequilíbrio. Atualmente verifica-se uma significativa demanda de gestores de organizações (públicas ou privadas), e da sociedade, por informações e ferramentas que permitam colocar em prática o conceito de desenvolvimento sustentável a partir de políticas, planos, programas e projetos. 1.1 Conceito de Sustentabilidade Sustentabilidade pode ser compreendida como a qualidade de manter ou melhorar a integridade dos sistemas de suportes à vida no planeta (MOLDAN et al., 2011). Neste contexto uma forma simplificada de conceituar sustentabilidade é garantir que o consumo de recursos naturais não esgote sua disponi-

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bilidade. Assim, na situação atual, novas ferramentas passaram a ser necessárias para acompanhar os fatores limitantes – recursos naturais – rumo a um desenvolvimento também social e econômico. Boa governança depende agora de ferramentas para contabilizar estes recursos, além de indicadores tradicionais como o PIB e as contas financeiras. 1.2 Informação quantitativa sobre Consumo de Recursos Naturais Indicador de Sustentabilidade Ambiental, ferramenta auxiliar para tomada de decisões, pode ser definido como a reunião de parâmetros - de forma transparente sobre sua obtenção - que represente a informação sobre consumo de recursos naturais devido à interação antrópica com o meio ambiente. Esta interação ou consumo de recursos naturais é devida à produção de bens e serviços motivada a apenas atender necessidades e desejos que o bem estar humano requer. Compreender as interações relacionadas a todas as etapas de produção torna-se, portanto, informação essencial em ferramentas para tomada de decisão deste viés sistêmico. A Lógica de Ciclo de Vida é o processo realizado na tomada de decisão que auxilia compreender quais são os recursos consumidos e quais as pressões ambientais e quais as de saúde que são de responsabilidade do ciclo de vida de um produto, considerando-se a extração de recursos, produção, uso, reutilização, transportes, reciclagem e destinação final de resíduos (UNEP, 2005). Muitas definições importantes são agora apresentadas em termos quantitativos, utilizando diferentes indicadores, portanto a necessidade de uma análise de indicadores utilizando esta lógica é óbvia. Devido a sua pluralidade, a agregação em classes dos indicadores de sustentabilidade ambiental auxilia a escolha dos mesmos pelos tomadores de decisão.

2. Resultados e Discussão A seguinte discussão centra-se nos princípios utilizados para a seleção e análise de métodos/indicadores coletados por meio da consulta de trabalhos publicados (947 no total) nos mais importantes periódicos internacionais em torno da definição apresentada de indicador de sustentabilidade. A coleta de dados revela que existem vários (conjuntos de) indicadores desenvolvidos a fim de cumprir papéis diversos para a mensuração de uso e qualidade de recursos. Como semelhança em suas descrições, os indicadores são compostos em sua estrutura de funções (objetivos para os quais o indicador ou seu conjunto foram desenvolvidos), de propriedades (características definidas por seus métodos para realizar sua função) e de serviços (usos possíveis para a interpretação de seu resultado) como descrito por van Oudenhoven et al. (2012) para indicadores ambientais. Várias ferramentas para a medição de sustentabilidade foram desenvolvidas para avaliar o desempenho sustentável de pessoas e nações, processos ou atividades e produtos. No entanto, a definição de uma métrica adequada para suportar avaliações de sustentabilidade é ainda uma questão em aberto na literatura (CUCEK et al., 2012). Devido a sua pluralidade, a agregação de indicadores auxilia sua escolha pelos tomadores de decisão. As classes de indicadores aqui sugeridas podem ser mais bem compreendidas utilizando o escopo do serviço oferecido pelos indicadores como critério de agregação: a classe de indicadores de “produto” representa o potencial de impacto associado a um produto da atividade humana (ex: a pegada de car-

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bono); a classe de indicadores de “organização” é aquela na qual há informações sobre os aspectos ambientais relacionados ao processo produtivo de dada organização (ex.: a lista de indicadores sugeridos pela GRI - Global Reporting Initiative – para que empresas avaliem seu desempenho em questões específicas, quiçá compreendendo a efetividade das estratégias adotadas em uma dada atividade); e a classe de indicadores de “região” é aquela na qual há o conjunto de informações sobre o consumo (direto ou indireto) de recursos naturais de responsabilidade de um recorte da população (ex.: pegada ecológica). 2.1 Indicador de Sustentabilidade Ambiental de Produto: Pegada de Carbono Ao longo dos últimos anos, a pegada de carbono (ou “carbon footprint”) tornou-se um dos mais importantes indicadores de “proteção ambiental” (WIEDMANN e MINX, 2008; LAM et al, 2010; GALLI et al, 2012). Esta pegada geralmente representa a quantidade de emissões (CO2 e outros GEE), emitida ao longo do ciclo de vida completo de um processo ou produto (UK POST, 2006; BSI, 2008). Uma definição semelhante é que a Pegada de Carbono é o resultado da Lógica de Ciclo de Vida aplicada às mudanças climáticas (CE, 2007). A definição sob uma ótica de uso do solo é que a Pegada de Carbono representa a área de terra necessária para o sequestro (desde a atmosfera) de emissões de CO2 de origem fóssil através do florestamento (DE BENEDETTO e KLEMES, 2009). Wiedmann e Minx (2008) propõem que a Pegada de Carbono é uma medida direta exclusiva (no local, interna), e indireta (off-site, externos, corporificados, a montante, e a jusante) de emissões de CO2 de uma atividade, ou ao longo do ciclo de vida do produto, medido em unidades de massa. Outros termos diferentes relacionados com as emissões de GEE foram sugeridos e/ou utilizados, tais como a pegada de CO2 (HUIJBREGTS et al.. 2008) e a pegada metano (WIEDMANN e BARRETT, 2011). 2.2 Indicador de Sustentabilidade Ambiental de Região: Pegada Ecológica A pegada ecológica (ou “ecological footprint”) surgiu como medida primária no mundo de demandas da humanidade sobre a natureza (WACKERNAGEL e REES, 1996) e hoje é amplamente utilizado como um indicador para medir a sustentabilidade ambiental (CUCEK et al., 2012). A Pegada Ecológica é definida como uma medida da demanda humana para as áreas de terra e água, e compara o consumo humano de recursos e absorção de resíduos com capacidade ecológica da Terra para regenerar (GFN, 2010). A principal vantagem do conceito de Pegada Ecológica é que ela é atraente e intuitiva (SCHAEFER et al., 2006), e que sua metodologia está em melhoria contínua (CUCEK et al., 2012). A Pegada Ecológica ajuda a compreender as complexas relações entre os problemas ambientais, expondo a humanidade a uma situação “extrema” (GALLI et al., 2011). A Pegada Ecológica é geralmente medida em unidades de área globais como a quantidade de espaço bio-produtivo (Hoekstra, 2008), e em unidades de área globais por pessoa (EWING et al., 2010). Cada hectare global representa a mesma fração da Terra do total de bio-produtividade e é definido como 1 ha de terra ou água normalizados para a produtividade mundial média de toda a terra biologicamente produtiva e de água, dentro de um determinado ano. A área total biologicamente produtiva disponível na Terra é de aproximadamente 12.000 milhões de hectares (GALLI et al., 2011). Áreas biologicamente produtivas incluem terras de culturas, florestas e pesqueiros, mas excluem os desertos, geleiras, ou o oceano aberto (SHANTHINI, 2010; KITZES e WACKERNAGEL, 2009). Converter os dados em unidades de área pode ser problemático. Assim como a disponibilidade de dados, a incerteza dos dados, e a especificidade geográfica representam limitações. A Pegada Ecológica pode ser aplicada em escalas que vão desde produtos para famílias, cidades, regiões e países ou para a humanidade

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como um todo, porém seu resultado é mais eficaz, significativo e consistente em níveis agregados (WACKERNAGEL et al, 2006;. GALLI et al., 2012). 2.3 Indicador Organização: Relatórios Corporativos de Sustentabilidade Há uma série de razões pelas quais qualquer empresa particular pode optar por desenvolver um relatório de desenvolvimento sustentável (ASIF et al., 2012). Estes relatórios são publicados sob uma grande variedade de nomes (DAVIS e SEARCY, 2010), tais como relatórios de sustentabilidade, relatórios de desenvolvimento sustentável e relatórios de responsabilidade social corporativa. Em qualquer caso, a função principal desses relatórios é fornecer uma visão detalhada da empresa relacionada à sustentabilidade de suas iniciativas. Uma estrutura abrangente e amplamente citada para orientar a criação de relatórios corporativos sustentáveis é fornecida pelo GRI (GRI, 2006; SMITH e LENSSEN, 2009; BROWN et al, 2009). A GRI fornece uma extensa lista de 79 indicadores de sustentabilidade organizados ao longo das dimensões social, econômica e ambiental. Além disso, a GRI também fornece 15 suplementos específicos para setores da economia a fim de atender às necessidades específicas destes setores. Algumas empresas profissionais de auditoria, como KPMG e SustainAbility, também elaboram relatórios de sustentabilidade regularmente (SustainAbility, 2006; KPMG, 2008). As principais áreas abrangidas nestes relatórios tipicamente incluem: estatísticas de relatórios corporativos por setor industrial, a comparação de relatórios de responsabilidade corporativa ao longo dos anos, e uma panorâmica geral dos relatórios de responsabilidade corporativa.

3. Conclusões A fim de avaliar o desempenho sustentável de ações antrópicas, são necessárias ferramentas quantitativas – definições e medições confiáveis – que auxiliem tomadores de decisão a compreender o consumo de recursos naturais ao longo do ciclo de vida de produtos. Os indicadores de sustentabilidade ambiental são desenvolvidos a fim de atender esta demanda. O método de cada indicador define funções para as quais estes foram desenvolvidos, propriedades próprias e serviços para os quais sua interpretação pode ser utilizada. Este trabalho fornece um critério de classificação geral a partir de uma revisão da literatura para as definições de vários (conjuntos de) indicadores. Como critério de classificação para indicadores de sustentabilidade foi utilizado o serviço (usos possíveis para a interpretação de seu resultado) oferecido à gestão de consumo de recursos naturais. As principais classes de indicadores identificadas podem ser descritas como: de “produto”, representando o consumo de recursos relacionados a um produto; de “organização”, na qual há informação sobre o consumo de recursos naturais associado às atividades de dada organização; e de “região”, o qual pode ser visto como um conjunto de informações sobre o consumo de recursos naturais de dado recorte da população do planeta. Este trabalho, portanto, representa um passo para uma melhor sistematização da seleção de indicadores de sustentabilidade e fornece um quadro de indicadores chave, suas definições e unidades para discutir definições de classe, permitindo assim que a discussão sobre as medidas de desempenho sustentável seja mais avançada.

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Customização de ferramentas de ecodesign: da teoria à aplicação na Natura A. Guelere Filho1, F. Brones2, R. Cobra3 1 2 3

Lcm Treinamento e Consultoria Em Gestão Ambiental Ltda. Natura Cosméticos. Rodovia Anhanguera. Engenharia Ambiental, Escola De Engenharia de São Carlos.

Entendido como a aplicação do pensamento de ciclo de vida (Life Cycle Thinking) ao Processo de Desenvolvimento de Produtos (PDP), o Ecodesign é um conceito ainda incipiente no Brasil. Historicamente, a maior parte das pesquisas nessa área foca no desenvolvimento de novas ferramentas, em condições distantes do âmbito real do PDP. Assim, a despeito da grande quantidade de ferramentas de Ecodesign propostas, seu uso efetivo pelas empresas continua limitado. A efetiva integração de ferramentas de Ecodesign ao PDP é apontada na literatura como essencial para que seja praticado nas empresas, superando o distanciamento atual entre teoria e prática. O objetivo desse artigo é apresentar um caminho para a efetiva integração de ferramentas de Ecodesign ao PDP. Para a consecução desse objetivo, inicialmente são analisadas (por meio de revisão bibliográfica) as condições de sucesso da integração de ferramentas de Ecodesign ao PDP. Aponta-se o papel fundamental da correta seleção e customização desses artefatos considerando condições específicas da empresa e dos requisitos dos times multifuncionais. Em seguida, são apresentados resultados preliminares de uma pesquisa aplicada, atualmente conduzida na Natura Cosméticos, no sentido de validar a abordagem proposta.

1. O projeto Ferramentas de Ecodesign O projeto Ferramentas de Ecodesign, inserido no Programa de Pesquisa Ecodesign da Natura, está sendo desenvolvido em colaboração interna, com as várias áreas de Pesquisa e Desenvolvimento, e externa com a participação de especialistas, sendo a LCM um dos parceiros do projeto. Nesse programa, a Natura, conhecida por seu forte compromisso em sustentabilidade, procura reforçar, de forma inovadora e estruturada, a visão de ciclo de vida em seu processo de Inovação de Produtos. A partir do contato entre Natura e LCM feito durante o II Congresso Brasileiro em Gestão do Ciclo de Vida de Produtos e Serviços, iniciou-se a construção de uma abordagem capaz de introduzir, de forma sistematizada, o Ecodesign na Natura. Para fazer frente a esse desafio, o projeto tem como objetivo desenvolver ferramentas de Ecodesign customizadas que possam ser integradas de forma efetiva ao Funil de Produtos Natura. No próximo capítulo a fundamentação teórica sob a qual o projeto está alicerçado é apresentada em detalhes. Isso feito apresenta-se o procedimento metodológico adotado no projeto bem como os resultados preliminares. Por fim, é feita uma discussão sobre o encaminhamento proposto e os resultados preliminares concluindo, assim, o artigo.

2. Embasamento teórico do projeto O Ecodesign é a expressão do Life Cycle Thinking no Processo de Desenvolvimento de Produtos (PDP) e é definido nesse artigo como a introdução sistemática de requisitos ambientais às fases

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iniciais desse processo de negócio sem comprometer critérios essenciais ao sucesso comercial dos produtos, tais como: desempenho, funcionalidade, segurança, estética, custo, qualidade e tempo de desenvolvimento (HAUSCHILD, JESWIET e ALTING, 2004; GUELERE FILHO, 2009). Uma das formas promissoras para se introduzir requisitos ambientais ao PDP apontadas na literatura é por meio do uso de ferramentas de Ecodesign (RITZÉ e LINDAHL, 2001; JOHANSSON, 2002; LINDAHL, 2005). Baumann, Boons e Bragd (2002) e Pigosso (2008) fizeram extensas revisões bibliográficas encontrando, ambos, cerca de 150 ferramentas dessa natureza. No entanto, a despeito da abundância desses artefatos, sua adoção por parte de empresas continua limitada (BAUMANN, 2002; LINDAHL, 2005; GUELERE FILHO, 2009). Dentre os fatores responsáveis por essa situação, destacam-se os seguintes (RITZÉ e LINDAHL, 2001; BAUMANN, 2002; JOHANSSON, 2002; LINDAHL, 2005; GUELERE FILHO, 2009; O’HARE, et al., 2009): » Origem das ferramentas: as pesquisas que as originaram não consideram as principais características do processo de negócio no qual serão utilizadas, ou seja, do PDP. Em linha com essa afirmação Baumann, Boons e Bragd (2002) relatam terem encontrado poucos estudos sobre a eficácia das ferramentas propostas no âmbito real do desenvolvimento de produtos, sendo a maioria das referências de natureza conceitual. Situação idêntica foi também observada por Pigosso (2008); » Dificuldade de seleção: mediante a grande oferta de ferramentas, sua escolha mostrou-se uma tarefa complicada e demorada (ERNZER e BIRKHOFER, 2002), sendo que Ritzén, Lindahl, 2001, afirmam que se trata de um processo desestruturado e que muitas empresas acabam por escolher ferramentas em função de sua “popularidade” no momento da escolha e/ou porque estão sendo utilizadas por seus principais clientes ou concorrentes; » Desconsideração dos requisitos dos usuários: diz respeito a negligencia dos responsáveis pela seleção de ferramentas de Ecodesign em considerar os requisitos daqueles que utilizarão as ferramentas em suas atividades diárias; » Baixa integração com o PDP: o uso de ferramentas de Ecodesign usualmente é apresentado de tal forma que constitui um fluxo de atividades separado das usualmente executadas no âmbito do desenvolvimento de produtos, o que se apresenta como uma barreira extra à sua adoção; » Não adaptação das ferramentas a aplicações específicas: além de variáveis como estrutura organizacional e cultural, o desenvolvimento de produtos varia em função do tipo de projeto em desenvolvimento, que pode ir desde pequenas alterações em produtos existentes até o desenvolvimento de produtos totalmente inovadores. Nesse contexto, quando se objetiva introduzir ferramentas de Ecodesign de forma efetiva ao PDP de uma empresa, a correta seleção e customização passam a ser mais importante do que o desenvolvimento de novas ferramentas. E é justamente nessa direção que estão orientadas as propostas de seleção e implementação de ferramentas de Ecodesign feitas por Ritzén, Lindahl (2001) e O’Hare, et al. (2010), ambas utilizadas como inspiração e fundamentação teórica para a elaboração do Projeto Ferramentas de Ecodesign. De forma sucinta, esses autores apresentam processos/procedimentos para seleção de ferramentas baseados em critérios que levem em consideração tanto as demandas dos usuários das ferramentas, as necessidades das empresas e as características específicas de seu PDP como o que se espera, em termos de resultados, com o uso das ferramentas. Com relação à implementação das ferramentas, deve ser

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baseada em adaptações e testes com as equipes de desenvolvimento e continuo processo de avaliação de eficácia e eficiência frente às necessidades da empresa, dos usuários e dos resultados obtidos. Em comum, destacam a necessidade de se utilizar uma abordagem de gestão de mudanças e de registro de todas as experiências vividas com o intuito de propor melhorias e disseminar todo o processo. Em adição à consideração dos requisitos dos futuros usuários em relação às ferramentas de Ecodesign, deve-se considerar também as orientações existentes na literatura especializada no tocante aos requisitos mínimos que uma ferramenta de Ecodesign deve atender para seu uso seja bem sucedido junto a equipes de desenvolvimento de produtos. Nesse sentido, a referência adotada foi o estudo elaborado por Lindahl (2005), o qual apresenta, na forma de perguntas, 8 requisitos, a saber: 1. A ferramenta pode ser utilizada no ambiente típico de desenvolvimento, caracterizado por atividades executadas em paralelo e envolvendo alto grau de colaboração multifuncional? 2. A ferramenta auxilia e promove o trabalho multifuncional em equipe e a troca de informações entre seus membros? 3. A ferramenta pode ser utilizada nas fases iniciais do processo de desenvolvimento? 4. A ferramenta pode ser utilizada sem aumentar o tempo usualmente demandado para execução da fase/atividade na qual está prevista seu uso? 5. A ferramenta pode ser utilizada com dados qualitativos e incompletos ao invés de dados precisos e quantitativos? 6. A ferramenta permite que iniciantes em ecodesign a use de forma eficiente? 7. A ferramenta é baseada na perspectiva do ciclo de vida, ou seja, considera os impactos ambientais de todo o ciclo de vida do produto? 8. A ferramenta leva em consideração questões de mercado/comerciais?

3. Metodologia adotada Em linha com o embasamento teórico mostrado na seção anterior, a integração de ferramentas customizadas ao Funil de Produtos Natura foi planejada segundo as seguintes fases: I. Diagnóstico da situação atual da Natura frente ao Ecodesign: foram levantadas expectativas e possíveis barreiras à introdução do Ecodesign ao Funil de Produtos Natura. Essa “fotografia” auxiliou no refinamento do planejamento do projeto e foi elaborada por meio de entrevistas com membros de equipes de desenvolvimento de produtos e de líderes de projeto, os quais pertencem à área de marketing da empresa. Internamente, essa atividade foi denominada de Quick Scan de expectativas e barreiras. Esse diagnóstico contou também com o auxilio do Núcleo de Manufatura Avançada (NUMA), do Departamento de Engenharia de Produção (SEP) da Escola de Envenenaria de São Carlos (EESC) da Universidade de São Paulo (USP). Por meio da realização de um estudo de caso na Natura, pode-se avaliar o nível de maturidade em Ecodesign segundo o modelo proposto por Pigosso (2010); II. Seleção de ferramentas: segue os sete passos propostos por Ritzén, Lindahl (2001), onde especial atenção foi dada aos requisitos dos futuros usuários para as ferramentas, os quais foram levantados por meio da realização de um workshop; III. Aplicação em dois projetos pilotos: após selecionar as ferramentas, seu uso será validado por meio da realização de projetos pilotos onde será possível testar a efetividade desses artefatos, sendo que serão utilizadas aqui as propostas feitas tanto por Ritzén, Lindahl (2001) como aquela feita por O’Hare, et al. (2010);

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IV. Realização de treinamentos: essa fase consiste na capacitação interna de grupos de usuários potenciais. Um módulo piloto de treinamento será validado inicialmente para assegurar a efetividade da pedagogia proposta. Somente após essa validação e eventuais correções considerando avaliação dos participantes é que o treinamento será replicado como meio de disseminação efetiva na Natura; V. Proposta de integração ao Funil de Produtos: de posse das lições apreendidas com os projetos pilotos, e com base no estudo detalhado do Funil de Produtos da Natura, a integração das ferramentas será efetivada por meio de formalização do uso das ferramentas customizadas nesse processo de negócio.

4. Resultados preliminares Até o momento da finalização deste artigo, apenas as fases I e II da metodologia adotada no projeto haviam sido executadas. A seguir, os respectivos resultados são apresentados. 4.1 Diagnóstico da situação atual As informações aqui apresentadas foram extraídas do Quick Scan de expectativas e barreiras, documento elaborado pela LCM e de uso exclusivo da Natura Cosméticos. Os pontos fortes da Natura em relação ao Ecodesign refletem o sólido posicionamento estratégico da empresa frente às questões ambientais, verificação do desempenho ambiental dos produtos em desenvolvimento, o desdobramento das responsabilidades relacionadas às questões ambientais entre pessoas de diferentes níveis na organização, a pesquisa de tecnologias menos impactantes e acompanhamento global do desempenho ambiental por meio de métricas claramente definidas. Dessa forma, pode-se concluir que os elementos estratégicos essências ao Ecodesign já estão presentes na Natura, o que favorecerá sobremaneira a introdução do Ecodesign ao processo de Inovação. Quanto à oportunidade de melhoria identificada, o destaque é justamente a ausência do uso sistemático de ferramentas de Ecodesign no âmbito do Funil de Produto. A exceção a essa situação relaciona-se ao uso da Calculadora de Carbono, ferramenta mono critério atualmente utilizada pela empresa. Em complemento, pode-se observar o baixo uso de ferramentas como um todo no processo de Desenvolvimento de produtos. Em se tratando das potenciais barreiras à introdução do Ecodesign na Natura, observou-se certo receio de que o uso de ferramentas de Ecodesign afete negativamente o processo de desenvolvimento de produtos, tornando-o mais lento e custoso. Com relação às expectativas identificadas, estão bem alinhadas com os potenciais benefícios associados ao Ecodesign, dentre eles a agregação de valor aos produtos e a obtenção de ganhos intangíveis (melhoria da imagem da empresa) e tangíveis (redução de custos). É digno de nota que tanto os pontos identificados como oportunidade de melhorias como as expectativas e possíveis barreiras estavam amplamente endereçadas no Projeto Ferramentas em Ecodesign.

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Dessa forma, essa fase serviu para validar o encaminhamento proposto pelo projeto. 4.2 Seleção de ferramentas Inicialmente, identificaram-se dois momentos distintos no Funil de Produtos para a utilização de ferramentas de Ecodesign. O primeiro deles trata das fases iniciais do desenvolvimento, onde, se por um lado, o grau de liberdade para se propor melhorias é maior, por outro a quantidade e qualidade das informações disponíveis é limitada. O segundo momento engloba as fases mais avançadas do desenvolvimento, onde há mais e melhores informações, mas menos espaços para mudanças significativas. Dessa forma, em relação às fases iniciais do desenvolvimento, definiu-se que seriam necessárias duas ferramentas: uma que possa servir de inspiração e orientação na busca por conceitos inovadores e de baixo impacto e outra que possa auxiliar a avaliar as escolhas feitas do ponto de vista dos impactos ambientais. Com relação às fases mais adiantadas do desenvolvimento, identificou-se a necessidade de uma ferramenta de avaliação de impacto ambiental que complementasse a atual calculadora de carbono. Essas avaliações definiram um primeiro conjunto de requisitos que as ferramentas deveriam atender. Em complemento, foi realizado um workshop para levantar os requisitos dos usuários, os quais foram divididos da seguinte maneira: » Requisitos relacionados às informações necessárias para utilizar as ferramentas (dados de entrada): devem ser de fácil compreensão, facilmente encontradas, devem existir repositórios para essas informações, os quais, por sua vez, devem ser também facilmente acessados e virem de fontes confiáveis e serem periodicamente atualizadas; » Requisitos relacionados à utilização da ferramenta em si: deve ser de fácil entendimento e utilização, ser antecedida de treinamento para correto uso e entendimento dos resultados gerados, deve ser simples, não demandando conhecimentos técnicos específicos e complexos, o tempo demandado para o uso não deve comprometer a execução das outras atividades da equipe, deve promover a integração da equipe como forma de evitar retrabalho e deve ser atrativa ao usuário; » Requisitos relacionados às informações geradas pelas ferramentas (dados de saída): devem ser de fácil compreensão, auxiliando claramente a tomada de decisão; devem apontar também a solução a ser adotada, e não somente os problemas (devem gerar mais respostas do que dúvidas) e devem ser possíveis de serem comunicados ao consumidor final. A esses requisitos foram somados aqueles propostos por Lindahl (2005), definindo, assim, os critérios para seleção das ferramentas. O universo de ferramentas de Ecodesign consideradas foi aquele definido por Pigosso (2008). De posse dos requisitos definidos anteriormente, foram selecionadas algumas ferramentas, compondo uma lista inicial de possíveis ferramentas a serem adotadas pela Natura. Essas ferramentas foram então avaliadas em detalhes por profissionais da Natura e da LCM por meio de um workshop, sendo o resultado dessa avaliação a definição das ferramentas a serem utilizadas no projeto piloto. Em complemento, ressalta-se que todo o processo foi documentado e que guias para o uso das ferramentas foram desenvolvidos. Esses guias descrevem as atividades necessárias para se utilizar as ferramentas e serão utilizados como instrumento de disseminação de conhecimento para auxiliar no uso efetivo das diferentes ferramentas.

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5. Discussão e conclusão O projeto Ferramentas de Ecodesign foi concebido com o objetivo de desenvolver ferramentas de Ecodesign customizadas que possam ser integradas de forma efetiva ao Funil de Produtos Natura, sendo o objetivo primordial deste artigo apresentar o caminho adotado pela empresa para a consecução dessa integração. Esse caminho envolve a seleção, customização e aplicação de ferramentas de Ecodesign em âmbito real de desenvolvimento de produtos, pois somente dessa forma pode-se inferir sobre a efetividade desses instrumentos. Ainda, essas ferramentas buscam atender várias necessidades: considerar todo o ciclo de vida dos produtos; privilegiar o trabalho colaborativo e multifuncional, ser de fácil utilização, orientadas a questões de mercado e serem utilizáveis com poucas informações, ou seja, desde o início do processo de desenvolvimento. Os resultados preliminares mostraram a consolidação de conhecimentos que foi conduzida nas fases iniciais do projeto onde se buscou trazer o embasamento teórico da literatura em Ecodesign para sua aplicação no contexto empresarial, conciliando o “know how” em ferramentas com a realidade do Desenvolvimento de Produtos na Natura. Os diagnósticos iniciais confirmaram as expectativas e barreiras à introdução do Ecodesign tradicionalmente reportadas na literatura e permitiu validar o planejamento do projeto. Os passos seguintes do projeto, de customização através de experimentações em casos reais, deverão enfrentar vários desafios já identificados: endereçamento de necessidades múltiplas através de ferramentas simples e versáteis, adaptadas a vários arquétipos de projetos e categorias de produtos diversas, mesmo atendendo apenas o universo de higiene pessoal e perfumaria. O projeto também considera uma especificidade observada na empresa, de baixo uso de ferramentas no processo de Desenvolvimento de produtos, ao contrario de outros setores usuários de ferramentas tipo CAD ou similares. Dessa forma, atenção especial será dada à simplicidade da “ergonomia” das ferramentas e um foco à dimensão participativa de uso de ferramentas pelos times de projeto, pois dessa forma a assimilação do uso de ferramentas de Ecodesign será facilitada. É digno de nota que esse projeto se beneficia dos aprendizados obtidos durante a introdução de uma calculadora de pegada de carbono no processo de desenvolvimento de produtos da Natura, que desde 2010 integra as atividades desse processo de negócio. Em síntese, a literatura da área, a experiência dos autores e os resultados iniciais fortalecem a visão adotada no projeto de que a operacionalização do Ecodesign passa pela introdução de um conjunto de ferramentas de Ecodesign no PDP da empresa, customizadas em função das especificidades da cultura da empresa e dos seus processos. No entanto, sob o ponto de vista científico, é necessário empreender as demais fases previstas na metodologia adotada nesse projeto (descrita no capítulo 3) para que seja possível fazer uma avaliação consistente sobre sua validade, eficiência e, ainda, se é possível replicada em outras empresas. Como o desenvolvimento desse projeto de pesquisa aplicada esses aspectos científicos serão abordados e reportados com o intuito de contribuir com a disseminação do Ecodesign no Brasil.

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6. Referências BAUMANN, H. . B. F. . B. A. Mapping the green product development field: engineering, policy and business perspectives. Journal of Cleaner Production, 2002. ERNZER, M.; BIRKHOFER, H. Selecting methods for life cycle design based on the needs of a company. In Design - The Design Society, Glasgow, 2002. 1305-1310. GIUDICE, F.; LA ROSA, G.; RISITANO, A. Product Design for the Environment: A Life Cycle Approach. Boca Raton: CRC/Taylor & Francis, 2006. GUELERE FILHO, A. Integração do Ecodesign ao Modelo Unificado para a Gestão do Processo de Desenvolvimento de Produtos: estudo de caso em uma grande empresa de linha branca. Universidade de São Paulo - Tese de Doutorado. São Carlos. 2009. HAUSCHILD, M.; JESWIET, J.; ALTING, L. Design for the Environment – Do we get the focus right. CIRP. Paris: [s.n.]. 2004. p. 1-4. JOHANSSON, G. Success Factors for Integration of ecodesign in product development: a review of state of the art. Environmental Management and Health, 2002. 98-107. LINDAHL, M. Designers’ Utilization of and Requirements on Design for Environment (DfE) Methods and Tools. [S.l.]: [s.n.]. 2005. p. 224-231. LINDAHL, M. Engineering designers’ experience of design for environment. Journal of Celaner Production, 2006. 487-496. O’HARE, J. et al. Adapting eco-innovation tool to the needs of the company: a case of study. International Conference on Engineering Design. Stanford: [s.n.]. 2009. PIGOSSO, D. C. A. Modelo de Maturidade para a melhoria do desempenho ambiental na gestão do ciclo de vida de produtos. Escola de engenharia de são Carlos - Universidade de São Paulo- Tese de Doutorado. São Carlos. 2012. RITZÉ, S.; LINDAHL, M. Selection and implementation - Key activities to successful use of EcoDesign tools. [S.l.]: IEEE. 2001.

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Dados ambientais de resíduos sólidos urbanos dispostos no solo – contribuição para estudos de Avaliação de Ciclo de Vida (acv) no Brasil L. A. Pegoraro1, A. C. Sakuma2, A. A. Takamatsu3, T. B. Rocha4, C. M. L. Ugaya5 TECPAR - Instituto de Tecnologia do Paraná / FEPAR - Faculdade Evangélica do Paraná. TECPAR - Instituto de Tecnologia do Paraná Pesquisador 4 3906 W Carey Dr. 85138 Maricopa - AZ – USA. 5 PPGEM - UTFPR - Universidade Tecnológica Federal do Paraná. 1

2 3

A destinação final dos resíduos sólidos nos municípios brasileiros ainda aponta para uma realidade de lixões a céu aberto. Os resíduos, quando não tratados adequadamente, podem ocasionar a contaminação ambiental do solo, do ar e das águas subterrânea e superficial. No Brasil alguns estudos já foram conduzidos com o objetivo de caracterizar os resíduos depositados em aterros sanitários, no entanto pouco tem sido feito para a inserção desses dados em estudos de Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Sobre a perspectiva da ACV, tais dados formatados adequadamente, são de extrema importância para a criação dos cenários de tratamento de resíduos em estudos de ACV. Neste contexto, o presente estudo objetivou desenvolver um conjunto de dados para inventário do ciclo de vida (ICV) relativo a 1 kg da fração orgânica em resíduos sólidos depositados em um aterro no Paraná. Durante um período de três dias seguidos foram retiradas amostras dos resíduos sólidos urbanos de todos os caminhões que descarregaram na área destinada para esse fim no aterro sanitário considerado no presente estudo. Em seguida, os dados foram inseridos no software SimaPro 7.3 e avaliados com o método IMPACT 2002+. Os resultados obtidos indicam quais os impactos ambientais potenciais caso os resíduos coletados fossem lançados diretamente ao solo. 1. Introdução A realidade da destinação final dos resíduos sólidos nos municípios brasileiros, conforme os dados apresentados pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) para o ano de 2008 (IBGE, 2010), demonstrou que a destinação dos resíduos em vazadouros a céu aberto ou lixões, é a prática mais adotada pelos municípios, pois abrange 50,8% deles, seguidas pela disposição em aterros sanitários (27,7%) e em aterros controlados (22,5% dos municípios). Neste contexto, a Abrelpe (2010) divulgou que para o ano de 2010, no Brasil, foi coletado e encaminhado à destinação final, um total de 54.157.896 t de Resíduos Sólidos Urbanos (RSU). Contudo, somente 57,6% destes RSU coletados (31.194.948 t/ano) tiveram uma destinação final adequada, de forma que os 42,4% dos RSU restantes (22.962.948 t/ano), seguiram para lixões ou aterros controlados, ocasionando possíveis impactos negativos ao meio ambiente. Isto porque nestes locais não há a impermeabilização do solo e ou a coleta e o tratamento do biogás e do percolado (chorume) proveniente da biodegradação da matéria orgânica presente nos resíduos. A Tabela 1 apresenta uma estimativa da composição gravimétrica média dos resíduos sólidos urbanos coletados no Brasil com base na quantidade identificada no ano de 2008. A composição gravimétrica média do total de resíduos sólidos coletados no Brasil em 2008 demostrou que a fração de matéria orgânica destes resíduos (restos de alimentos industrializados e in natura e

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Tabela 1: Estimativa da composição gravimétrica dos resíduos sólidos urbanos coletados no Brasil em 2008(IPEA, 2012).

Resíduos

Participação (%)

Quantidade (t/dia)

Material reciclável

31,9

58.527,40

Metais

2,9

5.293,50

Aço

2,3

4.213,70

Alumínio

0,6

1.079,90

Papel, papelão e tetrapak

13,1

23.997,40

Plástico total

13,5

24.847,90

Plástico filme

8,9

16.399,60

Plástico rígido

4,6

8.448,30

Vidro

2,4

4.388,60

Matéria orgânica

51,4

94.335,10

Outros

16,7

30.618,90

Total

100

183.481,50

Fonte: IPEA (2012) com base em IBGE (2010).

material orgânico degradado) é composta de 51,4%. Por outro lado, os dados mostram que a fração de materiais recicláveis possui menor participação que a fração orgânica, ou seja, representando 31,9% dos resíduos coletados. Tavares (2007) avaliou a presença da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos gerados em Curitiba e região metropolitana (em 1993), apresentando dados médios para as quatro estações do ano, tais como: 52% de matéria orgânica no inverno, 48% na primavera, 51,5% no verão e 40% no outono. Tavares (2007) apresenta que as variações na composição dos resíduos sólidos são significativamente diferentes em outros países ou regiões quando comparadas ao Brasil, tais como a participação da fração orgânica nos resíduos gerados na Europa (28,1%), Suécia (33,0%) e Estados Unidos (7,9%, e 17,9% de resíduos de jardins). As maiores frações de materiais recicláveis naqueles países ou regiões, em relação ao Brasil, podem ser explicadas pelo perfil do consumo de alimentos e bens industrializados. Estas particularidades na composição gravimétrica dos resíduos têm uma influência muito significativa quando se considera o conceito de Pensamento do Ciclo de Vida dos materiais que deram origem ao diversos tipos de resíduos. Assim como nos cenários de disposição e tratamento de resíduos em estudos de Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Estudos de caracterização de resíduos já foram desenvolvidos em nível nacional, muitos deles consideraram a disposição final de resíduos sólidos em aterros sanitários, contudo, há poucos esforços para a inserção desses dados em estudos de ACV. Desta forma, desde que formatados de forma adequada, os dados gerados nestes estudos são úteis para a criação dos cenários de tratamento de resíduos em estudos de ACV.

2. Objetivo O presente estudo teve por objetivo desenvolver um conjunto de dados para inventário do ciclo de vida (ICV) relativo a 1 kg da fração orgânica em resíduos sólidos depositados em um aterro no Paraná. Com isso, pretende-se avaliar os impactos associados à disposição inadequada desses resíduos no solo, em lixões ou vazadouros, conforme a realidade brasileira.

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3. Metodologia Durante um período de três dias seguidos foram retiradas amostras dos resíduos sólidos urbanos de todos os caminhões que descarregaram na área destinada para esse fim no aterro sanitário considerado no presente estudo. O aterro fica situado numa região no Estado do Paraná, e pode receber cerca de 35t de resíduos/dia. As amostras de resíduos coletadas de cada caminhão sofreram quarteamentos sucessivos até a obtenção de uma quantidade representativa aproximada total de 100 kg. Essa massa total de resíduos foi submetida, a partir de separação manual, a uma análise de composição gravimétrica, a qual permitiu a separação em grupos (ou tipos) de materiais descartados como resíduos, tais como: matéria orgânica, plásticos em geral, papéis e papelão, aço, isopor, borracha, tecido, vidro, embalagens longa vida, podas, madeira e alumínio. Da fração orgânica média obtida na análise de gravimetria, aproximadamente 46%, foi retirada uma amostra, a qual foi submetida à análise de composição química para alguns contaminantes (em massa/massa). Os resultados foram utilizados na modelagem por meio do software de Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) SimaPro 7.3 (PRé Consultants bv, 2012). Como a fase de Avaliação do Impacto do Ciclo de Vida (AICV) é conduzida mediante a modelagem dos dados de inventário a partir do uso de um método de avaliação de impacto, o método Suíço IMPact Assessment of Chemical Toxics - IMPACT 2002+ (JOLLIET et al, 2003) foi utilizado. Tal método liga os resultados da Análise do Inventário do Ciclo de Vida (ICV) às 14 categorias de impacto consideradas, que por sua vez se ligam às 4 áreas de proteção (saúde humana – para a toxicidade, qualidade dos ecossistemas, mudança climática e recursos) (JOLLIET et al, 2003).

4. Resultados e discussão Na Tabela 2 são apresentados os resultados das análises físico-químicas da fração orgânica obtida da amostragem e gravimetria dos resíduos sólidos coletados no aterro em estudo. Importante notar que a amostra da fração orgânica apresentou 87,16% de umidade.

Tabela 2: Resultados das análises físico-químicas da fração orgânica após gravimetria de resíduos sólidos urbanos coletados em um aterro sanitário no Estado do Paraná

Parâmetro

mg/kg

Parâmetro

mg/kg

Arsênio (As)

ND 0,2568

Nitrogênio Total (N)

3.100

Cádmio (Cd)

ND 0,0642

Fósforo Total (P2O5)

1.700

Cobalto (Co)

ND 0,1284

Potássio Solúvel em água (K2O)

1.500

Cobre (Cu)

1,67

Cálcio (Ca)

2.900

Chumbo (Pb)

0,45

Magnésio (Mg)

360

Zinco (Zn)

6,36

Enxofre (S)

31

Cloreto (Cl-)

385,20

Carbono Orgânico

50.200

Nitrato (NO3-)

326,00

Sódio (Na)

800

Sulfato (SO4-2)

92,00

Umidade

87,16%

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A Tabela 3 apresenta uma listagem das substâncias e das quantidades presentes em um kg de fração orgânica de resíduos sólidos urbanos analisadas, e consideradas na elaboração do inventário utilizando o software de ACV SimaPro 7.3 (PRé Consultants bv, 2012). Como o objetivo foi de avaliar os impactos da disposição final do resíduo no solo, para representar o que acontece frequentemente nos lixões brasileiros, o compartimento ambiental de emissão considerado foi o próprio solo. A estimativa da incerteza nos resultados para cada substância considerou a avaliação da confiabilidade, completeza, correlação temporal, correlação geográfica, correlação tecnológica e tamanho da amostra, seguindo os parâmetros apresentados na Matriz Pedigree (Pedersen Weidema & Wesnaes, 1996, citados por Frischknecht, 2007) de modo que resultaram em um vetor (1,4,1,1,1,1). Somente 6 (arsênio, cádmio, cobre, chumbo, fósforo total e zinco) dos 17 elementos ou substâncias identificados no inventário puderam ser avaliadas pelo método IMPACT 2002+, haja vista que os métodos de AICV possuem limitações inerentes à quantidade de substâncias consideradas. A Tabela 4 apresenta os resultados dos indicadores de categoria, assim como as categorias de impacto que foram possíveis de avaliação pelo método de AICV considerado.

Tabela 3: Substâncias consideradas na elaboração do inventário da disposição no solo de 1kg de fração orgânica proveniente de resíduos sólidos urbanos

N.º

Substância

Compartimento de emissão

Unidade

Quantidade

Vetor pedigree

1

Arsênio

Solo

µg

256,8

(1,4,1,1,1,1)

2

Cádmio

Solo

µg

64,2

(1,4,1,1,1,1)

3

Cálcio

Solo

g

2,9

(1,4,1,1,1,1)

4

Carbono

Solo

g

50,2

(1,4,1,1,1,1)

5

Cloreto

Solo

mg

385,2

(1,4,1,1,1,1)

6

Cobalto

Solo

µg

128,4

(1,4,1,1,1,1)

7

Cobre

Solo

mg

1,67

(1,4,1,1,1,1)

8

Chumbo

Solo

µg

450

(1,4,1,1,1,1)

9

Magnésio

Solo

mg

360

(1,4,1,1,1,1)

10

Nitrato

Solo

mg

326

(1,4,1,1,1,1)

11

Nitrogênio total

Solo

g

3,1

(1,4,1,1,1,1)

12

Fósforo total

Solo

g

1,7

(1,4,1,1,1,1)

13

Potássio

Solo

g

1,5

(1,4,1,1,1,1)

14

Sódio

Solo

mg

800

(1,4,1,1,1,1)

15

Sulfato

Solo

mg

92

(1,4,1,1,1,1)

16

Enxofre

Solo

mg

31

(1,4,1,1,1,1)

17

Zinco

Solo

mg

6,36

(1,4,1,1,1,1)

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202

Tabela 4: Avaliação de impacto de acordo com método IMPACT 2002+ devido à composição da fração orgânica do resíduo considerado no estudo.

Categorias de impacto

Indicador de categoria de ponto médio

Unidade e Indicador de categoria

Quantidade

Carcinogênicos

Cloroetileno equivalentes no ar

kg C2H3Cl eq

2,49e-3

Não carcinogênicos

Cloroetileno equivalentes no ar

kg C2H3Cl eq

3,10e-2

Ecotoxicidade aquática

Trietilenoglicol equivalentes na água

kg TEG água

43,91

Ecotoxicidade terrestre

Trietilenoglicol equivalentes no solo

kg TEG solo

50,62

Eutrofização aquática

PO4--- equivalentes limitados a P na água

kg PO4 P-limitado

5,20e-3

Do total de categorias de impacto consideradas no método IMPACT 2002+, tais como: toxicidade humana (carcinogênicos e não carcinogênicos), respiratórios inorgânicos, radiação ionizante, diminuição da camada de ozônio, respiratórios orgânicos, ecotoxicidade aquática, ecotoxicidade terrestre, acidificação/nutrificação terrestre, ocupação do solo, acidificação aquática, eutrofização aquática, aquecimento global, energia não renovável, e extração mineral (JOLLIET et al, 2003), somente quatro delas foram possíveis de serem avaliadas devido às características da composição da fração orgânica do resíduo avaliado (Tabela 4). Neste contexto, os resultados obtidos por meio da utilização do método IMPACT 2002+, apontam que os impactos causados pelos resíduos com as características identificadas no presente estudo, caso os mesmos sejam lançados em lixões (diretamente no solo), estão associados tanto às categorias de impacto ligadas à área de proteção da saúde humana, como ao ecossistema. As categorias de impacto identificadas, ligadas à saúde humana, são relacionadas aos efeitos cancerígenos (toxicidade humana – devido à presença de arsênio), e não cancerígenos (toxicidade humana – devido à presença de arsênio, cádmio, cobre, chumbo e zinco). No mesmo princípio, para as categorias de impacto ligadas aos danos à qualidade do ecossistema, foram identificadas a ecotoxicidade aquática, ecotoxicidade terrestre (igualmente devido à presença de arsênio, cádmio, cobre, chumbo e zinco), e, finalmente à categoria de eutrofização aquática, devido à presença de fósforo total, na forma limitada a fósforo (P). É importante ressaltar que a categoria de impacto de ocupação do solo não foi considerada no estudo, pois não foi identificado o tamanho da área para a disposição dos resíduos. A categoria de impacto aquecimento global não foi avaliada, principalmente pelo fato de que não foi estimada no estudo a quantidade de gases de efeito estufa passíveis de serem gerados a partir da biodegradação anaeróbia dos resíduos orgânicos.

5. Conclusão e recomendações Os resultados alcançados no presente estudo podem contribuir para o desenvolvimento de futuros estudos que considerem a destinação final dos bens de consumo identificados na etapa de tratamento de resíduos em estudos de Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) no Brasil.

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Apesar da nova Política Nacional de Resíduos Sólidos (Lei 12.305, de 02 de agosto de 2010) ter sido instituída no país, e ter como uma das metas a erradicação dos lixões no Brasil até o final de 2014, os mesmos ainda são uma realidade na maioria dos municípios brasileiros, e a dificuldade em selecionar e licenciar novas áreas para a construção de novos aterros sanitários indica que o cumprimento deste prazo se torna bastante ambicioso em vista do pouco tempo que os municípios têm para implantar novos sistemas integrados de gestão de resíduos. Por outro lado, há a possibilidade de novos estudos contemplando a técnica de ACV para a escolha destes sistemas integrados de gestão de resíduos. Como recomendação para trabalhos futuros, menciona-se uma avaliação maior de parâmetros e contaminantes nos resíduos, para que se tenha uma maior abrangência de categorias de impacto a serem consideradas em estudos como o presente. Assim como a comparação entre os métodos de avaliação de impacto.

6. Agradecimentos Os autores do trabalho agradecem os colaboradores dos laboratórios do Tecpar pela realização de todas as análises físico-químicas, e em especial a equipe de trabalho na área de resíduos: Aline Bescrovaine Pereira, Willian Ryuichi Mikami, Gabriel, Rafaela Check, Leonardo Kozak Michelon, Ana Carolina Rauzes, Mikaella Barbosa Cruz, Débora Cristina Colla. E também ao pesquisador do Tecpar Natalicio Ferreira Leite.

7. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE LIMPEZA PÚBLICA E RESÍDUOS ESPECIAIS (ABRELPE) Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2010. São Paulo 2010. 202 p. ISSN 2179-8303. Frischknecht R., Jungbluth N., Althaus H.-J., Doka G., Heck T., Hellweg S., Hischier R., Nemecek T., Rebitzer G., Spielmann M., Wernet G. (2007) Overview and Methodology. ecoinvent report No. 1. Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, 2007. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Pesquisa Nacional de Saneamento Básico 2008. ISBN 978-85-240-4136-5 (CD-ROM). ISBN 978-85-240-4135-8 (meio impresso). Rio de Janeiro, RJ - Brasil. 2010. INSTITUTO DE PESQUISA ECONÔMICA APLICADA (IPEA). Comunicados do IPEA Nº 145. Plano Nacional de Resíduos Sólidos: diagnóstico dos resíduos urbanos, agrosilvopastoris e a questão dos catadores. 25 de abril de 2012. JOLLIET, O.; MARGINI, M.; CHARLES, R.; HUMBERT, S.; PAYET, J.; REBITZER, G.; ROSENBAUM, R. IMPACT 2002+: A new life cycle impact assessment methodology. The International Journal of Life Cycle Assessment. v. 8, n. 6, p. 324-330, 2003 (2003). Pedersen Weidema B. and Wesnaes M. S. (1996) Data quality management for life cycle inventories - an example of using data quality indicators. Journal of Cleaner Production, 4(3-4), pp. 167-174. PRé Consultants bv. SimaPro 7.3. http://www.pre-sustainability.com. 2012. TAVARES, Romero Coelho. Composição gravimétrica: uma ferramenta de planejamento e gerenciamento do resíduo urbano de Curitiba e região metropolitana. Dissertação (Mestrado) – Instituto de Tecnologia para o Desenvolvimento - LACTEC, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento de Tecnologia. Curitiba, 2007.xv, 114 f.

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Design de serviços para a sustentabilidade: e o papel do designer como influenciador de comportamentos M. S. Forcato1; M. J. Hoss1 1

Programa de Pós Graduação em Design – Universidade Federal do Paraná

O presente estudo vem propor uma reflexão baseando-se em levantamentos bibliográficos que abordam o tema Design de Serviço para a sustentabilidade e as implicações do designer como mediador entre empresas, produto/serviço e usuário. Também buscou-se conceitos do Design Sustentável considerando as inter-relações dos impactos ambientais, econômicos e sociais impostos no desenvolvimento, uso e descarte do produto. Concluindo com direcionamentos que venham contribuir para novos estudos e que proporcionem uma melhor compreensão da área estudada, promovendo esforços para um comportamento mais sustentável para redução de impactos. 1. Introdução No atual mundo globalizado os hábitos de consumo sugerem o uso inconsciente e desmedido de recursos e produtos para satisfazer as necessidades e desejos dos consumidores. Neste contexto, toneladas de lixo e resíduos são geradas pelo homem todos os dias abarrotando os aterros e espalhando lixo útil e inútil nas ruas, rios e florestas. Por outro lado, os recursos como água e energia são fortemente utilizados nos processos de fabricação dos produtos industriais, assim como, os materiais que os compõem. Outros problemas como a geração de gases tóxicos e voláteis nos processos de produção prejudicam igualmente o sistema ambiental. Do mesmo modo, nos processos de reciclagem, a utilização de recursos acontece de forma menos acentuada poluindo e causando problemas ambientais, porém, neste aspecto estes causam impactos menores e podem ser considerados como alternativas para a redução de consumo. Neste estudo, propõe-se promover um debate sobre design para sustentabilidade e design de serviços (PSS) a fim de difundir as contribuições destas práticas para a introdução de sistemas ecoeficientes na produção e utilização de produtos.

2. Conceitos de Design para Sustentabilidade e Design de Serviços O conceito de design para a sustentabilidade, segundo Vezzoli (2010), deve ser inserido pelos designers na prática projetual como uma forma a contribuir com o design sustentável através de educação e pesquisa. O autor complementa definindo o design sustentável como um sistema produtivo que deve se basear em três dimensões: ambiental: na capacidade de utilização de recursos naturais de maneira consciente; social: na busca pela igualdade de recursos, distribuição e satisfação para esta e para as próximas gerações; e econômica: possibilitando que esses novos produtos ou serviços sejam utilizados por um grande número de pessoas.

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Buarque (1997) complementa que ao desenvolver processos consistentes e sustentáveis, os interesses sociais e competitivos da economia local devem ser elevados e isso gera renda e riquezas, assegurando ainda a preservação de recursos naturais e não-renováveis. De acordo com Manzini (2008), uma solução sustentável é o processo por meio do qual produto, serviço e conhecimento são articulados em um sistema que objetiva facilitar ao usuário a obtenção de um resultado coerente com os critérios da sustentabilidade. Deste modo, entende-se como um resultado que tenha também o efeito de transformar um sistema existente e gerar um novo que seja coerente com os fundamentais princípios da sustentabilidade. Do mesmo modo, o design de serviços, como também é definido por Vezzoli (2010), trata-se de uma ação que tem capacidade de aumentar as chances de inovação de um produto e, principalmente, o sistema, promovendo assim a junção entre produto e serviço. Segundo Brezet et al. (2001) apud Costa Junior & Santos (2012), os produtos e serviços devem fazer parte de um sistema onde o foco principal é atender as necessidades dos usuários. Assim, um Sistema Produto-Serviço (PSS) se constitui pela junção de produtos e serviços para a satisfação do consumidor. Assim, o design de serviços para a sustentabilidade propõe que as empresas repensem a forma de produção e disponibilização dos seus produtos, partindo de uma prática projetual pensando no indivíduo para uma prática projetual pensando no grupo, pelo qual, o produto ou serviço levará à satisfação coletiva.

3. As inter-relações As contribuições para um nível de produção mais sustentável devem, primeiramente, partir da indústria. A concepção de design sustentável deve estar enraizada na política da empresa para que realmente haja colaboração. Segundo Peltier & Saporta (2009), a sustentabilidade apoia-se nos 3 Rs: reduzir, reutilizar e reciclar. Por outras palavras, reduzir engloba várias ações e práticas que de certa forma são simples para uma empresa e muito significativos para o planeta. A redução de recursos naturais utilizados nos processos de fabricação e obtenção de matérias primas são de fundamental importância, pois possibilitam uma fácil recomposição das reservas, assim como, a preservação das mesmas para as próximas gerações. Igualmente, a redução da poluição e dos resíduos gerados para a produção também devem ser considerados, ou diminuídos, assim como, a energia consumida e utilizada na produção. Essas reduções contribuem, portanto, para manter a temperatura ideal no planeta, evitando aquecimento global e acidificação, entre outros problemas. No sentido de reutilizar, as práticas empresariais podem contribuir para o reaproveitamento da água e do calor utilizado nos processos de fabricação. Além disso, recolher e reutilizar os produtos com defeito ou descartados em um novo contexto, assim como, parte deles para a reintrodução na linha de montagem ou para outros fins diminuem a necessidade de utilização de matéria-prima. Ainda, pensar formas de reutilizar as sobras ou resíduos por eles mesmos gerados na intenção de transformá-los em matéria-prima novamente. Do mesmo modo, é evidente que os consumidores finais podem também contribuir com a reutilização de alguns produtos ou parte deles.

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Entretanto, a reciclagem é uma forma de aumentar a vida útil do material. Para isso, é fundamental informar o tipo do material e identifica-lo, assim como, informar sobre sua possibilidade de reciclagem, contribuindo assim, para que seja possível a triagem e separação dos componentes do produto, principalmente aqueles que apresentam em sua montagem materiais diferentes. Igualmente, facilitar a compactação para o descarte e desenvolver produtos com materiais reciclados. Neste contexto, os consumidores também podem contribuir em todas essas práticas, tendo em vista que, essa ajuda é de essencial importância para o ciclo de vida dos produtos e materiais, evitando o descarte prematuro, separando e facilitando a coleta seletiva e avaliando as possibilidades de utilização mútua dos produtos. Diversos autores concordam que a durabilidade atribuída ao produto também é uma forma de contribuir para a sustentabilidade. Kazazian (2005) revela que a durabilidade pode ser vista como uma forma de estratégia leve, pois impõe limites sobre o impacto dos produtos no meio ambiente. Um produto com durabilidade aumentada permite a preservação de recursos naturais e diminui a utilização de outros recursos já que se demora mais para substituí-lo. Manzini & Vezzoli (2008) acrescentam que os consumidores devem ser estimulados a perceberem que o produto é melhor e adquire valor quando seu tempo de uso é estendido. Criar uma relação de afetividade entre produto e consumidor é uma das várias abordagens para garantir a durabilidade de um produto (MANZINI & VEZZOLI, 2008; KAZAZIAN, 2005). De acordo com Vezzoli (2010), o papel dos designers no desenvolvimento dos produtos também é de potencial importância para a sustentabilidade. Para o autor, o design deve agir como facilitador na promoção de inovações de sistemas oferecendo uma mistura de produto e serviço que resultem em iniciativas ecoeficientes. Neste sentido, os pontos chave seriam promover interações e parcerias entre todos os envolvidos e orientar esse sistema para soluções ecoeficientes e socioeficientes. Outras abordagens que podem ser buscadas pelos designers no desenvolvimento dos produtos estão relacionadas à sua configuração visual que deve estar o mínimo possível relacionados com a moda, com a utilização de materiais mais resistentes à ação do tempo e na contribuição para a manutenção, assim como, a troca de peças, evitando a obsolescência (KAZAZIAN, 2005). Vezzoli (2010), explica que quanto mais os designers conhecerem os desafios e possibilidades do design sustentável, mais poderão contribuir para a inserção de produtos, serviços e sistemas que de fato, contribuam de forma social, econômica e ambiental.

4. Contribuições do design Tendo em vista o levantamento teórico exposto até aqui, pode-se observar que o design como desenvolvedor de produto e influenciador no ciclo de vida deste, tem grande potencial de mudanças de posicionamento, tanto por parte dos empresários/fabricantes, quanto por parte dos consumidores. Nas empresas, os designers devem fomentar as práticas de sustentabilidade e possibilitar o conhecimento pelos fabricantes, das vantagens em se utilizar esses conceitos para uma fabricação mais limpa e para a garantia de recursos no futuro. Sabe-se que muitos dos recursos que são utilizados hoje nos processos de fabricação de produtos são esgotáveis e outros renováveis, porém, podem se tornar ou já estão escassos (PELTIER &

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SAPORTA, 2009). Neste sentido, é imprescindível que as empresas se atentem aos problemas causados em todos os níveis da fabricação, desde o desenvolvimento dos produtos até o descarte pelos usuários. Para tanto, políticas de sustentabilidade podem ser adotadas para diminuir os riscos de escassez futura. O Sistema Produto-Serviço (PSS) mostra possibilidades de contribuição que podem fazer a diferença em todos os aspectos. As empresas, juntamente com o design, podem pensar em serviços que atendam e substituam a compra individual dos produtos. Um exemplo disto pode ser observado na necessidade de se lavar a roupa. O consumidor tem esta necessidade e pode escolher por diversos caminhos. Um deles é comprar uma máquina de lavar roupas e instalá-la em sua própria casa para realizar o serviço. Se todos os usuários tem uma máquina de lavar roupas em casa, mais material, mais resíduo, mais energia, mais água e mais poluição são gerados para que a lavagem aconteça. Outro seria, os usuários utilizarem de um serviço para a lavagem de roupas, onde todos utilizam da mesma máquina de lavar, energia, água e materiais diminuindo consideravelmente as proporções de destruição de recursos e poluição. O PSS pode ser pensado e desenvolvido para atender diversas atividades e a empresa, e neste sentido, ao invés de oferecer o produto passa então a oferecer um serviço que supre, de forma sustentável, a necessidade dos consumidores. Vale lembrar que, segundo Vezzoli (2010), nem toda a inovação tem um caráter ecoeficiente. Para ser orientado a ecoeficiência e utilizando-se da MEPSS (Methodology for Products Service System), as seguintes diretrizes devem ser consideradas: a otimização da vida do sistema; a redução do consumo na distribuição e transporte; a redução do uso de recursos; a diminuição dos resíduos gerados e sua valorização; a conservação; e a redução de elementos tóxicos. Os consumidores/usuários também podem contribuir para a utilização de serviços desenvolvidos pelo PSS. Assim, para Tukker (2004) apud Costa Junior & Santos (2012), dentre as várias classificações possíveis de PSS propostas na literatura, três categorias podem ser distinguidas: [a] sistema produto+serviço orientado ao produto; [b] sistema produto+serviço orientado ao uso; e [c] sistema produto+serviço orientado ao resultado. Estas categorias podem ser conferidas na Figura 1. Desta forma, um sistema produto+serviço orientado ao produto, tem-se como exemplo, serviços de pós-venda, instruindo os usuários e garantindo a durabilidade e funcionalidade do sistema, dando ênfase na oferta do produto. Um modelo para este sistema seria o reabastecimento de um produto antes que este chegue ao fim. Por outro lado, quando o sistema produto+serviço for orientado ao uso, vende-se somente a tarefa, ou seja, o cliente não é proprietário do produto, desta forma usufrui apenas do uso que o produto proporciona, funcionando como aluguel onde, após ter usando ele devolve ao locatário

Valor principal no conteúdo do Produto

Produto Puro

Sistema Produto + Serviço Conteúdo do Produto (tangível)

Orientado ao Produto

Valor principal no conteúdo do serviço

Conteúdo do serviço (intangível)

Orientando ao Uso

Orientado ao Resultado

Serviço Puro

Figura 1: Principais categorias de sistemas produto+serviço (PSS). Fonte: Tukker (2004) apud Costa Junior & Santos (2012, p.47).

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para que outras pessoas possam utilizar também. Contudo, outra forma é o sistema produto+serviço orientado ao resultado, onde o usuário compra somente o resultado fornecido pelo produto, assim toda e qualquer manutenção que exigir no processo, a empresa que fornece o serviço fica responsável. É evidente que uma mudança de cultura deve ser iniciada para que a utilização de um serviço de forma coordenada e compartilhada passe a fazer parte da vida das pessoas, que, ultimamente, têm praticado muito o individualismo. Manzini & Vezzoli (2008), explicam essa questão de individualidade quando relatam que os consumidores consideram que parte do valor está no uso ou no usufruto que é percebido e na posse de novos produtos. Ou seja, o valor tem relação direta com a quantidade de produtos vendidos, o que contradiz a luta por um planeta mais limpo e sustentável.

5. Considerações finais A urgente necessidade de rever conceitos diante de várias catástrofes ambientais, provocadas pela extração exagerada dos recursos naturais, exige habilidades específicas dos profissionais de design. Assim, o foco de suas atividades vem se modificando, passando de um criador de artefatos para um mediador no processo que envolve empresas, produto/serviço e usuário. Contudo, o pensar sustentável, envolve muito mais que conceitos de projeto. No entanto, a necessidade de desenvolvimento em pesquisas é maior no que tange mudanças de comportamento. Assim, para que as mudanças sustentáveis sejam de fato reais, o empresário deve orientar seus esforços para compor um pensamento sustentável dentro de todos os setores da organização. O consumidor deve procurar mudar de um olhar estético para um olhar sustentável e passar a exigir serviços de qualidade e que satisfaçam de forma eficaz suas necessidades. Por fim, o designer, deve intermediar as relações de fabricantes e consumidores, orientando os esforços para atitudes mais colaborativas e sustentáveis, em que todos possam contribuir no desenvolvimento de sistemas de produtos-serviços que atendam os conceitos que regem a sustentabilidade ambiental. 6. Referências BUARQUE, Sérgio C. Metodologia de planejamento do desenvolvimento local e municipal sustentável. Material para orientação técnica e treinamento de multiplicadores e técnicos em planejamento local e municipal. Recife: INCRA-IICA, (publicado em livro pelo MEPF/INCRA-IICA). COSTA JUNIOR, Jairo da; SANTOS, Aguinaldo dos. Proposição de um modelo de referência para o design de serviços ecoeficientes em sistemas produto-serviço. Dissertação (Mestrado em Design). Programa de Pós-Graduação em Design - Universidade Federal do Paraná – 2012. KAZAZIAN, Thierry. Haverá a idade das coisas leves: design e desenvolvimento sustentável. São Paulo: Editora Senac São Paulo, 2005. 194p. MANZINI, Ezio. Design para a inovação social e sustentabilidade, comunidades criativas, organizações colaborativas e novas redes projetuais. Rio de Janeiro: e-papers, 2008. 103p. MANZINI, Ezio; VEZZOLI, Carlos.O desenvolvimento de produtos sustentáveis: os requisitos ambientais dos produtos industriais. São Paulo: Editora da Universidade de São Paulo, 2008. 366p. PELTIER, Fabrice; SAPORTA, Henri. Design sustentável: caminhos virtuosos. São Paulo: Editora Senac São Paulo, 2009. 111p. VEZZOLI, Carlos. Design de sistemas para a sustentabilidade: teoria, métodos e ferramentas para o design sustentável de “sistemas de satisfação”. Salvador : EDUFBA, 2010. 343p.

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Eco-inovação tecnológica e a análise do ciclo de vida do produto W. H. Motta1 1 FACULDADE SENAI/CETIQT, Coordenação de Engenharia de Produção, CEP. Doutorando no Programa de Pós-Graduação em Ciência da Informação – PPGCI / IBICT-UFRJ

Nos últimos anos, o debate a respeito das questões da sustentabilidade ambiental, no âmbito global, ganhou uma centralidade indiscutível. A capacidade do planeta de suprir este volume exorbitante de recursos está se esgotando, assim como sua capacidade de absorver os produtos e resíduos gerados pela atividade humana. A responsabilidade na solução destes problemas é coletiva, dentre estas ações, tem-se a adoção de práticas de produção e consumo sustentáveis. O presente trabalho tem o objetivo de apresentar, através de um estudo descritivo e exploratório, as definições da eco-inovação e seu surgimento. O trabalho tem ainda o objetivo de apontar as inter-relações existentes entre a eco-inovação e a Análise do Ciclo de Vida - ACV. 1. Introdução O capitalismo industrial, baseado na produção e consumo em massa, capitalismo este que se fortalece a partir do desenvolvimento contínuo e cumulativo de novos produtos, em que as perspectivas de sustentabilidade são altamente prejudicadas, predominando, desta forma, o desperdício de produtos e de matérias-primas primárias e secundárias. De outro lado, tem-se a realidade apresentada quanto à finitude da capacidade do planeta de prover recursos e absorver os produtos produzidos pelo homem. Na atualidade, existe ainda a urgência quanto ao desenvolvimento sustentável, no qual a ideia de uma conciliação entre os interesses econômicos, ecológicos e sociais ocupa papel central, tal urgência vem pontuando cada vez mais ações de governos, empresas e pesquisadores. Dentro deste contexto, tem-se na eco-inovação uma das formas de se solucionar este problema central, através da convergência do crescimento econômico, a elevação do bem-estar e a proteção ambiental. O papel das empresas nesse processo tem sua importância relevante e validada, já que suas atividades têm impacto direto no meio ambiente, tendo as eco-inovações como uma das maiores contribuições destas empresas ao meio ambiente. Tais inovações podem ocorrer através de diferentes formas de combinar materiais e força de trabalho, gerando novos produtos ou inserindo um novo atributo a um produto já existente, em um novo método produtivo, na descoberta de novas fontes de matérias-primas, na mudança na composição de um produto, dentre outros. Dentre as novas propostas para o desenvolvimento sustentável, a Análise do Ciclo de Vida (ACV) é uma das propostas mais completas, já que ela faz uma avaliação em toda a cadeia de suprimentos, buscando apresentar as melhores alternativas quanto a preservação ambiental. Tal proposta pode solucionar ou ao menos reduzir os problemas ambientais existentes, minimizando o impacto ambiental decorrente de uma atividade produtiva e dos processos diretamente relacionados a estas atividades.

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2. Desenvolvimento Sustentável e os Sistemas de Gestão Ambiental O conceito de desenvolvimento sustentável é decorrente de um longo processo histórico que propôs uma reavaliação da relação, até então existente, entre a sociedade e o meio ambiente. O termo, embora anterior a Conferência das Nações Unidas para o Meio Ambiente realizada no Rio de Janeiro em 1992, só começou a se tornar mais popular, após este evento. Segundo Motta (2012), a proposta do desenvolvimento sustentável é a busca de uma produção industrial sem prejuízos ao meio ambiente. Como reflexos do movimento pró meio ambiente, foram criados mecanismos de incentivo das boas práticas empresariais para estimular a responsabilidade socioambiental, tendo neste sentido os instrumentos certificadores, dentre estes, destaca-se a ISO 14000, criada pela International Organization for Standardization (ISO). Segundo Soledade et al.(2007), as normas que a compõe, têm como referência os aspectos ambientais que a organização identifica como aqueles que podem ser controlados e influenciados pelos seus processos. Soledade et al. (2007), informa ainda que a série ISO 14000 tem por objetivo um Sistema de Gestão Ambiental que auxilie as empresas a cumprirem suas responsabilidades em relação ao meio ambiente. Na série ISO 14000, têm-se a ISO 14040 que trata da Avaliação do Ciclo de Vida, especificando sua estrutura geral, direcionando o desenvolvimento de cada uma de suas fases.

3. Metodologia De acordo com Frankfort-Nachmias e Nachmias (1996), metodologia é um sistema de normas e procedimentos explícitos em que uma pesquisa é desenvolvida, e contra a qual quaisquer possíveis questionamentos devem ser apresentados. Este estudo classifica-se como de pesquisa exploratória, por ter o propósito de esclarecer conceitos e ideias, com o objetivo de proporcionar uma visão geral acerca do assunto a ser estudado. Quanto aos meios de investigação, segundo Vergara (2004), pode ser classificada como uma pesquisa bibliográfica.

4. Eco-inovação e Análise do Ciclo de Vida (ACV) A inovação pode ser definida como a exploração com êxito de novas ideias, sendo entendida como um novo produto ou processo, que tem um impacto positivo no mercado. Diversas áreas do conhecimento têm estudado a inovação, logo, suas definições têm distintos conceitos. Uma das definições mais difundidas é a proposta pela Organização para o Desenvolvimento e Cooperação Econômica (OECD). “A inovação é a implementação de um produto (ou serviço), significantemente novo ou melhorado, ou de um processo ou nova forma de marketing, ou ainda de um novo método de práticas organizacionais.” (OECD, 2005, p.46).

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Existem diversas classificações para a inovação: inovação em produto; inovação de processo, inovação organizacional; inovação de marketing; inovação incremental; inovação radical e inovação aberta. No Brasil, os dados apresentados pelo IBGE (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística), através de sua pesquisa de inovação PINTEC (Pesquisa de Inovação Tecnológica) (2008), indica que, considerando as inovações em processo e produto, a quantidade de empresas que inovou no período entre 2003 e 2005, foi de 34,3% das pesquisadas e na última pesquisa de 2006 a 2008, este número passou para 38,6%. Outro item informado pela pesquisa foi de que, entre 2003 e 2005, 18,8% das empresas teve suporte do governo e que este número subiu para 22,3%, entre 2006 e 2008, indicando uma grande participação do governo brasileiro no processo inovativo. Após esta breve apresentação das diversas classificações da inovação, a introdução ao assunto eco-inovação fica, segundo evidenciado por Motta (2012), de certa forma facilitada, já que deve-se imaginar que tal inovação deveria ser a implementação de um novo produto ou processo produtivo, que além de ser inovador iria gerar também benefícios ambientais. Na realidade, a definição de eco-inovação (inovação ambiental), não difere muito do que foi exposto anteriormente, Motta (2012) aponta a eco-inovação como sendo a atividade cujo foco é o de melhorar a performance ambiental de uma empresa, através da redução dos danos ambientais ou a eliminação dos mesmos, trazendo tanto benefícios ambientais como financeiros. Podendo ocorrer através de melhorias nos processos, produtos e modelos de negócio, desde que o produto final seja menos prejudicial ao meio ambiente do que a proposta anterior. Alguns exemplos de eco-inovação são dados pelo WBCSD (World Council of Sustainable Development), quando a explica como sendo a redução do consumo energético, redução do uso de materiais, otimização do uso de materiais renováveis, redução da geração de substâncias tóxicas, incremento da reciclagem e prolongamento do ciclo de vida dos produtos. De acordo com Horbach (2007), a eco-inovação em contraste com outras inovações, deve levar a uma situação ganha-ganha, já que traz benefícios econômicos e ambientais. Kemp et al. (2007), define eco-inovação como a produção ou exploração de um produto, processo produtivo, serviço ou método de gestão de negócios que é novo para a firma ou usuário final e que resulta, através de sua vida útil, em uma redução do risco ambiental, da poluição e de outros impactos negativos quanto ao uso de recursos naturais. Segundo Nidumolu et al. (2009), as empresas inteligentes estão tratando a sustentabilidade, como uma nova fronteira de inovação, neste caso, eco-inovação. Tendo como base a pesquisa de Inovação Tecnológica realizada no Brasil (PINTEC, 2008), na qual, da amostragem de indústrias pesquisadas, 38,6% destas haviam implementado inovações em produtos e/ou processo, Queiroz (2011), avaliou o crescimento de empresas que desenvolveram a eco-inovação, usando variáveis do PINTEC 2003, 2005 e 2008, referentes a questões ambientais. Das variáveis selecionadas do questionário do PINTEC, as relacionadas foram: redução do consumo de matérias-primas, redução no consumo de energia, redução no consumo de água e implementação de técnicas de gestão ambiental. Um dado relevante levantado por Queiroz (2011), foi quanto ao crescimento da importância dada aos assuntos relacionados à sustentabilidade ambiental, que segundo a PINTEC, apresentou um crescimento entre as pesquisas de 2003 e 2008, passando de 4,5% para 10,8%.

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Frente a este cenário, têm surgido algumas propostas, voltadas para o desenvolvimento sustentável das empresas, dentre elas, uma das principais é a Análise do Ciclo de Vida (ACV). A ACV, segundo Valt (2004), estuda a complexa interação entre um produto e o ambiente, levando em conta a avaliação dos aspectos ambientais, associados ao ciclo de vida do produto. Considerando, na análise, toda a cadeia de suprimentos deste produto. Esta ferramenta analisa como o produto pode interferir no meio ambiente, durante seu processos de fabricação, seu uso e também no seu descarte. Sendo assim, uma ferramenta de apoio ao Sistema de Gestão Ambiental. Outra definição da análise do ciclo de vida, é dada por Hinz et al. (2006), apontando que a ACV surgiu da necessidade de se criar uma metodologia para análise dos impactos ambientais decorrentes dos processos e produtos das empresas. A SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry), aponta a avaliação do ciclo de vida como um processo objetivo de avaliar as cargas ambientais associadas a um produto ou processo, identificando e quantificando os impactos gerados quanto ao uso de energia, matéria-prima e emissões ambientais, apresentando oportunidades de melhoria ambiental. A ACV pode interferir na concepção, no desenvolvimento e na fabricação do produto.

5. Conclusões O presente estudo apresentou um breve levantamento sobre a sustentabilidade ambiental e a eco-inovação. Buscou-se esclarecer a relação entre sustentabilidade e inovação, no intuito de se apontar o surgimento do termo e da prática da eco-inovação. Mostrou-se que a ACV, pode colaborar na opção pela produção de um produto ou a utilização de um processo que resulte em um menor impacto para o meio ambiente. A ACV, é uma ferramenta de fomento às eco-inovações, já que aponta as mudanças necessárias, nos produtos e processos industriais, para que estes não degradem o meio ambiente, gerando assim novas tecnologias e processos (eco-inovações). O trabalho buscou, por fim, apresentar a ferramenta ACV como uma proposta vantajosa por analisar o ciclo de vida do produto como um todo, não se restringindo apenas a uma ou outra fase do processo produtivo, como ocorre com outras propostas. Outro objetivo proposto, foi o de relacionar a ACV com a eco-inovação, objetivo este alcançado ao se mostrar que para que as possibilidades apontadas pela ACV sejam colocadas em prática, seriam necessárias inovações ambientais (eco-inovações), apontando assim, a inter-relação existente. Espera-se que o presente estudo possa colaborar para que novos estudos possam consolidar e esclarecer melhor a eco-inovação e as práticas da ACV.

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6. Referências FRANKFORT-NACHIMARANKFORT-NACHIMAS, C; NACHIMAS, D. Reseach Methods in the social Sciences,London: Ed. Arnold, 1996. HINZ, R.T.P.; VALENTINA, L.V.D.; FRANCO, A.C. Sustentabilidade ambiental das organizações através da produção mais limpa ou pela avaliação do ciclo de vida. Estudos tecnológicos, vol.2, 2006. HORBACH, J. Determinants of environmental innovation – New evidence from German panel data sources, 2007. KEMP, R.; PONTOGLIO, S. Methods for analyzing eco-innovation, Report of the second MEI workshop, June 21-22, Brussels, 2007. MOTTA, W.H. Eco-innovation in Production Processes, ICIEOM, Portugal, 2012. NIDUMOLU, R.; PRAHALAD, C. K.; Rangaswami, M. R. Why Sustainability is Now the Key Driver for Innovation. Harvard Business Review, September, 2009. OCDE Proposed guidelines for collecting and interpreting innovation data: Oslo manual, third edition. Paris: OECD, 2005. PINTEC (2008). Pesquisa Industrial de Inovação Tecnológica. Rio de Janeiro: IBGE. Obtido em 01 de 11 de 2011, IBGE: http://www.ibge.gov.br/ home/estatistica/economia/industria/pintec/2008/Pintec2008.pdf QUEIROZ, J.M. Determinantes da inovação ambiental: uma análise das estratégias das firmas da indústria de transformação Brasileira. Universidade Federal do Rio de Janeiro: Dissertação de mestrado apresentada ao programa de Pós-Graduação de Economia, 2011. Society of Envirommental Toxicology and Chemistry – SETAC. Disponível em: . Acesso em: 10 de Março de 2012. SOLEDADE, M.G.M.; Napravnik Filho, L. A. F.; Santos, J.N.; Silva, M.A.M. ISO 14000 e a Gestão Ambiental: uma reflexão das práticas ambientais corporativas. IX ENGEMA, Curtiba – PR, 2007. VALT, R.B.G. Análise do Ciclo de Vida de Embalagens de Pet, de Alumínio e de Vidro para refrigerantes no Brasil Variando a Taxa de Reciclagem dos Materiais. Dissertação de mestrado apresentada ao programa de pós-graduação em Engenharia de Processos Térmicos e Químicos, UFPR, Curitiba, 2004. VERGARA, S. C. Projetos e relatórios de pesquisa em administração. São Paulo: Atlas, 2004. World Business Council for Sustainable – WBCSD. Disponível em: http://www.wbcsd.org/home.aspx/>. Acesso em: 15 de Janeiro de 2012.

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Estoques de carbono no solo e na biomassa para o cálculo das emissões de CO2 decorrentes da mudança de uso da terra na fase de ICV M. V. Lange1, S. Gmünder2, R. Zah3, C. M. L. Ugaya4 1,4 2,3

Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mecânica e de Materiais, Universidade Tecnológica Federal do Paraná Technology and Society Lab, Swiss Federal Laboratories for Materials Science and Technology.

A localização, clima e disponibilidade de terras do Brasil, aliados à crescente demanda mundial por alimentos e combustíveis renováveis, favorecem a expansão de culturas agrícolas no país. A sustentabilidade dessa expansão, no entanto, pode ser questionada, principalmente devido à mudança do uso da terra, que gera, entre outros impactos, redução nos estoques de carbono no solo e na biomassa. Considerando a possibilidade de expansão dos cultivos agrícolas na região amazônica, este estudo visa contribuir para a avaliação do impacto gerado pelas mudanças de estoque de carbono por mudança de uso da terra nas emissões de gases do efeito estufa inerentes ao ciclo de vida de produtos agrícolas. São resultados do estudo mapas de estoque de carbono no solo e na biomassa para o uso atual da terra na região. Para se obterem esses mapas, associaram-se dados de estoque de carbono a dados espaciais de solo, vegetação e uso da terra, por meio do uso de um sistema de informação geográfica. Os mapas obtidos servem como base para o cálculo das emissões de carbono decorrentes de mudanças do uso da terra, possibilitando sua consideração nos Inventários de Ciclo de Vida de bicombustíveis e alimentos e chamando a atenção para a importância do planejamento do uso da terra em nível regional. 1. Introdução A localização, o clima e a disponibilidade de terras no Brasil, aliados à crescente demanda global por alimentos e fontes renováveis de energia, são vistos como fatores favoráveis ​​para a expansão das culturas agrícolas no país (MAPA, 2006). A sustentabilidade dessa expansão, no entanto, pode ser questionada. A conversão de florestas tropicais decorrente da produção de biocombustíveis, por exemplo, pode liberar muitas vezes mais CO2 do que as reduções anuais proporcionadas pela resultante substituição de combustíveis fósseis (FARGIONE et al., 2008). O bioma amazônico representa aproximadamente 30% das florestas tropicais remanescentes do mundo (MMA, 2012) e cerca de 60% da sua área está localizada no Brasil (AB’SABER, 1977), abrangendo os estados do Pará, Amazonas, Maranhão, Goiás, Mato Grosso, Acre, Amapá, Rondônia e Roraima, totalizando 4.871.000 km2 (INPE, 2004). A grande diversidade geológica, o relevo diferenciado e as elevadas temperaturas e umidade do clima equatorial resultaram na formação de diversos tipos de solo e de ecossistemas florestais (IBAMA, 2012). No entanto, apesar do grande número de áreas protegidas e esforços para preservar essa riqueza natural, a ocupação tradicional da Amazônia tem levado a um aumento significativo no desmatamento, ligado às políticas de desenvolvimento na região, como o crescimento das cidades, o aumento dramático da pecuária, a exploração madeireira e as agriculturas familiar e empresarial (ALENCAR et al., 2004; FEARNSIDE, 2003).

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Nesse contexto, o cenário de desmatamento e degradação pode ser agravado pela expansão dos cultivos agrícolas para florestas nativas na Amazônia, o que mostra a importância do estudo dos impactos decorrentes das mudanças do uso da terra na Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) dos produtos dependentes desses cultivos. Infelizmente, até o momento, não há um método amplamente aceito para avaliar os impactos do uso da terra na ACV. Os métodos existentes baseiam-se em indicadores de biodiversidade (JOLLIET et al., 2004), no potencial de produção biótica (MILA I CANALS et al., 2006) e na qualidade ecológica do solo (OBERHOLZER et al., 2006). Estes métodos, porém, exigem dados de difícil obtenção e não fornecem embasamento simples para tomada de decisão. O mapeamento de mudanças de estoques de carbono no solo e na biomassa, com o auxílio de um sistema de informação geográfica (SIG) surge, então, como um caminho viável para a inclusão das emissões inerentes à mudança do uso da terra no Inventário do Ciclo de Vida (ICV) e a conseqüente consideração dos impactos decorrentes dessa transformação na ACV. Assim, este estudo visa contribuir para a avaliação do impacto do uso da terra em ACVs que incluam transformação da terra na Amazônia Legal Brasileira, do ponto de vista de mudanças de estoque de carbono, fornecendo um método para criação de mapas de estoque de carbono no uso atual da terra e apresentando os resultados obtidos.

2. Materiais e métodos O mapeamento dos estoques de carbono no solo e na biomassa foi realizado com o auxílio do software ArcGIS, um SIG que permite a representação conjunta do espaço e de fenômenos que nele ocorrem, no caso da Amazônia Legal brasileira e do estoque de carbono referente a cada tipo de solo e biomassa nela existente. O estoque de carbono total (ECT) no uso atual da terra é modelado como a soma do estoque de carbono na biomassa (ECB) e no solo (ECS) e é medido em toneladas por hectare, como mostrado na Equação 1. ECT[tC/ha]= ECB [tC/ha]+ ECS [tC/ha] (1) Primeiramente, para construir o mapa de ECS no cenário atual do uso da terra, foi realizada a sobreposição por união de dois mapas provenientes do estudo “Cenários para a Amazônia Legal” (MMA-SDS e ZEE CONSÓRCIO BRASIL, 2004): o mapa de solos, que inclui todos os tipos de solos na Amazônia, e o mapa de usos da terra, que contém a classificação de padrões de uso da terra para fins agrícolas, pastagens, reflorestamento e mineração na região, além dos ecossistemas naturais. Áreas ocupadas por massas d’água e atividades de mineração foram excluídas, por armazenarem quantidade insignificante de carbono. Valores de ECS foram então atribuídos às classes obtidas após a união (classes de solo considerando o uso da terra). ECSs para áreas de ecossistemas naturais (en) foram obtidos diretamente da literatura, e, para pastagens, lavouras e áreas de reflorestamento, foram usados fatores de conversão (fcs), com base em premissas e valores da literatura, de acordo com a Equação 2.

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ECS [tC/ha] = ECSen [tC/ha] × fcs (2) Para construir o mapa de ECB no uso atual da terra, foi realizada a sobreposição por união de dois mapas provenientes do mesmo estudo (MMA-SDS e ZEE CONSÓRCIO BRASIL, 2004): o mapa da vegetação, que inclui os tipos de florestas naturais e secundárias na Amazônia, e o mapa de usos da terra, já utilizado anteriormente. Áreas ocupadas por massas d’água e atividades de mineração foram também excluídas. ECBs obtidos da literatura foram atribuídos às classes obtidas após a união (classes de biomassa considerando o uso da terra). Os mapas de 2004 foram utilizados devido à indisponibilidade de mapas mais recentes, de modo que se deve considerar que a situação atual de uso do solo pode ser diferente da apresentada. Os mapas de ECS e ECB foram então também sobrepostos por união e os valores de estoque de carbono foram somados para resultar no mapa de ECT para o uso atual da terra na Amazônia Legal brasileira.

3. Resultados e Discussão A metodologia apresentada possibilitou a construção de três mapas de estoque de carbono para o uso atual da terra na Amazônia Legal brasileira, apresentados nos subitens seguintes. 3.1 Mapas do estoque de carbono no solo e na biomassa Após a primeira sobreposição, do mapa de solos com o mapa de usos da terra, obtiveram-se 90 classes às quais foram atribuídos valores de ECS. Para ecossistemas naturais, esses valores foram retirados diretamente da literatura (MORAES, 1991; MORAES et al., 1995, 1996; BATJES & DIJKSHOORN, 1999; FEARNSIDE & BARBOSA, 1998), e para outros usos foram utilizados fatores de conversão (fcs), baseados na literatura, apresentados na Tabela 1.

Tabela 1: Fatores de conversão para o estoque de carbono do solo (ECS) na Amazônia Legal brasileira, considerando conversão de ecossistemas naturais para os usos listados.

Transformação para

Fator de conversão

Origem

Fonte

Pecuária

0.88

Razão entre o ECS em pastagens produtivas e em ecossistemas naturais (1m de solo)

Fearnside & Barbosa (1998)

Uso agrícola

0.74

Razão entre o ECS em lavouras e em ecossistemas naturais (1 m de solo)

Fearnside & Barbosa (1998)

Reflorestamento

0.95

Perda de carbono na transformação de floresta primária em secundária (1m de solo)

Don et al.(2011) Moraes et al. (1995); Neill et al. (1996)

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Após a segunda união, do mapa da vegetação com o mapa de usos da terra, obtiveram-se 121 classes às quais foram atribuídos valores de ECB. Para ecossistemas naturais, esses valores foram retirados diretamente da literatura (BARBOSA & FEARNSIDE, 1999; BRITEZ, 2006; COGLIATTI-CARVALHO & FONSECA, 2003; MCT, 2006; MCT, 2010; FEARNSIDE et al., 2009; GRAÇA, 1997; IPCC, 2001; IPCC, 2003; NOGUEIRA, 2008; NOGUEIRA et al., 2008), e para outros usos foram utilizados valores e baseados na literatura, apresentados na Tabela 2. Tabela 2: Valores de estoque de carbono na biomassa (ECB) para a Amazônia Legal brasileira nos usos atuais da terra.

Uso

ECB (tC/ha)

Origem

Fonte

Pecuária

8.50

Valor padrão do Good Practice Guidance

IPCC (2003)

Uso agrícola

5.00

Valor padrão do Good Practice Guidance

IPCC (2003)

62.63

Média ponderada dos estoques em reflorestamento com Pinus e Eucalyptus na área total reflorestada da região amazônica em 2005

MCT (2010); ABRAF (2009)

Reflorestamento

Os mapas de ECS e ECB obtidos após a atribuição de estoques de carbono às classes de solo e biomassa, respectivamente, considerando o uso da terra, estão representados nas Figuras 1 e 2. Os valores e a distribuição dos dados de ECS e ECB são consistentes com trabalhos anteriores (BATJES & DIJKSHOORN, 1999; RUESCH & GIBBS, 2008; SAATCHI et al., 2011; USDA, 2000), com algumas diferenças decorrentes das fontes ou métodos de coleta de dados utilizados. Por meio da análise do mapa de ECS (Figura 1), constatou-se que os valores de estoque variam de 17 a 217 tC/ha, com uma média de 84 tC/ha. Valores baixos de ECS, até 75 tC/ha, ocupam uma área de cerca de 20% da Amazônia e encontram-se nas suas porções Meridional e Ocidental e ao redor do rio Amazonas e seus afluentes, ocupadas por solos naturais com baixo teor de carbono e solos transformados. Valores maiores que 76 tC/ha encontram-se ocupando o restante do território amazônico, incluindo solos naturais com mediano e alto teor de carbono e solos transformados. Por meio da análise do mapa de ECB (Figura 2), constatou-se que os valores variam de 5 a 193 tC/ha, com uma média de 51 tC/ha. Valores mais baixos de ECB, variando de 0 a 50 tC/ha e totalizando uma área de 34% do território amazônico, foram encontrados para as áreas agrícolas dispersas pela Amazônia Legal e para pastagens localizadas na Amazônia Meridional e Ocidental. Valores de ECB variando de 51 a 150 tC/ ha e totalizando uma área de cerca de 6% do território amazônico foram encontrados para áreas de reflorestamento e para ecossistemas naturais em diversos tipos florestais com potencial médio de armazenamento. E, finalmente, os maiores valores de ECB, variando de 151 a 200 tC/ha e totalizando uma área de cerca de 60% do território amazônico, foram encontrados para os tipos florestais distribuídos pelas Regiões Central e Noroeste da Amazônia, dominados por florestas preservadas com alto potencial de armazenamento. 3.2 Estoque de carbono total A união dos mapas de ECS e ECB resultou no mapa de ECT para o uso atual da terra na Amazônia Legal brasileira, mostrado na Figura 3.

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Figura 1: Estoque de carbono nos solos (1m de profundidade) para o uso atual da terra na Amazônia Legal Brasileira (em tC/ha).

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Figura 2: Estoques de carbono na biomassa para o uso atual da terra na Amazônia Legal Brasileira (em tC/ha).

Figura 3: Estoques de carbono totais para o uso atual da terra na Amazônia Legal brasileira.

Valores de ECT variam de 22 a 378 tC/ha e apontam que o bioma armazena em média 158 tC/ha. Percebe-se claramente a tendência do armazenamento de maiores estoques de carbono na região noroeste do bioma, mais preservada, e de menores estoques na Amazônia Meridional e Ocidental e nos arredores do rio Amazonas e seus afluentes, regiões mais degradadas e ocupadas por uso agrícola e pecuário.

4. Conclusão Os mapas obtidos servem como base para o cálculo das emissões de carbono decorrentes da mudança de uso da terra, possibilitando sua consideração na ACV de biocombustíveis e alimentos. Além disso, podem ser utilizados em estudos futuros e auxiliam no planejamento do uso da terra em nível regional, sem desconsiderar a utilidade na conscientização pública.

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Emissões de gases de efeito de estufa no ciclo de vida do biodiesel de soja produzido no Brasil R. Grisoli1, A. Nogueira2, É. G. Castanheira4, F. Freire4 , G. A. Silva2, S. Coelho1 1 2 4

CENBIO/IEE/USP – Centro Nacional de Referência em Biomassa. GP2/POLI/USP – Grupo de Prevenção de Poluição. ADAI/LAETA, Centro para a Ecologia Industrial - Universidade de Coimbra.

Neste trabalho, no âmbito do Projeto BIOACV/CNPQ, é apresentado um levantamento dos GEE emitidos ao longo do ciclo de vida do biodiesel produzido a partir de soja proveniente dos principais estados produtores do Brasil (Mato Grosso, Paraná, Rio Grande do Sul e Goiás). Consideraram-se neste estudo as seguintes fases de ciclo de vida do biodiesel de soja: mudanças do uso da terra (MUT), cultivo, extração do óleo, produção de biodiesel e transporte de insumos e produtos. Com relação ao tratamento da multifuncionalidade, foram analisados diferentes métodos de contabilização dos coprodutos (alocação energética, mássica e econômica). Os resultados demonstram a importância das MUT. Não considerando as MUT, o cultivo de soja é a fase de ciclo de vida que mais contribui para as emissões de GEE do biodiesel de soja. Adicionalmente, as emissões de GEE variam de forma significativa conforme o método de alocação selecionado. 1. Introdução Desde 2005, o Brasil vem aumentando significativamente a sua produção de biodiesel. Atualmente com relação as matérias-primas, a produção é baseada principalmente no óleo de soja (74,5%) e na gordura animal (15,6%) (MME, 2012), apesar da intenção do Governo Federal em basear o programa, principalmente no uso de mamona e a palma, que não se concretizou por diversos problemas (OBERMAIER et al., 2010). Considerando a importância de se verificar as reais contribuições para a categoria de impactos para mudanças climáticas desse biocombustível, apesar do setor estar consolidado técnica e economicamente, poucos trabalhos indicativos de emissão de gases de efeito estufa (GEE) consideram cenários para a MUT (PANICHELLI et al., 2009; DAM et al., 2009). Além disso, a multifuncionalidade dos sistemas influencia os resultados finais da avaliação do ciclo de vida (WEIDEMA, 2003). Como parte integrante do Projeto BIOACV/CNPq, que tem por objetivo a comparação do desempenho ambiental do biodiesel produzido a partir de soja e gordura animal, pelas vias metílica e etílica, o presente trabalho realizou um levantamento das emissões de GEE no ciclo de vida do biodiesel de soja pela rota metílica, para quatro estados brasileiros, considerando cenários de MUT e cenários de alocação (mássica, energética e econômica).

2. Inventário de ciclo de vida do biodiesel metílico de soja 2.1 Cultivo da soja Para caracterização do cultivo da soja no país, os dados de inventário adotados foram obtidos essencialmente a partir dos custos específicos de produção da soja em 2009, nos estados do Mato Grosso (MT), Paraná (PR), Rio Grande do Sul (RS) e Goiás (GO), apresentados no Anuário da Agricultura Brasileira (INFORMA ECONOMICS FNP, 2010). A produção de soja em grãos nestes quatro estados representa 73% da soja produzida no Brasil. A abrangência temporal do estudo se concentrou na safra

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221

2009/2010, a partir de dados obtidos junto à Companhia Nacional de Abastecimento (CONAB, 2011). A partir dessas informações, para o cálculo das emissões de GEE, partiu-se das premissas e referências utilizadas no relatório ECOINVENT (2007) para cultivo da soja, a fim de se obter um inventário adequado para o contexto estudado. As emissões diretas do cultivo foram referentes à aplicação de fertilizantes e fixação de nitrogênio (MAPA, 1983; ANDA, 2010; EPFL, 2011), além do consumo de diesel nas operações agrícolas (ROMANELLI E MILAN, 2010). As emissões indiretas referem-se a produção e transporte dos elementos utilizados no campo (ANDA, 2010). 2.2 Cenários de mudança do uso da terra (MUT) A área cultivada com soja nos quatro estados considerados neste estudo registrou um aumentou significativo entre 1996 e 2006, como mostra a Tabela 1. Segundo dados do IBGE (Produção Agrícola Municipal), a área total de soja plantada aumentou 66% no MT, 65% em GO, 39% no PR e 34% no RS entre 1996 e 2006. De forma a associar este acréscimo de área cultivada com soja com as reduções de área ocupada com outros usos do solo, recorreu-se ao Censo Agropecuário 1920/2006, para análise dos dados entre 1996-2006, como também apresentado na Tabela 1. Entre 1996 e 2006 verificou-se uma redução da área de alguns tipos de uso do solo em todos os estados: no MT verificou-se uma redução da área de pastagem natural (39%) e mata natural (61%) de 4.680.125 ha; em GO registou-se uma redução da área de pastagem natural (54%) e plantada (46%) de 3.694.825 ha; no PR uma redução da área da área de pastagem plantada (92%), natural (3%) e mata plantada (5%) de 2.072.154 ha; e no RS uma redução da área de pastagem natural (92%) e plantada (8%) de 2.473.664 ha. Sabe-se que no período de 1990-2010 a soja teve o crescimento em área mais significativo entre as maiores culturas brasileiras (IBGE, 2012), representando 36% da área total ocupada por lavoura no país, em 2010. Para a quantificação das emissões de GEE decorrentes das MUT devido à expansão de área para cultivo da soja, foi adotada a metodologia de cálculo do Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC, 2006), recentemente adaptada na Decisão da Comissão relativa a diretrizes para o cálculo das reservas de carbono nos solos, no âmbito da Renewable Energy Directive (RED) (COMISSÃO EUROPEIA, 2009; 2010). As emissões são calculadas com base na diferença entre o carbono armazenado associado aos diferentes usos de referência do solo (CSR), ou seja, os usos do solo anteriores à expansão do cultivo da soja em cada estado, e ao uso efetivo do solo (CSA), o cultivo de soja. O cálculo de CSi é realizado através do produto do fator de conversão da superfície em causa (A) e a soma entre o carbono orgânico do solo (SOC) e o carbono armazenado na vegetação aérea e subterrânea (CVEG). Os valores de SOC, CVEG Tabela 1: Uso do solo nos estados do MT, GO, PR e RS –∆ 2006-1996.

Área (ha) Uso do solo

MT

GO

PR

RS

∆ 96-06

∆ 96-06

∆ 96-06

∆ 96-06

Lavouras permanentes

227619

191904

664629

85194

Lavouras temporária (incluem a cultura de soja)

3144111

1239983

705588

1185026

Pastagens naturais

-1822335

-2003401

-70331

-2271062

Pastagens plantadas

2155009

-1691424

-1904435

-202602

Matas naturais

-2857790

1785864

709169

387841

Matas plantadas

566

7378

-97388

148386

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222

calculados para o uso atual e para cada uso de referência do solo, bem como os valores de SOCST, FLU, FMG e FI adotados nos cálculos são apresentados na Tabela 2. Os usos de referência em cada estado foram definidos com base na variação da área ocupada com diferentes usos do solo entre 1996 e 2006 (Tabela 1) e em diferentes hipóteses de uso e manejo do solo (Tabela 2).

Tabela 2: SOC e CVEG determinados para o uso do solo atual (soja) e para os usos de referência considerados em cada estado. Diferença entre CSRi e CSA.

Região climática

Estado

MT Tropical semi-úmida GO

PR Temperada quente úmida RS

Uso e manejo do solo

SOCi = SOCST*FLU*FMG*FI SOCST (t C/ ha)

FLU

FMG

FI

SOCi (t C/ ha)

CVEG (t C/ ha)

A

CSi (t C/ ha)

A

47

0,48

1,22

1

28

0

0,66

18,3

R1

47

1

1

1

47

53

0,20

20,3

R2

47

1

0,7

1

33

53

0,20

17,4

R3

47

1

0,97

1

46

8,1

0,26

13,9

A

47

0,48

1,22

1

28

0

0,65

17,8

R4

47

1

1

1

47

8,1

0,35

19,3

R5

47

1

1,17

1,11

61

8,1

0,10

6,8

R6

47

1

0,97

1

46

8,1

0,10

5,3

R7

47

1

0,7

1

33

8,1

0,10

4,0

A

63

0,48

1,22

1

37

0

0,39

14,5

R8

63

1

1

1

63

31

0,02

1,7

R9

63

1

1

1

63

6,8

0,01

0,9

R10

63

1

1,14

1,11

80

6,8

0,36

31,2

A

63

0,48

1,22

1

37

0

0,34

12,6

R11

63

1

1

1

63

6,8

0,31

21,9

R12

63

1

1,14

1,11

80

6,8

0,01

1,2

R13

63

1

0,7

1

44

6,8

0,01

0,7

∑CSRiCSA (t C/ ha)

33,3

17,7

19,4

11,2

Fonte: Elaboração própria baseado em COMISSÃO EUROPEIA, 2010). Legendas: SOC ST = carbono orgânico normal do solo na camada superior do solo até aos 30 centímetros de profundidade (em massa de carbono por hectare); F LU = fator de uso do solo que reflete a diferença na quantidade de carbono orgânico do solo decorrente do tipo de uso do solo, comparativamente à quantidade de carbono orgânico normal do solo; F MG = fator de gestão que reflete a diferença na quantidade de carbono orgânico do solo decorrente da principal prática de gestão, comparativamente à quantidade de carbono orgânico normal do solo; F I = fator de aporte que reflete a diferença na quantidade de carbono orgânico do solo decorrente de aportes diferentes de carbono ao solo, comparativamente à quantidade de carbono orgânico normal do solo. Para uso e manejo do solo: Mata natural – Cerrado: R1- Intervenção mínima, R2- Grande degradação; R3 Pastagem natural: R3- Degradação moderada, R4- Intervenção mínima; Pastagem plantada: R5- Melhorado e elevado aporte, R6- Degradação moderada, R7- Grande degradação; Mata plantada: R8-Floresta gerida (= salário básico

2

salário mínimo < salário mais baixo < salário básico

1

O salário mínimo é determinado pela lei local ou regional, enquanto que o salário básico baseia-se em pesquisa independente realizada.

salário mais baixo = salário mínimo

0 -1

salário mais baixo < salário mínimo

-2

Observamos que a aplicação de uma faixa de 5 pontos de -2 a +2 é adequada quando a realidade demonstra que há desempenhos intermediários, tanto entre o requisito mínimo (0) e o desempenho ideal (+2), assim como entre o requisito mínimo e o desempenho inaceitável (-2). Desta forma, ‘+1’ é atribuído a um desempenho superior ao requisito mínimo, ainda que não no nível ideal, assim como atribui-se ‘-1’ quando o desempenho é insuficiente e requer melhoria. A Tabela 2 apresenta como exemplo o critério definido para o aspecto ‘remuneração’. No caso hipotético, uma empresa requer que todo empregado ao longo da cadeia de valor receba, no mínimo, um salário mínimo. Porém, a mesma empresa tem informação de que o salário mínimo definido pela lei local em muitos países é insuficiente para suprir as necessidades mínimas do empregado. A empresa faz, portanto, uma distinção entre ‘salário mínimo’ e ‘salário básico’, como ilustrado na Tabela 2. Uma vez que todos os aspectos do modelo estejam pontuados, o gerente de sustentabilidade passa a ter uma visão geral do impacto social do produto em todo o ciclo de vida e cadeia de valor e nas várias regiões em que o ciclo de vida acontece. Como no exemplo apresentado, a empresa poderá verificar se no mínimo o salário mínimo é pago aos trabalhadores ao longo do ciclo de vida do produto. Salientamos que o resultado da avaliação deve ser comunicado com cautela devida, evitando-se somatórios que possam mascarar os detalhes do estudo.

4. Aplicação de métricas sociais na gestão do produto A solução proposta agregará valor à medida que provê informações que podem ser utilizadas para evitar riscos e maximizar os benefícios tanto para a empresa, quanto para a sociedade. O benefício máximo, porém, só poderá ser alcançado se a empresa estiver preparada para tratar essas informações. Para isso, propomos um modelo de gestão da sustentabilidade social otimizada que envolve diversos setores da empresa. Neste modelo, há interação entre o gerente de sustentabilidade social e, pelo menos, quatro departamentos da empresa: design, compras, vendas e responsabilidade social. Os designers podem desenvolver produtos que maximizem o benefício social daqueles que utilizam ou manipulam o produto depois da venda, isto é, após o portão da empresa. Pode-se, por exemplo, desenvolver produtos que supram as necessidades básicas da humanidade estabelecidas pelos Objetivos de Desenvolvimento do Milênio das Nações Unidas (UN, 2000). Por sua vez, o departamento de compras

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pode considerar as conseqüências da escolha dos fornecedores, com base no impacto social dos mesmos. O mesmo se aplica ao departamento de vendas, que pode canalizar o produto para uma cadeia de valor com melhor desempenho social. Finalmente, será necessário o fortalecimento de vínculos entre o gerente de responsabilidade social e os diversos atores das cadeias de valor. Seguindo-se uma política empresarial de engajamento ao invés de exclusão, faz-se necessário que o gerente de responsabilidade social inicie e coordene ações que visem à melhoria do desempenho social caso atores da cadeia de valor sejam identificados com desempenho social insatisfatória.

5. Considerações finais A solução apresentada visa à simplificação da avaliação de impactos sociais no ciclo de vida produto e à aplicação de métricas sociais na gerencia do produto. Acreditamos que, com uma metodologia objetiva, o gerente de sustentabilidade social poderá minimizar a utilização de recursos para avaliação, sem comprometer a qualidade dos resultados. Enfatizamos que a avaliação é um instrumento e, como tal, só agregará valor se for utilizado como parte de um contexto que envolva diversos departamentos da empresa. Este trabalho terá continuidade e aprimoramento com base na aplicação e experiências adquiridas com outras empresas. Em fase complementar, poderemos estender a definição de fatores de caracterização e tratar de outros aspectos, tais como base de dados, alocação e ferramentas.

6. Referências BENOÎT, Catherine et al. The guidelines for social life cycle assessment of products: just in time!. The International Journal of Life Cycle Assessment, v. 15, n. 2, p. 156-163, 2010 BENOÎT, Catherine et al. Introducing the UNEP/SETAC methodological sheets for subcategories of social LCA. The International Journal of Life Cycle Assessment, v. 16, n. 7, p. 682-690, 2011 GRI – Global Reporting Initiative. G3.1 Guidelines (2011), disponível em https://www.globalreporting.org/reporting/latest-guidelines/g3-1-guidelines/Pages/default.aspx ISO – International Organization for Standardization. ISO 26000 Social Responsibility (2010), disponível em http://www.iso.org/iso/iso_catalogue/management_and_leadership_standards/social_responsibility.htm New Earth. Social Hotspot Database (2010), disponível em http://socialhotspot.org UN – United Nations. Millennium Development Goals (2000), disponível em http://www.unmillenniumproject.org/goals/index.htm UNEP/SETAC Life Cycle Initiative; Benoît C, Mazijn B (eds). Guidelines for social life cycle assessment of products (2009), disponível em http://www.unep.fr/scp/publications/details.asp?id=DTI/1164/PA UNGC – United Nations Global Compact. The Ten Principles (2004), disponível em http://www.unglobalcompact.org/AboutTheGC/index.html

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Incorporação da análise de riscos na Metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida: desafios e benefícios L. Deutsch1, A. Caldeira-Pires1 1

Departamento de Engenharia Mecânica, Universidade de Brasília. Campus Universitário Darcy Ribeiro.

São cada vez mais evidentes os impactos ambientais decorrentes da expansão econômica global. O aumento da produção de bens e serviços tem levado ao esgotamento de recursos e a crescentes danos causados pela poluição, interferindo dramaticamente no meio ambiente. Essa produção pode ser representada por uma cadeia de eventos inter-relacionados, cada um consumindo recursos e produzindo rejeitos e poluentes. Para medir esse impacto em sistemas em regime permanente pode-se utilizar a Avaliação do Ciclo de Vida. Mas qualquer elemento dessa cadeia está sujeito a ameaças cuja probabilidade de ocorrência é medida por meio de métodos estatísticos. A Avaliação de Riscos é um método que permite identificar riscos probabilísticos e seus impactos. As avaliações supracitadas são complementares, mas ainda aplicadas de forma independente. Propõe-se unificar os dois métodos, permitindo, na medida em que se avaliam impactos ambientais, a recomendação de medidas preventivas ou mitigatórias, evitando-se graves eventos, como os ocorridos em Bhopal ou Fukushima, oferecendo melhores informações para a tomada de decisão pela sociedade, indústria e governo. 1. Avaliação do Ciclo de Vida A Avaliação do Ciclo de Vida – ACV é uma metodologia que permite a compilação e avaliação das entradas, saídas e potenciais impactos ambientais de um produto ou serviço ao longo de todo o seu ciclo de vida – do berço ao túmulo (Heijungs et al., 2010), considerando também atributos de impacto para a saúde humana e sobre o consumo de recursos (Finnveden, 2009). Para a Royal Society of Chemistry (2010) é potencialmente o mais importante método para avaliar o impacto global de produtos, processos e serviços. Segundo NBR ISO 14040 (2009), a ACV permite avaliar impactos ambientais mediante: » A compilação das entradas e saídas pertinentes a um Sistema de Produto; » A avaliação dos impactos ambientais potenciais associados a essas entradas e saídas; » A interpretação dos resultados das fases de análise de inventário e de avaliação de impactos em relação aos objetivos dos estudos. Heijungs et al. (2010) comenta que o escopo, as fronteiras, a profundidade, a extensão e o nível de detalhamento dependem do assunto e do uso pretendidos.

1.1. Limitações e Incertezas da Avaliação do Ciclo de Vida A ACV, como todas as demais técnicas de avaliação de impactos ambientais, apresenta limitações e incertezas, oriundas do tratamento ou interpretação inadequado dos dados coletados, de escolhas inconsistentes em relação aos objetivos e escopo da análise, entre outros (Finnveden et al., 2009). A falta de uma preocupação com a localização geográfica dos empreendimentos e a orientação para considerar apenas processos em operação normal contribuem para a incerteza no resultado dos impactos (NBR ISO 14040, 2009).

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2. Avaliação de Risco A Avaliação de Risco –AR é definida como um processo científico no qual perigos inerentes a processos são estimados na forma de riscos e avaliados de forma qualitativa e quantitativa. É parte crítica e essencial em qualquer processo de tomada de decisão, devendo oferecer bases sólidas para a avaliação do risco ambiental potencial (Darbra et al., 2008, Flemstron et al., 2004). Destacamos abaixo os principais termos e conceitos utilizados pela AR e possíveis recomendações: Considerando o nível de risco, o tipo de impacto e a característica do evento orienta-se a adoção de determinadas ações, conforme abaixo:

2.1. Limitações e Incertezas na Avaliação de Risco Darbra et al. (2008) afirma que dados ambientais muitas vezes são incertos e vagos, de modo que a imprecisão está associada a qualquer estudo nessa área. Essencialmente, a incerteza na avaliação de riscos pode ter duas origens:

Termo

Conceito

Risco

Combinação entre a probabilidade, ou frequência, da ocorrência de um perigo definido e a magnitude das consequências dessa ocorrência.

Impacto

Grau de consequência do risco: tolerável ou intolerável. Determina as ações de aceitação, mitigação, modificações ou abandono do processo.

Probabilidade

Conceito filosófico e matemático que permite a quantificação da incerteza, permitindo sua aferição, análise e uso para a realização de previsões ou para orientar intervenções.

Incerteza

Falta de conhecimento sobre o valor de um parâmetro.

Quadro 1: Principais termos e conceitos utilizados na Avaliação de Risco.

Fonte: Darbra et al. (2008), Castro et al. (2005), Flemstrom et al. (2004) e Philippi Jr. et al. (2004).

Nível de Risco

Tipo de Impacto

0

Desvio

Caracterização

Ação recomendada Tolerar

Mitigar

1

Incidente

Anomalia

2

Incidente

Incidente

x

3

Incidente

Incidente Sério

x

x

4

Acidente

Sem risco importante

5

Acidente

Com risco importante

x

6

Acidente

Sério

x

7

Acidente

Grave

x

x

Quadro 2: Possíveis ações resultantes de uma Avaliação de Risco (continuação). Fonte: Darbra et al. (2008) e Castro et al. (2005).

Recusar

x

x x

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» A aleatoriedade, em função da variabilidade dos fenômenos, e » A incompletude, quando os dados ou suas fontes estão contaminados pela incerteza.

3. Proposta de integração entre Avaliação do Ciclo de Vida e na Avaliação de Risco Não existe atividade sem risco, e a busca pela sua mitigação é provocada por nossa aversão a ele. Apesar disso, catástrofes acontecem. Apenas no setor de energia, de 1969 até 1996, os 10 maiores eventos provocaram 13.136 mortes imediatas, a evacuação de mais de 352.500 pessoas e prejuízos superiores a 1 bilhão de dólares (Hirshberg et al., 2004). Esse mesmo setor é responsável por 75% das emissões globais de gás carbônico (CO2), principal gás de efeito estufa (Manish et al., 2006). Isso mostra a necessidade de adequadas avaliações de impacto ambiental e de riscos. Matthews et al. (2002) afirma que ACV e AR estão conectadas, apesar de terem focos distintos: A Figura a seguir permite visualizar essas diferenças:

ACV

AR

Tem foco no produto

Tem foco no processo

Não se preocupa com a localização geográfica

Exige análise da localização geográfica

Considera apenas o funcionamento normal dos processos no tempo

Preocupa-se apenas com mau funcionamento dos processos no tempo

Quadro 3: Diferenças conceituais entre Avaliação do Ciclo de Vida e Avaliação de Risco. Fonte: Matthews et al. (2002).

Dimensão

maior

Geográfica

Nivel de Impactos

AeB Impactos AR A

menor t=0

B

C Impacto ACV

Evolução no tempo

Figura 1: Diferenças conceituais entre ACV e AR.

t=n

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A ACV recomenda que seja observado um período de tempo suficientemente longo na coleta de dados para atenuar comportamentos anormais, tais como paradas de máquinas ou perturbações no processo (Ferreira, 2004). A linha C representa o impacto avaliado pela ACV. A Análise de Impacto da ACV pode mostrar esse valor em categorias de impacto e em fatores de caracterização (aquecimento global, acidificação, eutrofização, etc.), permitindo a sua interpretação e representação em valores de DALY (Disability Adjusted Life Years) e YoLL (Years of Life Lost) (Sonennmann et al., 2004). AR preocupa-se com as anormalidades no tempo, causadas por fatores endógenos ou exógenos, sendo representadas pelos picos A e B, e devem ser analisados isoladamente. Seu impacto é medido em termos de perdas (vidas, degradação ambiental, valores monetários, etc.) (Flemstrom et al., 2004). As diferenças conceituais impedem uma simples soma dos resultados de ACV e AR, mas é possível pensar-se em um processo unificado. Para isso, é importante: » Para um Sistema de Produto – SP, observar a sua localização geográfica; » Para a granularização das Unidades de Processo – UP dentro de um SP, destacar aquelas que apresentem nível de risco importante; » Avaliar todos os cenários de operação para o SP, ao longo do tempo, considerando fatores de risco endógenos e exógenos. As UP estão conectadas por ecovetores mássicos (ecovetorm), energéticos (ecovetore), residuais (ecovetorw) e referentes ao produto gerado (ecovetorp), sendo que o total das emissões para o meio ambiente pode ser dado pela equação 1:

De maneira bastante simplificada, esse somatório reproduz processo de cálculo utilizado na Análise de Inventário e Avaliação de Impacto da ACV. Para introduzirmos a AR, propomos a criação do ecovetor risco (ecovetorr), que conterá a informação do nível de risco de cada uma das UP. O cálculo desse nível de risco deve levar em conta: » » » » »

Se a UP apresenta vulnerabilidade a eventual ameaça endógena ou exógena; Se sim, determinar a probabilidade de que aquela(s) ameaça(s) possa(m) vir a ocorrer; Com base na probabilidade estimada, calcular o impacto do evento; Categorizar os impactos, calculando o nível estimado de perdas; e Com base na probabilidade estimada, no impacto e no nível calculado de perda, identificar o risco intrínseco para aquela UP.

Repetindo o processo sugerido para cada uma das UP do SP, e atribuindo um nível de risco tolerável para todo o conjunto igual à NRT, podemos calcular a média ponderada Mp para todos os n ecovetoresr, considerando para todos o mesmo nível de risco NRT:

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O valor encontrado representa o risco intrínseco para o SP. Se o valor obtido for maior que NRT, então uma ou mais UP tem nível de risco maior que o desejado. É necessário identificar essa(s) UP e analisá-la(s) detalhadamente, produzindo e implementando ações de mitigação, até que o valor individual daquela UP esteja compatível com o NRT, recalculando-se a Mp até que esteja igual ou menor que o NRT.Esse processo permite o estabelecimento de diferentes níveis de risco para UP ou para diferentes conjuntos de Unidades.

3.1 Objetivo e desafios A proposta de framework único integrando ACV e AR em uma única estrutura metodológica é o objetivo a ser alcançado. É importante preservar as características de análise de cada método, permitindo melhor avaliação dos dados, a redução da incerteza e oferecer resultados mais robustos e completos. 3.2 Proposta de caso de teste A exploração de petróleo offshore é cenário adequado para investigação. Uma plataforma gera impacto constante pela manipulação dos hidrocarbonetos e emissão de poluentes diversos. Esse é um cenário ideal para a ACV. A extração de petróleo do leito oceânico, os múltiplos equipamentos envolvidos, o armazenamento e transporte estão sujeitos a ameaças que geram riscos para as pessoas e para o meio ambiente. Esse é um cenário para a AR. Os dois contextos são simultâneos, e avaliá-los em conjunto confere ganhos importantes ao processo, reduzindo custos e prazos.

4. Conclusão Nas palavras de Bursztyn (1994), é preciso reconhecer que os instrumentos para a gestão do meio ambiente não fornecem soluções científicas exatas, mas contribuem significativamente para o processo decisório, exercido por indivíduos que nunca poderão ser substituídos por qualquer ferramenta (Matthews et al., 2002). A proposta de incorporação da AR pela ACV tem o propósito de contribuir nesse sentido: permitir melhor qualidade das informações para a tomada de decisão, reduzindo o nível de incerteza, sem contudo eliminá-la, pois tal é impossível, dada a variabilidade da Natureza.

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5. Referências Bursztyn, Maria Augusta Almeida. Gestão Ambiental: instrumentos e práticas. IBAMA, 1994. 165p. Castro, Cleber Marques; Peixoto, Maria Naíse de Oliveira; Pires do Rio, Gisela Aquino. Riscos ambientais e Geografia: conceituações, abordagens e escalas. Anuário de Geociências – UFRJ, v. 28, p. 11-30, 2005. Darbra, R.M.; Eljarrat, E.; Barceló, D. How to measure uncertainties in environmental risk assessment. Trends in Analytical Chemistry, v. 27, n. 4, p. 377-385, 2008. Ferreira, José Vicente Rodrigues. Gestão Ambiental – Análise do ciclo de vida dos produtos. Instituto Politécnico de Viseu, 2004. Finnveden, Goran; Hauschild, Michael Z.; Ekvall, Tomas; Guinée, Jeroen; Heijungs, Reinout; Hellweg, Stefanie; Koehler, Annette; Pennington, David; Suh, Sangwon. Recent developments in Life Cycle Assessment. Journal of Environmental Management, 91, p. 1-21, 2009. Flemstrom, Karolina; Carlson, Raul; Erixon, Maria. Relationships between Life Cycle Assessment and Risk Assessment – Potentials and obstacles. Industrial Environmental Informatics (IMI). Chalmers University of Technology. Suécia, 2004. Heijungs, Reinout; Huppes, Gjalt; Guinée, Jeroen B. Life Cycle Assessment and sustainability analysis of products, materials and technologies. Towards a scientific framework for sustainability life cycle analysis. Polymer Degradation and Stability, n. 95, p. 422-428, 2010. Hirshberg, Stefan; Burgherr, Peter; Spiekerman, Gerard; Dones, Roberto. Severe accidents in the energy sector: comparative perspective. Journal of Hazardous Materials, n. 111, p. 57-65, 2004. Manish S.; Pillai, Indu R.; Banerjee, Rangan. Sustainability analysis of renewable for climate change mitigation. Energy for Sustainable Development, v. X, n. 4, p. 25-36, Dec. 2006. Matthews, H. Scott; Lave, Lester; MacLean, Heather. Life Cycle Assessment: A Challenge for Risk Analysts. Risk Analysis, v. 22, n. 5, p. 853860, 2002. NBR ISO 14040. Gestão Ambiental do Ciclo de Vida. 2009 Philippi Jr., Arlindo; Romero, Marcelo de Andrade; Bruna, Gilda Collet. Curso de Gestão Ambiental. Faculdade de Saúde Pública. Faculdade de Arquitetura e Urbanismo. Núcleo de Informações em Saúde Ambiental. Universidade de São Paulo. São Paulo: Editora Manole, 2004. 1045 p. Royal Society of Chemistry. Environment, Health and Safety Committee. Life Cycle Assessment, note, version 3, 2010. Sonnemann, Guido; Castells, Francesc; Schumacher, Marta. Integrated Life-Cycle and Risk Assessment for Industrial Processes. Advanced Methods in Resource and Waste Management Series, 2 – Lewis Publishers – CRC Press Company LLC, 2004.

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Inventário de ciclo de vida da produção de etanol de cana-de-açúcar no Brasil O. Cavalett1, M. F. Chagas1, E. T. Sugawara2, J. E. A. Seabra1,3, T. F. Cardoso1, H. J. Franco1, T. L. Junqueira1, M.O. S. Dias1, C.D. F. Jesus1, L. Kulay2, A. Bonomi1 1 2 3

CTBE – Laboratório Nacional de Ciência e Tecnologia do Bioetanol/CNPEM. Departamento de Engenharia Química, Universidade de São Paulo. FEM – Universidade Estadual de Campinas.

O principal objetivo deste trabalho é construir e disponibilizar um inventário de ciclo de vida (ICV) detalhado e atualizado para produção de etanol de cana-de-açúcar representativo das condições de produção na região Centro Sul na safra 2010/2011. Este inventário é reportado e disponibilizado em um formato semelhante aos relatórios adotados na base de dados internacional Ecoinvent, oferecendo total transparência nas considerações empregadas. Além disso, os resultados calculados para a produção de etanol de cana-de-açúcar no presente estudo foram comparados, a partir de critérios objetivos, com aquele disponível na base de dados Ecoinvent. Esta comparação mostrou existirem diferenças nos resultados obtidos, fato que ressalta a importância de se disponibilizar ICVs consistentes e representativos da realidade que se prestam a modelar e que possibilitem dar suporte a diferentes escopos de avaliação. 1. Introdução Nos últimos anos, a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) tornou-se uma ferramenta chave para as políticas ambientais, sendo frequentemente adotada para a avaliação de impactos ambientais da produção e uso de biocombustíveis. Estudos levando em consideração a lógica do ciclo de vida da produção de etanol de cana-de-açúcar no Brasil já foram publicados na literatura científica com diferentes objetivos, escopos, abordagens, precisão, transparência, hipóteses, simplificações e níveis de consistência (SEABRA et al. 2011; ECOINVENT, 2010; SOARES et al., 2009; OMETTO et al., 2009; LUO et al., 2009; MACEDO et al. 2008). Neste sentido, o principal objetivo deste trabalho é construir e disponibilizar um ICV detalhado e atualizado para produção de etanol de cana-de-açúcar na região Centro Sul, com ênfase para o estado se São Paulo que é a principal região produtora do país. Além disso, os resultados obtidos no presente estudo foram comparados com o ICV da produção de etanol brasileiro disponibilizado na base de dado Ecoinvent, no sentido de verificar as diferenças nos resultados ocasionadas por diferentes premissas assumidas.

2. Material e Métodos 2.1 Objetivos e Escopo O objetivo deste trabalho é construir e disponibilizar um ICV detalhado e atualizado para produção de etanol de cana-de-açúcar, que seja representativo das condições da região Centro Sul, com ênfase para o estado se São Paulo safra 2010/2011. Para isso foi utilizada a ferramenta Biorrefinaria Virtual de Cana-de-açúcar (BVC) em desenvolvimento pelo Programa de Avaliação Tecnológica do CTBE. Esta ferramenta consiste na integração de uma plataforma de simulação computacional com outros softwares que são utilizados para avaliação de aspectos econômicos, sociais e ambientais de diferentes configurações de biorrefinarias de cana-de-açúcar considerando toda a cadeia produtiva. A Figura 1 mostra o sistema de produção e processamento da cana-de-açúcar avaliado neste estudo.

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Fertilizantes Calcário/gesso agroquímico

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Emissões para o ar devido ao uso de fertilizantes, calcário e aplicação de resíduos industriais

Produção de cana-de-açúcar

Emissões para água e solo devido ao uso de agroquímicos

Transporte rod.

Emissões de nitrato para água devido uso de fertilizantes

Tratores Colhedoras implementos Diesel

Queimada

Uso da terra

Colheita manual

Emissões da queimada

Vinhaça, torta de filtro e cinzas Colheita mecânica

Equipamentos (aço) Água Lubrificantes H2SO4 Antibiótico Floculantes CaO

Emissões do uso de diesel

Transporte

Processamento industrial

Etanol hidratado

Emissões do uso de diesel

Emissões das caldeiras Etanol da destilação CO2 da fermentação

Eletricidade

Figura 1: Sistema considerado para a avaliação do ciclo de vida da produção de etanol de cana-de-açúcar.

2.2 Coleta de dados e modelagem do inventário Para as etapas de produção agrícola e transporte da cana-de-açúcar até a usina, foi utilizado o modelo computacional chamado “Canasoft” que vem sendo desenvolvido pelo CTBE. O Canasoft é um modelo em planilhas eletrônicas em que, a partir de um cenário de produção agrícola e transporte de cana-de-açúcar definido pelo usuário, é calculado o ICV. O inventário da etapa industrial produção de etanol hidratado a partir de cana-de-açúcar em usinas autônomas foi construído com o uso da simulação computacional do processo usando a abordagem da BVC. A simulação permite avaliar os aspectos técnicos e obter os balanços de massa e energia no processo. O cenário industrial considerado refere-se a uma usina moderna que possui acionamento direto das moendas (elétrico) e caldeiras de 65 bar para maximizar o excedente de energia elétrica. A alocação entre etanol e eletricidade foi feita a partir de seus valores econômicos. As informações, considerações e definição de cenários utilizados neste trabalho foram compiladas a partir de estudos da literatura e consulta à especialistas. Além disso, alguns parâmetros considerados importantes passaram por uma validação com informações de usinas.

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2.3 Documentação do inventário Os resultados do inventário elaborado neste trabalho foram documentados em um formato semelhante ao adotado na base de dados Ecoinvent. Tal documentação permite que as informações e considerações empregadas sejam transparentes, estando disponíveis para a comunidade de ACV que necessitar do ICV de etanol de cana-de-açúcar brasileira em seus estudos. Esta documentação detalhada do inventário elaborada nesta iniciativa não pode ser apresentada neste trabalho, podendo ser solicitada aos autores.

3. Resultados e discussão A Tabela 1 apresenta o resultado do inventário de ciclo de vida da produção e transporte até a usina da cana-de-açúcar produzida em uma área de um hectare. Estes valores são apresentados em unidades por ano, média de cinco cortes por ciclo. A Tabela 2 apresenta o resultado do inventário de ciclo de vida do processamento de uma tonelada de cana-de-açúcar em uma usina autônoma produzindo etanol hidratado e eletricidade.

3.1 Comparação com outros estudos Os resultados para a produção de etanol de cana-de-açúcar usando o ICV elaborado neste estudo foram comparados com o ICV do etanol brasileiro disponível no banco de dados Ecoinvent (Ethanol, 95% in H2O, from sugar cane, at fermentation plant, BR/U). Uma avaliação comparativa obtida com os indicadores de impacto ambiental usando o método do CML (CML 2, baseline 2000, v2.05) é apresentada na Figura 2. É importante mencionar que, neste trabalho, nenhum dos insumos utilizados para a produção de etanol foi atualizado/adaptado à realidade brasileira. Verifica-se que os resultados obtidos com o ICV deste trabalho são relativamente diferentes daquele obtidos com o inventário disponibilizado no Ecoinvent. Por exemplo, as grandes diferenças nas categorias de (Eco) Toxicidades devem-se ao inventário Ecoinvent considerar o uso de pesticidas há muito tempo proibidos no Brasil como o Aldrin e Daconate, os maiores impactos na categoria Aquecimento Global para o etanol deste trabalho se devem principalmente às maiores emissões de N2O obtidas mediante uma avaliação criteriosa destas emissões; da mesma forma, as maiores emissões de amônia devido ao uso de fertilizantes nitrogenados modeladas neste trabalho ocasionaram um maior impacto na categoria Acidificação em comparação com o etanol do Ecoinvent.

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Tabela 1: ICV para produção e transporte de cana-de-açúcar até a usina.

Nome Uso da terra Ocupação de área agrícola Conversão de área de pastagem extensiva Conversão de área de cerrado Conversão de área arável Conversão para área de cana Produtos Cana-de-açúcar para processamento Cana-de-açúcar para mudas Entradas Vinhaça Torta de filtro (base seca) Amônia (como N) Ureia (como N) Nitrato de amônia (como N) Fosfato monoamônio (como P2O5) Fosfato monoamônio (como N) Super fosfato simples (como P2O5) Cloreto de potássio (como K2O) Calcário Gesso Glifosato Diuron Carbofurano Hormônios de crescimento Outros inseticidas (não especificados) Outros herbicidas (não especificados) Colhedora Trator Maquinário agrícola Diesel usado nas operações agrícolas Transporte da cana-de-açúcara Transporte da vinhaçaa Transporte dos insumosa Canal de transporte de vinhaçaa Operação do sistema de recalque e armaz. de vinhaçaa Operação do sistema de aspersão de vinhaçaa Emissões para o ar Compostos orgânicos voláteis da queima da palha CO da queima da palha (biogênico) NOx da queima da palha Particulados . Acesso em: 16 abr. 2011. fROCHA, Mateus. Uso da análise do ciclo de vida para comparação do desempenho ambiental de quatro alternativas para tratamento da vinhaça. Dissertação (mestrado). Itajubá, (2009). gGREET. Greenhouse Gases, Regulated Emissions, and Energy Use in Transportation, version 1.8d,. Argonne National Laboratory. Argonne, Illinois, USA, 2010. hIPCC. Intergovernmental Panel on Climate Change. Guidelines for national greenhouse gas inventories, Vol. 4 – Agriculture, forestry and other land use, Intergovernmental Panel on Climate Change, 2006. iMACEDO, Isaias C. Sugarcane’s energy -Twelve studies on Brazilian sugarcane agribusiness and its sustainability. Berlendis & Vertecchia: UNICA, São Paulo, 2005. jFRANCO, Henrique C.J. Eficiência agronômica da adubação nitrogenada de cana planta. Tese (Doutorado). Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiros. Universidade de São Paulo, Piracicaba, 2008. kNEMECEK T., KAGI, T. Life Cycle Inventories of Agricultural Production Systems – Data v2.0, Zurich and Dubendorf, 2007. lTRIVELIN, Paulo C.O., FRANCO, Henrique C.J., Balanço de nitrogênio de fertilizantes e a sustentabilidade de agrossistemas: o estado da arte e necessidade de pesquisas. Congresso Brasileiro de Ciência do Solo v.32, 2011. m RENOUF, Marguerite A., WEGENER, Malcolm K., PAGAN, Robert. J. Life cycle assessment of Australian sugarcane production with a focus on sugarcane growing. International Journal of Life Cycle Assessment, v15, p.927-937, 2010.

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Tabela 2: ICV do processamento de cana-de-açúcar para produção de etanol hidratado e eletricidade.

Nome

Valor

Unidade

Referencia

Ocupação de área industrial

0,0051

m2

MACEDO et al., 2008a

Conversão de área agrícola

0,0001

m2

MACEDO et al., 2008a

Conversão para área industrial

0,0001

m

MACEDO et al., 2008a

69,5

kg

Calculado

Uso da terra

2

Produtosb Etanol hidratado Vinhaça

890,6

kg

Calculado

Torta de filtro

26,5

kg

Calculado

Eletricidade

74,2

kWh

Calculado

6,0

kg

Calculado

Cinzas da caldeira Entradasb Cana processada

1000

kg

Fluxo de Referência

Água do subsolo

1,5

m3

Calculado

520

g

Calculado

CaO

810

g

Calculado

Floculante

6,75

g

Calculado

Ácido sulfúrico

Antibiótico

1,13

g

Calculado

Aço para equipamento industrial

0,047

kg

Calculado

Lubrificantes

0,013

kg

Calculado

0,14

kg

Calculado

Emissões para o ar Etanol da destilaçãoa

66,0

kg

Calculado

CO2 da queima de bagaço na caldeira

205,8

kg

GREET, 2010c

CO2 da queima de bagaço na caldeira

0,27

kg

GREET, 2010c

NOx da queima de bagaço na caldeira

0,27

kg

GREET, 2010c

N2O da queima de bagaço na caldeira

0,0149

kg

GREET, 2010c

SOx da queima de bagaço na caldeira

0,0145

kg

GREET, 2010c

CH4 da queima de bagaço na caldeira

0,11

kg

GREET, 2010c

COV da queima de bagaço na caldeira

0,019

kg

GREET, 2010c

Particulados 10m da queima de bagaço na caldeira

0,31

kg

GREET, 2010c

Particulados 2.5m da queima de bagaço na caldeira

0,15

kg

GREET, 2010c

CO2 da fermentação

a

MACEDO, Isaias C., SEABRA, Joaquim E.A., SILVA, João E.A.R. Green house gases emissions in the production and use of ethanol from sugarcane in Brazil: The 2005/2006 averages and a prediction for 2020. Biomass and Bioenergy, v.32, n.7, p.582-595, 2008. bValores obtidos a partir da simulação computacional do processo seguido de validação em usinas reais. cGREET, Greenhouse Gases, Regulated Emissions, and Energy Use in Transportation version 1.8d. Argonne National Laboratory. Argonne, Illinois, USA, 2010. a

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Etanol presente trabalho

Etanol Ecoinvent

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20%

Oxidação fotoquímica

Ecotoxicidade terrestre

Ecotoxicidade marinha

Ecotoxicidade água doce

Toxidade humana

Destrição da camada de ozônio

Aquecimento global

Eutrofização

Acidificação

0%

Recursos abióticos

10%

Figura 2: Avaliação comparativa de indicadores de impacto ambiental da produção de etanol de cana-de-açúcar utilizando o inventário apresentado neste trabalho e o Ecoinvent.

4. Conclusões A comparação do inventário elaborado neste trabalho com o equivalente do Ecoinvent mostrou existirem diferenças nos resultados medidos por meio de categorias de impacto ambiental. Este fato que ressalta a importância de se construir e disponibilizar ICVs consistentes e representativos da realidade que se propõem a modelar. A construção dos inventários específicos tanto temporalmente quanto geograficamente e com transparência nas considerações empregadas, possibilita avaliações mais confiáveis no âmbito da ACV. 5. Referências SEABRA, Joaquim E.A., MACEDO, Isaias C., CHUM, Helena L., FARONI, Carlos E., SARTO, Celso A. Life cycle assessment of Brazilian sugarcane products: GHG emissions and energy use. Biofuels, Bioproducts and Biorefining, v.5, n.5, p. 519-532, 2011. SOARES, Luis H. B., ALVES, Bruno J. R., URQUIAGA, Segundo, BODDEY, Robert M., Mitigação das emissões de gases efeito estufa pelo uso de etanol da cana-de-açúcar produzido no Brasil. Circular Técnica 27. Embrapa, Seropédica, Rio de janeiro, RJ. 2009. Disponível em: . Acesso em: 16 abr. 2011 LUO, Lin, van der VOET, Ester, HUPPES, Gjalt. Life cycle assessment and life cycle costing of bioethanol from sugarcane in Brazil. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v.13, n.6-7, p.1613-1619, 2009. MACEDO, Isaias C., SEABRA, Joaquim E.A., SILVA, João E.A.R. Green house gases emissions in the production and use of ethanol from sugarcane in Brazil: The 2005/2006 averages and a prediction for 2020. Biomass and Bioenergy, v.32, n.7, p.582-595, 2008. OMETTO, Aldo R., HAUSCHILD, Michael Z., ROMA, Woodrow N.L. Lifecycle assessment of fuel ethanol from sugarcane in Brazil. International Journal of Life Cycle Assessment, v.14, p.236-247, 2009. ECOINVENT-SWISS CENTRE FOR LIFE CYCLE INVENTORIES. Ecoinvent database. Version 2.0, Suiça, 2010. Disponível em:< http://www. ecoinvent.ch/>. Acesso em: 16 abr. 2011

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Inventário de ciclo de vida de resíduos sólidos da natura A. M. Camargo1, F. A. Bronès2, J. E. Nascimento3, A. G. Biancardi4 Departamento de Engenharia Química, Universidade de São Paulo. Natura Inovação e Tecnologia de Produtos Ltda. Macjen Engenharia. 4 Departamento de Engenharia Química, Universidade de São Paulo. 1

2 3

O estudo apresentado visa quantificar o aspecto ambiental “geração de resíduos sólidos” através do alinhamento dos conceitos apresentados pela Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) com as definições propostas pela metodologia de Avaliação de Ciclo de Vida. Além dos resíduos industriais, o inventário considera o fluxo de materiais dos produtos da Natura após a etapa de uso (embalagens), modelado a partir do cenário de disposição brasileiro de resíduos sólidos urbanos. Através de um conjunto de indicadores, o inventário torna-se uma ferramenta de subsídio efetivo para a gestão mais sustentável deste importante aspecto ambiental. 1. Introdução Desde 2007 a Natura vem construindo inventários corporativos dos impactos ambientais das suas atividades. Baseados no conceito de ciclo de vida, visam trazer uma consciência maior dos impactos ambientais para a tomada de decisão, direcionando a gestão de recursos de maneira mais eficiente e eficaz para a sustentabilidade da empresa. Neste sentido, para aprimorar a gestão de resíduos sólidos da sua cadeia de valor, a Natura iniciou em 2011 a construção de seu Inventário de Resíduos Sólidos, que propõe quantificar o aspecto ambiental “resíduo sólido” no enfoque de ciclo de vida, observando as definições presentes nos atuais requisitos legais brasileiros, principalmente aqueles apresentados na Política Nacional de Resíduos Sólidos - PNRS (BRASIL, 2010). Baseado nas suas definições, mas também buscando aplicar princípios inseridos na metodologia de Avaliação de Ciclo de Vida (ABNT NBR ISO 14040:2009) e atendendo à realidade corporativa da Natura, uma análise crítica foi conduzida não apenas com o intuito de criar proposta metodológica de inventário de resíduos sólidos, mas principalmente para que este modelo possa ter aplicabilidade e coerência com a realidade da companhia.

2. Métrica e Escopo do Inventário Os indicadores do Inventário de Resíduos Sólidos foram estruturados a fim de quantificar os resíduos sólidos gerados ao longo da cadeia, considerando a questão essencial da destinação final desses resíduos gerados. A avaliação quantitativa deve ser feita tanto em termos absolutos quanto relativos à massa de produto comercializada (faturada) pela Natura. O fluxo de resíduos oriundos do ciclo de vida dos produtos da Natura pode ser estruturado conforme ilustrado na Figura 1. Para efeito do inventário, definem-se três parcelas de fluxo de material: Resíduo Total como o somatório de todo o resíduo gerado das atividades direta ou indiretamente responsáveis pela produção dos produtos finais, bem como os resíduos oriundos das etapas de distribuição e uso; Resíduo Reciclado como a parcela de resíduos sólidos que, após a etapa de uso (consumo), são destinados às atividades de reciclagem nas suas diversas formas, que possam desempenhar função no mesmo sistema de produto

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ou em outro subsistema; e Rejeito como a parcela do material com disposição final ambientalmente adequada (BRASIL, 2010), ou seja, fluxo de material que não desempenha função em qualquer sistema de produto. A métrica do fluxo de resíduos do ciclo de vida dos produtos da Natura pode ser expressa por (Resíduo Total) - (Resíduo Reciclado) = Rejeito. A partir do exposto, sugerem-se indicadores de acompanhamento, tanto em termos absolutos (massa total de resíduo total e resíduo reciclado), relativos (por massa de conteúdo) e o balanço (Rejeito) - (Uso Material Reciclado Pós-Consumo), pois apesar de não possuir definição de resíduo equivalente ou regras para neutralização ou compensação de resíduos, o uso de material pós-consumo é ambientalmente benéfico, devendo ser estimulado. A Figura 2 ilustra exemplo de construção dos indicadores propostos.

Primeiros Processamentos

Fornecedores Diretos

NATURA

Consumidor (uso)

Distribuição

Resíduo Total (Industrial, reciclável, embalagens pós-consumo e outros)

Destinação Final Ambientalmente Adequada (Resíduo Reciclado)

Disposição Final Ambientalmente Adequada (Rejeito)

Figura 1: Fluxos de resíduos do ciclo de vida de produtos Natura.

Conteúdo 100g

NATURA

Produto Final = 150 g Conteúdo = 100 g Embalagem = 50 g

Uso de MRPC 5g

Consumidor (uso)

Embalagem Rejeito

Embalagem Resíduo Reciclado 20 g Reciclagem

MRPC= Material Reciclado Pós Consumo

Indicador Resíduo total Resíduo reciclado Rejeito Uso de MRCP Rejeito-uso de MRCP

Figura 2: Exemplo de construção dos indicadores propostos.

30 g

MRPC 15 g

Aterro

Outros Usos

absoluto (g) 50 20 50-20-30 5 30-5-25

Relativo (g/g produto) 50 / 100= 0,50 20 / 100= 0,20 30 / 100/ 0,30 05 / 100= 0,05 25 / 100= 0,25

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Inspirando-se num modelo desenvolvido e implementado com sucesso para Gases de Efeito Estufa, o escopo do Inventário de Resíduos Sólidos da Natura foi estruturado em três níveis distintos a fim de gerar subsídios na tomada de decisão ambiental: (i) Inventário Natura, que corresponde a uma abordagem sistêmica relacionada ao conceito de ciclo de vida propriamente dito; (ii) Inventário por Macro-Processo, relacionado aos atores corporativos responsáveis pelos resíduos; (iii) Inventário por Produto, detalhamento individual para cada produto final.

3. Coleta e Tratamento dos Dados De forma geral, as saídas dos fluxos de materiais do modelo representativo do sistema de produto em estudo podem ser definidas em dois tipos, segundo o subsistema ao qual será destinado: resíduos sólidos industriais (RSI), gerados a partir das atividades industriais da cadeia do ciclo de vida dos produtos da Natura; e resíduos sólidos urbanos (RSU), gerados após a etapa de uso dos produtos finais. Ressalta-se que para RSU, no contexto da Natura, apenas os materiais de embalagem foram definidos como resíduos sólidos, pois o conteúdo interno será praticamente convertido em efluentes líquidos ou emissões atmosféricas.

3.1 Resíduos Sólidos Industriais (RSI) Foi elaborado um questionário único, em formato de planilha eletrônica, a fim de uniformizar e centralizar a coleta dos dados de resíduos industriais gerados pelos processos internos da Natura em relação àqueles gerados por seus terceiros e seus centros de distribuição, tanto localizados no Brasil ou oriundos das operações internacionais da companhia. Em síntese, este questionário apresenta uma lista ordenada por tipo de resíduos e suas respectivas classificações segundo a (ABNT NBR ISO 10.004:2004), correlacionando a massa gerada nas diversas destinações apresentadas pela PNRS (BRASIL, 2010), como aterro, incineração e reciclagem, entre outras. Uma vez implementado, o procedimento de coleta dos dados alimenta mensalmente uma base de dados única da companhia, compilando as quantidades mássicas de resíduo total nos parâmetros propostos pela métrica, ou seja, resíduo reciclado e rejeito.

3.2 Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) Devido ao grande número de variáveis que levam a destinar (resíduo) ou a dispor (rejeito) as embalagens do produto final, o desafio consiste em determinar qual a probabilidade de uma embalagem específica da Natura, após cumprir a sua função (uso pelo consumidor final), ser encaminhada a algum tipo de sistema de reutilização e/ou reciclagem. Para tanto, um modelo de disposição final foi construído a fim de incluir as variáveis que influenciam nesta decisão, divididas em quatro grupos: (A) Tipo de Embalagem (primária, secundária e de transporte); (B) Material de Composição (tipo, cor e tamanho); (C) Design do Produto (desmontagem, separabilidade, identificações e interações); (D) Cenário de Destinação (logística reversa, sistema de coleta municipal de resíduos, sistemas de reciclagem). A Figura 3 ilustra o fluxograma do modelo de destinação e disposição finais das embalagens após a etapa de uso (consumidor final).

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Concepção da Embalagem C1)

1

Consumidor (uso)

Logística Reversa Ciclo fechado

2

Sistema de coleta Saneamento Básico

4

5

Parâmetros Intangiveis

7

Rejeito

3

Sistema de coleta seletiva

Sistema de reciclagem

Logística Reversa Ciclo Aberto

Resíduos Reciclado

6

Figura 3: Fluxograma do modelo de destinação e disposição finais.

Etapa 1 (Concepção da Embalagem): define as características físicas específicas da embalagem de cada produto final da Natura segundo os parâmetros listados pelos grupos A, B e C; Etapa 2 (Logística Reversa Ciclo Fechado): interceptação de fluxo de material em sistemas de reutilização e/ou reciclagem no mesmo subsistema de análise; Etapa 3 (Sistema de Coleta Saneamento Básico): análise da geração e coleta de RSU por município brasileiro (IBGE, 2008); Etapa 4 (Sistema de Coleta Seletiva): análise da abrangência de sistemas de coleta seletiva por município brasileiro (IBGE, 2010); Etapa 5 (Sistema de Reciclagem): valoração da embalagem final da Natura nos centros de reciclagem propriamente ditos, baseados nas características pré-determinadas na Etapa 1; Etapa 6 (Logística Reversa Ciclo Aberto): interceptação de fluxo de material em sistemas de reutilização e/ou reciclagem diferentes do subsistema de análise; Etapa 7 (Parâmetros Intangíveis): não contemplados como variáveis de controle da métrica, mas que podem interferir na resposta do modelo (conscientização ambiental, por exemplo). Uma vez que análise é conduzida no nível do produto final, individualmente, cada qual possui um Fator de Reciclagem (0 ≤ FR ≤ 1) específico, traduzindo assim a sua probabilidade de ser efetivamente reaproveitado em outro subsistema, e consequentemente, a fração que será destinada a aterro como rejeito (1 – FR). Finalmente, a partir da quantidade de unidades vendidas no período de análise, estima-se a probabilidade de resíduo reciclado total e rejeito total a partir da destinação/disposição do resíduo total na etapa de pós-consumo.

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4. Principais Resultados A partir dos dados dos produtos finais faturados da Natura, ano base 2010, pode-se aplicar o modelo de destinação e disposição finais. A Figura 4 apresenta resumo do fluxo de embalagens no modelo de destinação e disposição final (RSU). Observa-se, portanto, que de cada 100kg de resíduo total de embalagem da Natura inserido no cenário de disposição brasileiro, cerca de 11,4kg não está incluído em um sistema de coleta municipal, 56,4kg não será abrangido por um sistema de coleta seletiva oficial e 25,9kg não possui características economicamente viáveis de serem reciclados pelos centros de triagem. De forma geral, apenas 6,3% das embalagens da Natura são potencialmente recicladas. A fim de manter o critério conservador da análise, este modelo não considera fluxo de materiais oriundos de recicladores informais (catadores em lixões). Após agrupar as informações de Resíduos Sólidos Industriais (RSI) com os Resíduos Sólidos Urbanos (RSU), os dados são parametrizados e normalizados pela planilha eletrônica do inventário de resíduos sólidos da Natura, segregados por fonte geradora e por tipo de resíduos. A Tabela 1 apresenta os indicadores absolutos do inventário de ciclo de vida da Natura, ano base 2010, normalizados em relação ao resíduo total (em massa). Uma análise pontual revela a elevada taxa de destinação direta de considerável parcela dos resíduos industriais a sistemas de reciclagem, refletindo em 29% de resíduo reciclado; ainda, 8% de uso de material reciclado inserido nas caixas de papelão da Natura que são enviadas aos consumidores. Quanto ao indicador relativo, este revelou uma geração de 0,80t de resíduo total (RSI + RSU) por tonelada de conteúdo.

Consumidor (uso)

100kg

Saneamento Básico 88,6kg

36,3kg

19,6kg

Rejeito

93,7kg

Figura 4: Resumo do fluxo de materiais no modelo de destinação e disposição final, ano base 2010.

63,7kg

Coleta Seletiva 32,2kg

11,4kg

56,4kg 80,4kg

Reciclagem

25,9kg

6,3kg

Resíduo Reciclado

6,3kg

Tabela 1: Indicadores Absolutos Normalizados.

Resíduo Total

100%

Resíduo Reciclado

29%

Rejeito

71%

Uso de Material Reciclado Pós-Consumo

8%

Rejeito – Uso de Material Reciclado Pós-Consumo

63%

Fonte: Inventário de Resíduos Sólidos da Natura, ano base 2010.

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5. Conclusões e Recomendações A métrica de contabilização do inventário foi concebida a fim de contemplar as variações positivas e/ ou negativas provenientes das ações propostas pela Natura no aspecto “geração de resíduo sólido”, tais como projetos de ecodesign e logística reversa, opções por embalagens com maior taxa e/ou probabilidade de reciclagem e separabilidade, bem como práticas de educação ambiental, por exemplo. O modelo proposto e sua consequente aplicação permitem resgatar a ampla gama de informações dispersas na cadeia de valor da empresa e de seus produtos, consolidando-as em um inventário operacional corporativo. Observa-se que esta nova ferramenta traz subsídios para que a companhia evolua na gestão de seus resíduos sólidos, agora sob um novo ângulo, inserindo-a na tomada de decisões cada vez mais sustentáveis. Apesar de não representar um modelo de impacto ambiental propriamente dito, por contabilizar um fluxo material e não um conjunto de aspectos relacionados a uma categoria de impacto, o modelo mostra-se como um valioso instrumento inovador de gestão de ciclo de vida dos produtos e da empresa com um todo. Finalmente, a fim de garantir a transparência e a coerência dos resultados e de suas interpretações, recomenda-se que as premissas do modelo proposto sejam alinhadas com a estrutura das informações que serão apresentadas pelo Sistema Nacional de Informações sobre a Gestão de Resíduos Sólidos (SINIR), a ser criada em dezembro de 2012 (BRASIL, 2010).

6. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. ABNT NBR ISO 10.004: Resíduos sólidos - classificação. Rio de Janeiro, 2004. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. ABNT NBR ISO 14.040: Gestão ambiental, Avaliação do ciclo de vida - Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2009. BRASIL. Casa Civil. Lei nº 12.305, de 2 de agosto de 2010. Política Nacional de Resíduos Sólidos, Brasília, DF, 2 ago. 2010. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Pesquisa Nacional de Saneamento Básico. Brasil, 2008. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Censo Demográfico. Brasil, 2010.

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Inventário do ciclo de vida do cacho de frutos frescos de dendê para produção de biodiesel na Amazônia T. O. Rodrigues1, A. Caldeira-Pires2, S. M. da Luz2 1 2

Departamento de Engenharia Florestal, Universidade de Brasília, Campus Darcy Ribeiro, Asa Norte, Brasília, DF. Departamento de Engenharia de Energia, Universidade de Brasília, Campus Gama, Área especial 2 Lote 14 Setor Central, DF.

O biodiesel está devidamente estabelecido como um combustível de sucesso na matriz energética brasileira. Um dos motivadores é a diversidade de matérias-primas para a sua produção. O óleo de palma ou dendê tem apresentado vantagens expressivas frente às outras espécies oleaginosas, sobretudo na região norte. Neste contexto, a cultura do dendê e todos os processos adjacentes estão crescendo significativamente na região. A Amazônia é um ecossistema frágil às intervenções desenvolvimentistas de larga escala, portanto a avaliação destes sistemas é crucial. O presente trabalho tem como objetivo realizar o Inventário do Ciclo de Vida (ICV) do Cacho de Frutos Frescos (CFF) de dendê produzido na região amazônica. Deste modo, o sistema estudado se encontra na região central do estado do Pará, o ano de referência é 2010 e a unidade funcional utilizada é 1 hectare de dendê. Um hectare comporta 143 palmeiras que produzem 20 toneladas de CFF por ano. Na produção de CFF, as maiores entradas são referentes à água, seguidas dos fertilizantes e do diesel. Consequentemente, as maiores taxas de emissão de CO2 são provenientes dos fertilizantes, do transporte de insumos à fazenda e do diesel usado internamente. No entanto, a captura de CO2 durante o crescimento das palmeiras de dendê confere a neutralidade do processo. 1. Introdução A situação da energia fóssil, principal fonte consumida no planeta, é caracterizada pelas oscilações nos preços e pelos evidentes impactos ambientais, o que estimula o desenvolvimento de alternativas para garantir o acesso equilibrado e crescente à energia. A pesquisa e desenvolvimento neste setor vêm sendo realizadas há algumas décadas em muitos países, principalmente sobre a produção de combustíveis para o setor de transporte. Dois países têm posição de destaque: Brasil e EUA. Os dois juntos são responsáveis por mais de 80% da produção de biocombustíveis no planeta (WEC, 2010). O biodiesel pode ser produzido a partir de uma grande variedade de plantas oleaginosas. Embora ainda não tenha grande participação (0,25%), o óleo de palma ou dendê (Elaeis guineensis) apresenta grande potencial, principalmente na região norte do país (ANP, 2012). O rendimento médio de óleo bruto do dendê atinge entre três e seis toneladas por hectare contra 0,2 a 0,6t/ha da soja (NAE, 2005). Outro ponto de destaque do dendê é ser uma cultura perene, bastante adaptada às condições edafoclimáticas da região amazônica. A Amazônia é um sistema complexo e alvo de muita discussão sobre o seu papel preservacionista para o Brasil e o mundo. Neste sentido, toda a intervenção de grande escala deve ser rigorosamente avaliada e deve necessariamente representar benefícios sociais e ambientais, além dos econômicos. Portanto, o presente trabalho tem como objetivo realizar o Inventário do Ciclo de Vida (ICV) do Cacho de Frutos Frescos (CFF) de dendê produzido na região amazônica.

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2. Metodologia A metodologia deste estudo está baseada na norma ISO 14040 que define os passos para a elaboração de uma Avaliação do Ciclo de Vida (ACV). Duas fases da ACV foram realizadas: 1. Objetivos e Escopo e 2. ICV. A abordagem foi do tipo “berço ao portão”, a qual abrange toda a fase agrícola até o portão da fazenda.

2.1. Objetivos & Escopo O objetivo desta pesquisa é realizar o Inventário do Ciclo de Vida (ICV) dos CFF de dendê produzidos na região amazônica. O sistema sob avaliação é a idealização de um sistema potencial, baseada em dados secundários disponíveis na literatura técnico-científica e em documentos de instituições governamentais. Assim foi proposta uma fazenda de óleo de palma ou dendê implantada na região amazônica, mais precisamente no município de Tailândia, o maior produtor do Brasil (EMBRAPA, 2010). O produto sob avaliação é o Cacho de Fruto Fresco (CFF), com massa média de 25Kg, possui entre 1000 e 3000 frutos que representam 75% da massa total. O fruto é composto por 90% de mesocarpo o qual com 35% de óleo. Ao ano são produzidas em média 20 toneladas de CFF por hectare, dos quais quatro de Óleo de Palma Bruto (OPB) (EMBRAPA, 2010). O ciclo do dendê é de 30 anos, após esse período as palmeiras são cortadas e ocorre novo plantio, não há rotação de culturas. A função do sistema é produzir CFF para posterior extração do OBP que servirá de matéria-prima para a produção de biodiesel. A unidade funcional é um hectare de plantio de dendê.Os dados coletados fazem referência ao ano de 2010. Os limites geográficos do estudo compreendem os municípios de Tailândia onde se encontra a fazenda, além de Belém (~277km), principal ponto fornecedor de insumos na região e a Costa Rica, principal fornecedora de sementes. O modelo tecnológico sob avaliação é um plantio agrícola realizado sobre área degradada, em geral são áreas previamente desmatadas, como pastagens abandonadas e capoeiras (vegetação secundária). Os processos básicos relativos à cultura do dendê e seus respectivos maquinários, estão ilustrados na Figura 1.

2.2. Inventário do Ciclo de Vida O sistema de produção de CFF avaliado em um ha é composto por 143 palmeiras, que requerem 160 mudas (~10% de perdas). Os processos de pré-viveiro, viveiro e infraestrutura começam dois anos antes do plantio. A manutenção já acontece no primeiro ano de plantio e segue por todo o ciclo produtivo. A colheita inicia a partir do terceiro ano após o plantio e segue até o fim do ciclo produtivo, 25 anos após o plantio. No pré-viveiro ocorre a semeadura e as mudas se desenvolvem durante três meses. As sementes vêm de avião de uma empresa da Costa Rica, ASD, até a cidade de Belém (EMBRAPA, 2010). De Belém até Tailândia as sementes são transportadas de caminhão. O terriço da própria área onde está o pré-viveiro serve de substrato para as mudas. Os sacos plásticos para as mudas são de polietileno de baixa densidade (PEBD), aproximadamente dois gramas cada. A recomendação de fertilizantes para cada muda nesta fase é de 7,5g de ureia, 4,5g de superfosfato triplo (SPT), 3g de cloreto de potássio (KCl), 1,5g de sulfato

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de magnésio (MgSO4) (VIÉGAS e BOTELHO, 2000). A demanda de água é de aproximadamente 33 litros por muda e a irrigação é manual com uso de regadores (SEAGRI, 2011). O controle de pragas é realizado manualmente. As perdas no pré-viveiro estão por volta de 5%, então de 160 saem 152 mudas.

DENDÊ - FASE AGRÍCOLA Pesticidas

Fertilizantes

Trasporte rodoviário

Eletricidade

DENDÊ pré-viveiro

Mudas

DENDÊ Viveiro

Mudas

DENDÊ Palmeiras plantio

Palmeiras DENDÊ Manutenção

DENDÊ colheita

Sacos plásticos

Água

DENDÊ infraestrutura

Cachos frutos frescos

Área Diesel

Trasporte rodoviário

Polietileno

Trasporte rodoviário

DENDÊ Fase pré-industrial

Figura 1: Fluxograma geral da produção de Cachos de Frutos Frescos de Dendê.

No viveiro as 152 mudas são transplantadas em sacos maiores de PEBD, 40x40cm (10g), preenchidos com o terriço da área. Elas permanecem no local por mais nove meses, até atingir o tamanho ideal para o plantio. A recomendação de fertilizantes para cada muda nesta fase é de 900g de ureia, 2800g de SPT, 2050g de KCl e 900g de MgSO4 (VIÉGAS e BOTELHO, 2000). A água consumida por muda nesta fase está por volta de 1758,4 litros e é fornecida por pivôs (SEAGRI, 2011). O controle de pragas nesta etapa também é manual. Ao final desta fase as mudas seguem para o plantio, também realizado de forma manual. A infraestrutura agrária consiste na abertura das estradas, preparo do solo para plantio e a limpeza da área de implantação do pré-viveiro e viveiro.O insumo básico nesta fase é o diesel para movimentar os tratores. O consumo médio de diesel está em torno de 23,56Kg/ha (EPE, 2007). Ao final ocorre o plantio de 2Kg/ha de Pueraria phaseoloides, planta fixadora de N2.

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A manutenção é o monitoramento do plantio durante todo o ciclo produtivo. Após esse período ocorre uma manutenção básica e manual, apenas roçagem e capina. No início, utiliza-se principalmente o glifosato ou alachlor para o coroamento químico ao redor das palmeiras. A recomendação básica é de 16,5Kg/ha.ano (EPE, 2007). Nesta etapa também ocorre a adubação de manutenção. A partir do terceiro ano do plantio a colheita ocorre todos os anos, a cada 15 dias. Esta é uma atividade essencialmente manual, mas o transporte dos CFF’s até a planta extratora de óleo é feito em caminhões. Os CFF’s devem ser processados no máximo 72 horas após a colheita para evitar a acidificação e conseqüente deterioração do óleo (FURLAN Jr., KALTNER, et al., 2006), assim as plantas esmagadoras devem estar no máximo a 50Km dos plantios. As emissões do sistema são relativas aos transportes e à produção dos fertilizantes, pesticidas e sacos plásticos. O caminhão utilizado na pesquisa é proveniente da base de dados do GaBi, com capacidade de carga de 12t. O consumo de diesel, que serve para abastecer os caminhões, o pivô de irrigação e geradores de energia elétrica, emite 3,14Kg CO2 eq./Kg (CETESB, 2001). Segunda a base de dados do GaBi, os fertilizantes emitem: ureia =1,71KgCO2 eq./Kg (mais 0,02 KgCO2 eq./Kg N no solo) , SPT = 8,63*10-1KgCO2 eq./Kg, KCL = 0,08 KgCO2 eq./Kg, MgSO4 = 3,24*10-1KgCO2 eq./Kg; PEBD emite 1,78KgCO2 eq./Kg de plástico produzido e o pesticida emite 4,59KgCO2 eq./Kg de alachlor produzido. 3. Resultados e discussão A Tabela 1 apresenta as entradas e saídas referentes à fase agrícola do dendê para 1 hectare durante o ciclo completo de 30 anos da cultura. Os resultados do ICV mostram que os insumos mais importantes em massa são a água e os fertilizantes, seguidos do diesel. Apesar de ser uma cultura com a maior parte das operações do tipo manual, há um forte consumo de diesel nas atividades adjacentes à fazenda,

Tabela 1: Inventário da fase agrícola da produção de Cachos de Frutos Frescos (CFF) de Dendê em 1 hectare durante o ciclo de 30 anos.

Entradas Insumo

Saídas

Unidade

Quantidade

Insumo

Unidade

Quantidade

Ton.

500

Sementes

Unid.

160

Cachos de Frutos Frescos (CFF)

Dióxido de Carbono

Ton.

129,30

Emissões

KgCO2eq.

22380,27

PEBD

Kg

2,75

Resíduos sólidos

Kg (Sacos plásticos)

2,75

Água

3

m

272,56

Ureia

Kg

1637,61

Superfosfato triplo

Kg

4282,86

Cloreto de Potássio

Kg

2240,15

Sulfato de Magnésio

Kg

137,04

Diesel

Kg

3609,60

Herbicida

Kg

82,5

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como o transporte de insumos. As emissões mais importantes estão obviamente ligadas aos fertilizantes (47,27%) e ao diesel (51,02%). Os plásticos (0,02%) e pesticidas (1,69%), apesar dos altos fatores de emissão, tiveram baixa participação devido ao pouco uso no sistema. No entanto, por falta de informações mais precisas, não se considerou as emissões relativas ao descarte final destes. O fato de ser uma cultura perene e com baixo grau de mecanização confere à palma um grande potencial como sorvedouro de gases de efeito estufa. O Gráfico 1 ilustra bem essa situação, para cada quilograma de CO2 emitido por hectare em um ano há o sequestro de pelo menos cinco quilogramas. Esta razão é sensível a mudanças como o uso dos resíduos das plantas esmagadoras como adubo orgânico ou o transporte fluvial dos insumos. Este trabalho tem uma abordagem panorâmica e provoca um aprofundamento da pesquisa para avaliar a contribuição do dendê para o desenvolvimento sustentável da Amazônia. Dendê - CO2 na Fase agrícola KgCO2eq-/ha-ano 2000

-4310

813,86

0 -2000

CO2 Emitido CO2 Sequestrado

-4000 -6000

Gráfico 1: Balanço de CO2 na produção de Cachos de Frutos Frescos de Dendê.

4. Referências ANP – Agência Nacional de Petróleo. Boletim Mensal de Biodiesel. Disponível em: http://www.anp.gov.br/?pg=60127&m=&t1=&t2=&t3=&t4=&ar=&ps=&cachebust=1336745196714 CETESB – Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Metodologia simplificada de cálculo das emissões de gases do efeito estufa de frotas de veículos no Brasil. Disponível em: http://www.ambiente.sp.gov.br/proclima/PDF/inventario_efeitoestufa.pdf EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária. Complexo Agroindustrial de Biodiesel no Brasil: Competitividade das Cadeias Produtivas de Matérias-Primas. 1ª edição. Brasília, DF: EMBRAPA Agroenergia, 2010. 712 p. EPE – Empresa de Pesquisa Energética. Potencial de redução de emissões de CO2 em projetos de produção e uso de biocombustíveis. Disponível em: http://www.epe.gov.br FURLAN Jr., J., KALTNER, F. J., AZEVEDO, G. F. P., CAMPOS, I. A. Biodiesel: porque tem que ser dendê. 1ª edição. Belém, PA: Embrapa Amazônia Oriental, PALMASA, 2006. 205 p. NAE – Núcleo de Assuntos Estratégicos da Presidência da República. Cadernos NAE – Biocombustíveis. Brasília, DF: NAE, 2005. 235 p. SEAGRI – Secretaria de Agricultura, Irrigação e Reforma Agrária, BA. Cultura Dendê. Disponível em: http://www.seagri.ba.gov.br/Dende.htm VIÉGAS, I. J. M., MÜLLER, A. A. A cultura do dendezeiro na Amazônia Brasileira. Belém, PA: Embrapa Amazônia Oriental, Manaus: Embrapa Amazônia Ocidental, 2000. 374 p. WEC – World Energy Council. Biofuels: Policies, Standards and Technologies. Londres, UK: WEC, 2010. 152 p.

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Inventário do ciclo de vida dos sistemas de gerenciamento de resíduos sólidos urbanos como ferramenta de gestão e apoio a tomada de decisão M. X. Paes1, L. Kulay2, S. D. Mancini1 1 2

UNESP – Universidade Estadual Paulista “Julio de Mesquita Filho”. DEQ – Escola Politécnica da Universidade de São Paulo.

O Gerenciamento de Resíduos e a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) são assuntos relativamente recentes para a comunidade brasileira. Porém com a aprovação e regulamentação da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS), o país passa a ter novos desafios e oportunidades frente ao gerenciamento dos resíduos, em especial ao reaproveitamento dos resíduos sólidos urbanos e àqueles sujeitos a implantação de ações de logística reversa. A nova política define gerenciamento de resíduos sólidos como o conjunto de ações exercidas, direta ou indiretamente, nas etapas de coleta, transporte, transbordo, tratamento, destinação final dos resíduos e disposição final dos rejeitos e estabelece entre seus objetivos o estímulo à implementação da avaliação do ciclo de vida do produto, sendo esses bens ou serviços. Sendo assim, o presente trabalho irá apresentar dados relativos as atividades de gerenciamento de resíduos e ao inventário do ciclo de vida de algumas etapas do gerenciamento dos resíduos sólidos urbanos do município de Piedade- SP, além de discutir sobre a eficiência da metodologia proposta como ferramenta de gestão, apoio a tomada de decisões e avaliação de desempenho ambiental. Pode-se observar que mesmo com os serviços de coleta seletiva chegando a quase toda área central do município, atualmente apenas 2,9% dos resíduos sólidos urbanos são comercializados e deixam de ser dispostos no aterro. Observou-se ainda que a disposição final é a etapa que mais emite poluentes atmosféricos – se comparada com a etapa de transporte - e que devido o baixo volume de resíduos que recebe tem pouca geração de metano, não possuindo potencial e viabilidade econômica financeira para geração de biogás e créditos de carbono, além receber muitos resíduos orgânicos e recicláveis que poderiam ser reaproveitados. 1. Introdução O correto gerenciamento dos resíduos sólidos e uma boa gestão de todo o conjunto de serviços, infraestrutura e instalações operacionais de saneamento básico, são fundamentais para a melhoria da qualidade de vida da população, para a proteção do meio ambiente, e para o desenvolvimento econômico de uma determinada região. Neste contexto, ocorreram alguns avanços significativos relacionados a políticas publicas de saneamento básico e resíduos sólidos no país; inicialmente com a Lei 11 445 de 2007, que estabelece diretrizes nacionais para o saneamento básico, e posteriormente com a Lei 12 305 de 2010, que institui a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS). A primeira, além de definir questões fundamentais relacionadas à titularidade dos serviços e a regulação dos mesmos, também define e conceitua aspectos importantes da matéria, como o termo saneamento básico, agregando ao abastecimento de água e esgotamento sanitário mais dois conjuntos de serviços, sendo a drenagem de águas pluviais e a limpeza urbana e manejo de resíduos . Já a segunda lei – que trata da PNRS –, além de ampliar a visão sobre o gerenciamento de resíduos, apresenta em suas definições, princípios e objetivos, a responsabilidade compartilhada pelo ciclo de vida dos produtos - situação em que o poder público, o setor privado e a sociedade de maneira ampla, passam a ser responsáveis pelo correto gerenciamento dos resíduos sólidos, desde a sua geração até que o mesmo seja definitivamente disposto no meio ambiente. A PNRS trata ainda da gestão integrada de resíduos sólidos – onde as dimensões

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política, econômica, cultural, social e ambiental devem ser consideradas no conjunto de ações que serão implementadas na busca de soluções sustentáveis. O presente estudo pretende dar uma contribuição ao tema gerenciamento de resíduos, ao discutir metodologias de avaliação de desempenho ambiental, que possam considerar aspectos econômicos e estimular a inovação e implantação de ações de melhorias em todas as etapas de gerenciamento de resíduos. Para atingir de maneira satisfatória ao objetivo proposto, o desenvolvimento desta pesquisa foi realizado por meio da elaboração de um estudo de caso, que compreendeu, de sua parte, o inventário de cargas ambientais de etapas observadas pelo sistema de gerenciamento de resíduos sólidos urbanos do município de Piedade. A elaboração do inventario considerou, em termos de enfoque, uma abordagem baseada no conceito Life Cycle Thinking. A fim de dar suporte as análises derivadas, constam do inventario dados referentes a: emissões atmosféricas advindas da etapa de transporte dos resíduos sólidos urbanos; quantidade de resíduos coletados e comercializados pela cooperativa de catadores; quantidade de resíduos dispostos em aterro sanitário municipal, além de aspectos ambientais relativos à operação do aterro.

2. Gestão de Resíduos Sólidos: Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) e Life Cycle Thinking (LCT) Após anos de debate nos Poderes Legislativo e Executivo de âmbito federal, a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) foi sancionada em agosto de 2010, sendo regulamentada através do decreto n. 7 404, de dezembro de 2010. A PNRS define no texto de seu Artigo 3, o termo gestão integrada de resíduos sólidos como o conjunto de ações voltadas para a busca de soluções para os resíduos sólidos, de forma a considerar as dimensões política, econômica, ambiental, cultural e social, com controle social e sob a premissa do desenvolvimento sustentável (BRASIL, 2010). Ainda no mesmo artigo a PNRS também conceitua gerenciamento de resíduos sólidos como o conjunto de ações exercidas, direta ou indiretamente, nas etapas de coleta, transporte, transbordo, tratamento e destinação final ambientalmente adequada dos resíduos sólidos e disposição final ambientalmente adequada dos rejeitos, de acordo com plano municipal de gestão integrada de resíduos sólidos ou com plano de gerenciamento de resíduos sólidos, exigidos na forma desta lei (BRASIL, 2010). Por fim, no artigo 13 da mesma publicação, classificam-se resíduos sólidos urbanos em dois grupos possíveis: resíduos domiciliares: originários de atividades domésticas em residências urbanas e; resíduos de limpeza urbana: originários da varrição, limpeza de logradouros e vias públicas e outros serviços de limpeza urbana (BRASIL, 2010). Observe-se nesse contexto o fato de a maioria dos municípios brasileiros considerarem, em termos práticos e para efeito de quantificação e de ações de coleta, transporte, e disposição final, resíduos de baixo volume (até 50kg por dia) de estabelecimentos comerciais e prestadores de serviços como resíduos sólidos urbanos. Tais esforços legislativos demonstram a dimensão ambiental na gestão integrada dos resíduos. No entanto, uma abordagem ampla, baseada no enfoque Life Cycle Thinking apresenta-se como condição absolutamente necessária a proposição de futuros dispositivos de gestão pública e/ou privada. O conceito de Life Cycle Thinking observa não apenas as etapas compreendidas na cadeia de produção de determinado bem ou serviço, mas também, aquelas que compreendem seu uso, descarte e reaproveitamento (UNEP, 2007).

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3. Caracterização do Cenário e Metodologia Piedade é um Município do Estado de São Paulo, localizado a cerca de 100 km da capital. De acordo com o recenseamento realizado em 2010, possui uma população de 52.439 habitantes e um território de aproximadamente 746km2 e 3.000km de estradas rurais (IBGE, 2010). Piedade dispõe de sistema de coleta de resíduos comum (para o qual, todos os resíduos coletados são encaminhados, sem classificação e separação previa) que atende a toda área urbana e 95% da zona rural. O município possui ainda os serviços de coleta seletiva - feito pela Cooperativa dos Trabalhadores do Meio Ambiente de Piedade (COTMAP) - e está iniciando ações de logística reversa voltadas para resíduos como pilhas, baterias e eletroeletrônicos (exceto linha branca). No presente trabalho não serão apresentados dados da logística reversa, pois essa ação ainda é incipiente no município. O sistema de gerenciamento de resíduos sólidos urbanos de Piedade, tem a seguinte estrutura: 1- Coleta: 1.000 lixeiras plásticas e 38 contêineres metálicos novos e 160 antigos. 2- Transporte: Coleta Comum: 1 Caminhonete Chevrolet diesel 1981; 1 caminhão basculante Mercedes 1976; 1 Ford Carroceria aberta; 2 caminhões compactadores ano 2009/10 (2 Ivecos); 1 ano 2001 (Ford 16.000); 1 alugado ano 2003 (WW). Coleta Seletiva: Caminhão carroceria WW 8140 ano 2002. 3- Triagem: Etapa realizada pela Cotmap, com apoio da PMP, que utiliza um galpão alugado construído de alvenaria de 750 m². Em termos de instalações e equipamentos, o processo conta com balança, prensa e elevador de fardo, além de cinco bancadas de madeira. A quantidade de materiais separados e comercializados diariamente pela cooperativa em 2011 foi de 1,2 toneladas. 4- Disposição Final: Ocorre em Aterro Sanitário com 20 mil m² de área superficial que foi inaugurado em julho de 2006 e que recebe em média 41 t/d de resíduos. A previsão é que este seja encerrado em meados de 2013, o que projeta uma vida útil estimada de aproximadamente sete anos. O Aterro é operado diariamente por um trator esteira, com apoio de retro escavadeira, e de caminhão basculante; estes, com frequência ao menos semanal dão suporte a operação da instalação/ aterro. A Tabela 1 traz a quantidade de resíduos reaproveitados e encaminhados diariamente para disposição final pelo sistema de gerenciamento de resíduos de Piedade-SP no ano de 2011. Tabela 1: Resíduos reaproveitados e encaminhados à disposição final – Piedade (2011).

Item 1-

Restos de alimento / jardim

% Reciclada

% Aterrada

Massa reaproveitada (t/d)

Massa aterrada (t/d)

0,00%

53,7

0

22,66

2- Papel, papelão

1,44%

7,76%

0,60768

3,27

3- Trapo

0,00%

6,1%

0

2,57

4- Vidro

0,17%

1,73%

0,05908

0,73

5- Plástico

0,95%

9,75%

0,07174

4,11

6- Metal

0,18%

1,82

0,401744

0,77

7- Inertes

0,00%

3,70%

0,07596

1,56

8- Outros

0,14%

12,56%

0

5,30

2,88

97,12

1,22

40,98

Valores totalizados

Fonte: (Prefeitura Municipal de Piedade - Estudos para elaboração do Plano Municipal de Saneamento Básico).

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Observe-se pelas informações contidas na Tabela que os resíduos gerados em maior quantidade (restos de comida e resíduos de jardim) não apresentam alternativas para o reaproveitamento (compostagem) no município, sendo encaminhados na sua totalidade para o aterro local. Por outro lado, os resíduos mais reaproveitados através dos serviços de coleta seletiva são papéis e metais, com cerca de 600kg e 400kg diários respectivamente. Para a quantificação de emissão de Gases de Efeito Estufa (GEE), associadas à etapa de transporte, foram utilizados dados de emissão atmosféricas do Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos Automotores (Proconve), que não consideram o tipo de diesel utilizado, servindo neste momento como hipótese para o trabalho. Os veículos de propriedade da prefeitura passam por procedimento de inspeção veicular, estando dentro dos limites estabelecidos pela Legislação Federal. Considerou-se que os veículos inventariados são abastecidos por diesel e que se deslocam, em média, 75km por dia, dados esses relativos ao controle da própria prefeitura, no seu setor de limpeza urbana e manejo de resíduos. Na etapa de triagem foi considerado o atual volume de coleta seletiva realizado no município, através da parceria entre a PMP e a COTMAP, e a quantidade de resíduos que são enterrados diariamente no aterro sanitário municipal, de 1,22t/dia e 40,98t/dia respectivamente. Feitos tais levantamentos, passou-se então a determinação dos benefícios econômicos associados à reciclagem. Para tanto, considerou-se como metodologia de quantificação a técnica empregada pelo Instituto de Pesquisas Econômicas Aplicadas (IPEA), onde se buscou incluir tanto os benefícios econômicos como ambientais da reciclagem em relação à produção a partir da matéria prima virgem. Os econômicos incluem primordialmente o custo evitado pela reciclagem em termos de consumo de recursos naturais e de energia. Já os benefícios ambientais são associados aos impactos sobre o meio ambiente devido ao consumo de energia, as emissões de gases de efeito estufa (GEEs), ao consumo de água e a perda de biodiversidade (IPEA, 2010). Por conta da heterogeneidade dos resíduos encontrados nas cidades, foi necessário proceder a compartimentalização dos mesmos em grupos genéricos de materiais tais como: aço, alumínio, papel e derivados, plástico e vidro. Com relação à disposição final, devem ser consideradas atividades e aspectos ambientais associados não apenas as operações realizadas nesta etapa, mas também as atividades realizadas na construção e na desativação do aterro. Tanto na construção, como na operação e desativação de um aterro sanitário podem haver significativos impactos ambientais, decorrentes de atividades como escavação, terraplanagem e remoção de terras, perfuração de poços, circulação de veículos, compactação dos resíduos e rejeitos, coleta de chorume, coleta e queima de biogás, recobrimento definitivo com solo, entre outras. Dificuldades de se obter um modelo consistente a partir do qual fosse possível determinar tais interações, fizeram com que este inventário se restringisse apenas as emissões atmosféricas advindas do próprio aterro de resíduos. A quantificação de tais valores ocorreu a partir do método proposto em IPCC (1996); a partir do qual se considerou que 50% das emissões dos GEE do aterro ocorrem na forma de metano (CH4); 45% são emanados com dióxido de carbono (CO2), e os demais 5% provem de outros gases. Não foram também inventariados aspectos ambientais associados à geração de chorume, bem como emissões atmosféricas das máquinas utilizadas na operação do aterro.

4. Resultados e Discussões A Tabela 2 apresenta emissões atmosféricas do transporte de resíduos – recicláveis ou não, para a cooperativa e para o aterro. Se somados todos os poluentes aportam uma contribuição total de 18,33 toneladas por mês. Como se pode observar, também pelos dados constantes na tabela, o poluente com

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maior contribuição mensal corresponde ao óxido de nitrogênio (NOx); por outro lado, aquele com menor aporte é o material particulado (MP). A Tabela 3 apresenta a estimativa dos benefícios econômicos e ambientais possíveis de serem gerados pela Reciclagem dos Resíduos, mas que atualmente são encaminhados para o Aterro Sanitário de Piedade. Os valores de custos específicos por tonelada de resíduo foram calculados via valoração econômica que envolvem as economias geradas com a reciclagem em relação a obtenção do material/ produto a partir da matéria-prima virgem. Para isso foram valorados os benefícios econômicos e ambientais relacionados ao processo produtivo, bem como os custos associados à etapa de coleta e disposição final, nos termos como a metodologia proposta pelo IPEA trata a matéria (IPEA, 2010).

Tabela 2: Emissões Atmosféricas Médias Mensais para o Transporte de Resíduos em Piedade.

Fator de Emissão

CO (g/mês)

Veículo

HC (g/mês)

NOx (g/mês)

MP (g/mês)

1- Caminhonete Chevrolet ano 1981

1.431.000

312.750

1.840.500

89.460

2- Caminhão Mercedes ano 1976

1.431.000

312.750

1.840.500

89.460

3- Caminhão Ford ano 1990

1.431.000

312.750

1.840.500

89.460

4- Caminhão Iveco ano 2009

510.750

70.290

1.840.500

3.825

5- Caminhão Iveco ano 2010

510.750

70.290

447.360

3.825

6- Caminhão Ford ano 2001

510.750

140.580

447.360

19.170

7- Caminhão Volkswagen ano 2003

510.750

140.580

894.720

19.170

8- Caminhão Volkswagen ano 2002

510.750

140.580

894.720

19.170

TOTAL (g/mês)

6.846.750

1.500.570

10.046.160

333.540

TOTAL (tonelada /mês)

6,45

1,50

10,05

0,33

Tabela 3: Estimativa dos Benefícios Econômicos e Ambientais possíveis de serem gerados pela Reciclagem dos Resíduos Encaminhados para o Aterro Sanitário de Piedade.

1- Alimentos

Benefícios Econômicos e Ambientais Potenciais

Aterro (t/dia)

R$/ton

R$/dia

R$/mês

R$/ano

22,66

0,00

0,00

0,00

0,00

2- Papel e Papelão

3,27

241,00

789,21

23.676,30

284.115,60

3- Trapos

2,57

0,00

0,00

0,00

0,00

4- Vidro

0,73

18,00

13,14

402,00

4.824,00

5- Plástico

4,11

1.107,00

4.554,75

136.642,50

1.639.710,00

6- Metal

0,77

3.029,00

2.326,40

69.792,00

837.504,00

7- Inertes

1,56

0,00

0,00

0,00

0,00

8- Outros

5,30

0,00

0,00

0,00

0,00

7.683,50

230.512,80

2.766.153,00

Total

40,98

Total Percentual

97,1%

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Os resultados indicados na Tabela 3 mostram perdas econômicas expressivas – de aproximadamente R$230 mil por mês - devido à baixa eficiência no reaproveitamento dos resíduos, considerando o ciclo de vida dos produtos: desde a produção do material a partir da matéria prima virgem, ou através de materiais/ resíduos recicláveis, até a sua disposição final. Os cálculos a respeito da quantidade de emissões atmosféricas geradas com o aterramento dos resíduos no aterro de Piedade estimaram que, para as 1.000 t mensais de resíduos sólidos ali dispostos, são emitidas exatas 61,64 t CH4; 55,47 t CO2, e 6,16 toneladas de outros gases. Essa quantidade se mostra bem menor que a apresentada nos estudos efetuados pelo Ministério do Meio Ambiente em 2004 que conclui que para haver sustentabilidade econômica de um empreendimento de captação de biogás para fins energéticos com vistas inclusive a geração de renda via comercio de créditos de carbono, é necessário possuir uma quantidade de resíduos de um município ou região próximo a 1 milhão de habitantes (MMA, 2004).

5. Conclusões Após apresentados os dados pode-se concluir que o Inventário das Atividades e Aspectos Ambientais dos atuais Sistemas de Gerenciamento de Resíduos é uma ferramenta fundamental para o conhecimento da eficiência ambiental da gestão dos resíduos sólidos urbanos. Este dispositivo proporciona a geração de dados e informações necessárias para tomadas de decisões que considerem as dimensões ambientais, sociais e econômicas, sobre a premissa do desenvolvimento sustentável. Observou-se nesse estudo de caso do município de Piedade, que o transporte não representa grandes impactos ambientais se comparados com as emissões atmosféricas do aterro e que o atual sistema de gerenciamento de resíduos sólidos urbanos pode ser considerado de baixa eficiência ambiental, principalmente nas etapas de triagem, reaproveitamento e tratamento. Dessa forma, se fazem necessários investimentos em ações, projetos, programas e planos que melhorem a eficiência dos Sistemas de Coleta Seletiva e Logística Reversa. Neste sentido, ações regionais consorciadas ou compartilhadas se apresentam como boas alternativas para municípios de pequeno e médio porte e para regiões metropolitanas avançarem, principalmente nas etapas de tratamento/ reaproveitamento e disposição final de resíduos sólidos urbanos e da construção civil.

6. Referências BRASIL, Estudos para Elaboração do Plano Municipal de Saneamento Básico, Piedade/SP. 2011. BRASIL, Politica Nacional de Resíduos Sólidos, lei n° 12 305 de 02 de agosto de 2010. Brasília. 2010. BRASIL,. Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos Automotores- Proconve. Resoluções CONAMA n° 18 de 1986, n° 403 de 2008 e n° 415 de 2009. Brasília. 2009. IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatíticas. Censo 2010. Brasília. 2010 IPCC – Intergovernamental Panel on Climate Change. Módulo 6 – Lixo. Guia para Inventários Nacionais de Gases de Efeito Estufa. Volume 2: Livro de Trabalho, 1996 IPEA – Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada. Pesquisa sobre Pagamento por Serviços Ambientais Urbanos para Gestão de Resíduos Sólidos. Brasília, 2010. MMA – Ministério do Meio Ambiente. Estudo do Potencial de Energia Renovável provenientes dos Aterros Sanitários nas Regiões Metropolitanos e Grandes Cidades Brasileiras. Brasília, 2004. UNEP – United Nations Environment Programme. Life Cycle Management: A Businesss Guide to Sustainability, 2007.

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Inventário do Ciclo de Vida: uma revisão L. O. Lima1, M. R. Prado2 1 2

Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia Ambiental (PPGCTA), Universidade Tecnológica Federal do Paraná. Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia Ambiental (PPGCTA), Universidade Tecnológica Federal do Paraná.

A análise de inventário é a segunda fase de metodologia da Avaliação do Ciclo de Vida. Nela são realizadas a coleta de dados e procedimentos de cálculo para quantificar as entradas e saídas pertinentes de um sistema que se relacionem ao ciclo de vida de um produto, processo ou atividade. A sua condução consiste de um processo iterativo. A sequência de eventos envolve a checagem de procedimentos para assegurar que os requisitos de qualidade estabelecidos na primeira fase, de definição do objetivo e escopo e definição dos limites do sistema, estejam sendo obedecidos. Pretende-se com este trabalho apresentar o Inventário do Ciclo de Vida como instrumento de auxílio aos estudos de controle e otimização de processos através da análise dos procedimentos e ferramentas disponíveis para o seu desenvolvimento de forma consistente e adequada, com o intuito de conhecer melhor o produto, processo ou atividade e sua influência sobre o meio ambiente. Foram analisadas abordagens conceituais e de aspectos práticos ligados ao Inventário do Ciclo de Vida tais como critérios para o desenvolvimento de questionários de coleta de dados, alocação dos dados coletados em dados de primeiro plano e dados de fundo e análise dos resultados do inventário. A revisão da literatura indica que a coleta de dados é bastante complexa e trabalhosa, por conta de razões ligadas direta ou indiretamente a coleta de dados, tais como a definição dos limites do sistema, origem dos dados coletados e formas de alocação. 1. Introdução A análise de ICV é a segunda fase de metodologia da ACV. Nela são realizadas a coleta e a quantificação de todas as variáveis (matéria-prima, energia, transporte, emissões para o ar, efluentes, resíduos sólidos, entre outros) que se relacionem ao ciclo de vida de um produto, processo ou atividade (SEO; KULAY, 2006). Segundo EICKER et al (2010), a metodologia da ACV pode ser útil para adquirir conhecimento sobre impactos ambientais gerados por produtos industriais durante seu ciclo de vida. Entretanto, na América Latina os dados locais necessários para ICV são extremamente escassos, apesar das iniciativas para apoiar as questões da ACV na região e os esforços em curso no desenvolvimento de dados locais de ICV. Estudos de ACV baseados em dados não locais podem apresentar resultados imprecisos, basicamente devido a diferenças potenciais no desempenho ambiental das indústrias. O inventário é uma lista de emissões e matérias-primas com uma quantidade determinada. Em muitos casos, a lista abrange algumas centenas de substâncias, o que torna o resultado ICV difícil de interpretar. No entanto, a vantagem é que o resultado é detalhado, e não é afetado pelas incertezas introduzidas na avaliação de impacto. É sempre útil aplicar a avaliação de procedimentos de impacto, a fim de melhor compreender o significado de cada resultado de ICV (GOEDKOOP et al, 2010). A coleta de dados para ICV continua a ser um fator crítico para a conclusão bem sucedida de uma ACV. O acesso a dados confiáveis continua a ser uma barreira significativa para o avanço

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e uso de ACV na gestão ambiental. Ao longo dos anos, os praticantes de ACV foram deixados aos seus próprios meios para coletar e modelar os dados de inventário. No entanto, estes dados são propriedade do praticante e tipicamente não são postos à disposição do público. Além disso, modelagens diferentes podem ser desenvolvidas e calculadas e apresentados em ACVs diferentes. (CURRAN et al, 2005) É útil distinguir dois tipos de dados (GOEDKOOP et al, 2010): 1. Dados de primeiro plano, que se refere a dados específicos, necessário para modelar o sistema. Tipicamente são dados que descrevem um sistema de determinado produto ou de uma produção específica. 2. Dados de fundo, que são dados para materiais genéricos, energia, transportes e resíduos dos sistemas de gestão. Estes dados são tipicamente encontrados em bases de dados e na literatura. A condução do inventário consiste de um processo iterativo, cuja sequência de eventos envolve a checagem de procedimentos, de forma a assegurar que os requisitos de qualidade estabelecidos na primeira fase estejam sendo obedecidos. Para muitos autores, essa fase se assemelha bastante a um balanço contábil-financeiro, no qual, em vez de valores econômicos, serão consideradas correntes de matéria e de energia. Por conta disso, pode-se depreender que o total de entradas no sistema em estudo deve ser comparável, em número, ao somatório das saídas do mesmo (SEO; KULAY, 2006). O inventário, na prática, revela-se um procedimento difícil e trabalhoso, por conta de uma série de razões, todas elas ligadas direta ou indiretamente à coleta de dados. Dessa forma, recomenda-se organizar a fase de análise do inventário de acordo com as seguintes atividades (SEO; KULAY, 2006): • Preparação para a coleta de dados, que compreende construção do diagrama de fluxo de processo envolvendo as fases de aquisição de matéria-prima, processo de fabricação, uso/manutenção e reciclagem/tratamento de resíduos; • Coleta de dados; • Definição e refinamento dos limites do sistema; • Determinação dos procedimentos de cálculo; • Procedimentos de alocação. Segundo EICKER et al (2010), para explicar estas diferenças potenciais e aplicar dados de ICV de forma mais conveniente a situação local, um banco de dados de ICV aplicado deve ter algumas características tais como processos alocados individualmente como um processo único do ciclo de vida do produto, conjunto de dados claramente documentados e detalhados e banco de dados contendo diferentes alternativas para o mesmo produto, relatado para variações tecnológicas.

2. Metodologia O trabalho foi elaborado de forma a buscar uma sistemática para o desenvolvimento da análise do ICV seguindo as etapas:

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1. Pesquisa bibliográfica visando a coleta de dados e tratamento dos mesmos para o ICV: Foram consultadas bases de dados contendo artigos científicos de periódicos indexados da área, trabalhos de dissertações e teses sobre ACV, de forma a evidenciar possíveis divergências nos conceitos de ICV, bem como verificar quais as principais formas de abordagem para tais estudos com ICV. 2. Compilação de informações obtidas na literatura para evidenciar e esclarecer as principais dificuldades encontradas no ICV: De acordo com o trabalho de revisão realizado e as informações obtidas com a realização da etapa anterior, procurou-se observar, relatar e evidenciar em todos os documentos analisados, os principais problemas encontrados na realização de estudos de ICV. Foram consideradas dificuldades na execução de tal estudo itens como: coleta de dados, alocações desses dados, bem como a confiabilidade das informações obtidas.

3. Resultados e discussões A primeira etapa do ICV ocorre com a coleta de dados. Questionários são frequentemente usados como um meio para coletar dados. O desenvolvimento de um questionário deve ser feito com muito cuidado, e deve relacionar-se aos grupos-alvo. Isso significa que não se pode dizer como fazer um questionário perfeito, mas apenas dar algumas dicas gerais e sugestões tais como: entender como a empresa pesquisada está organizada, estar ciente de que uma única linha de produção, muitas vezes há produtos diferentes, explicar por que os dados são necessários, dividir as perguntas em blocos claros e permitir ao fornecedor dos dados indicar a fonte dos dados. (GOEDKOOP et al, 2010). A coleta de dados nem sempre é fácil. É útil considerar cuidadosamente que a vontade de entregar os dados é, naturalmente, determinada pela relação que se tem com as partes. Algumas partes vão se interessar, pois podem ter objetivos comuns; alguns vão ver as atividades de ACV como uma ameaça. Mas em alguns casos, a resposta é estabelecida em um bom relacionamento, onde as partes têm confiança mútua. No mínimo terá que haver clareza sobre por que os dados são necessários, o que será feito com os dados e como ele será apresentado. Questões de confidencialidade também podem ser importantes. Às vezes, dados de emissão podem revelar algum segredo técnico ou comercial. Para cada setor da indústria, existem maneiras diferentes de medir e expressar dados. No desenvolvimento de um questionário, deve-se tentar usar os termos, as unidades e os costumes que são aplicáveis no setor. Para isso deve-se primeiro discutir os assuntos que interessam e, em seguida, produzir um questionário. (GOEDKOOP et al, 2010). A partir dos dados coletados, estes precisam ser alocados. As normas ISO para ACV fornecem orientação metodológica sobre alocação, porém focam para os profissionais tentar abordagens de modelagem que refletem as relações físicas entre as saídas do processo e seus insumos. Em resumo, a aplicação adequada das diretrizes da ISO sobre a alocação requer uma compreensão física dos processos de co -produtos da produção. (CURRAN et al, 2005). Para alocação em reciclagem, as normas ISO para ACV recomendam o mesmo procedimento, mas permite algumas opções adicionais. Se a reciclagem não causar uma mudança nas propriedades inerentes do material, a alocação pode ser evitada através do cálculo das cargas ambientais

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como se o material fosse reciclado. Os padrões internacionais não incluem informação sobre o efeito dos diferentes métodos na modelagem do ciclo de vida, por exemplo, a viabilidade dos métodos, a quantidade de trabalho necessária, ou o tipo de informação que resulta da aplicação dos métodos. (CURRAN et al, 2005). EKVALL & FINNVEDEN (2001) concluem que quando os efeitos sobre as funções exportadas podem ser significativas, mas as incertezas relativas aos efeitos indiretos são muito grandes, o praticante de ACV deve desenvolver cenários diferentes para os efeitos indiretos ou gerar indicação clara de que um curso de ação podem ter importantes efeitos indiretos, mas desconhecido em outros ciclos de vida. Segundo GOEDKOOP et al (2010), muitas vezes, 80% dos dados necessários são de informação de fundo coletados através de questionários, facilmente disponível em bancos de dados ou encontrados na literatura ou na internet. Usar dados de fundo requer muito cuidado, porque não foram, pessoalmente, coletados. Isto significa que deve-se investigar quanto os dados nos bancos de dados estão em conformidade com os requisitos definidos no objetivo e escopo. Uma importante fonte de dados disponíveis para a comunidade ACV é o Banco de Dados Ecoinvent. Segundo FRISCHKNECHT & REBITZER (2005), os poluentes são relatados apenas uma vez e no nível de detalhes da fonte de informações. Isto evita contagens duplicadas e conserva a informação original e detalhada. No banco de dados Ecoinvent, os limites dos sistemas são desenhados baseados no conhecimento e não em regras fixas, tais como massa ou energia. Se é esperada uma emissão de um poluente mas não existem dados, estes são estimados a fim de identificar ou não se este poluente pode ser ambientalmente relevante. (FRISCHKNECHT; REBITZER, 2005). O banco de dados Ecoinvent, compreende uma opção melhor do que os dados brasileiros, pois eles são mais completos. Além disso, com o banco de dados Ecoinvent é possível atribuir uma margem de incerteza para os dados originais europeu, abordando as diferenças de potencial em relação à situação tecnológica e ambiental no Brasil. (EICKER et al 2010).

4. Conclusão Com relação ao processo de Inventário do Ciclo de Vida (ICV), verifica-se que a coleta de dados é bastante complexa e trabalhosa, por conta de razões ligadas direta ou indiretamente a mesma, tais como a definição dos limites do sistema, origem dos dados coletados e formas de alocação. Há disponível no mercado algumas ferramentas que auxiliam na minimização destas incertezas porém a maneira mais adequada para obter dados mais consistentes e robustos ainda é através de um estudo adequado das limitações do sistema a ser abordado e definição do procedimento de coleta e alocação de dados. Bancos de dados com informações regionais ainda são escassos e uma necessidade iminente. Por isso o incentivo a novos estudos de ACV e também de ICV permitirá que tais informações possam fomentar um banco de dados com informações mais fidedignas e, tais trabalhos não necessitem mais da utilização de dados de bancos com informações de outros locais, que não representam a realidade do cenário estudado.

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5. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040: Gestão Ambiental – Avaliação do Ciclo de Vida – Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2009. CURRAN, Mary Ann.; MANN, Margaret; NORRIS, Gregory. The international workshop on electricity data for life cycle inventories. Journal of Cleaner Production 13 (2005) 853 - 862. EICKER, MARGARITA OSSÉS; HISCHIER, ROLAND; KULAY, LUIZ ALEXANDRE; LEHMANN, MARTIN; ZAH, RAINER; HURNI,HANS. The applicability of non-local LCI data for LCA. Environmental Impact Assessment Review, 30 (2010) 192 – 199. EKVALL, Tomas; FINNVEDEN, Goran. Allocation in ISO 14041 - A Critical Review. Journal of Cleaner Production, 9 (2001) 197 - 208. FRISCHKNECHT, Rolf; REBITZER, Gerald. The Ecoinvent database system: a comprehensive web-based LCA database. Journal of Cleaner Production, 13 (2005) 1337 - 1343. GOEDKOOP, M. et al. Introduction to LCA with SimaPro 7. PRé Consultants B.V, 2010. 88 p. SEO, E. S. M.; KULAY, L. A. Avaliação do ciclo de vida: ferramenta gerencial para tomada de decisão. Interfacehs - Revista de Gestão Integrada em Saúde do Trabalho e Meio Ambiente. São Paulo, 2006

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Inventário social do ciclo de vida do sabonete em barras de cacau da Natura Cosméticos N. T. Haberland1, M. V. Lange1, F. Brones2, C. M. L. Ugaya1 1 2

Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mecânica e de Materiais, Universidade Tecnológica Federal do Paraná. Natura Cosméticos.

A Avaliação Social do Ciclo de Vida (ACV-S) é uma técnica que visa avaliar os impactos sociais positivos e negativos desde a extração até o descarte final de produtos. No livro Guidelines for Social Life Cycle Assessment, os autores levantam a necessidade da realização de estudos de caso. Desta forma, o objetivo do projeto SocRates (Social Rates) é o de realizar um projeto piloto de ICV-S do Sabonete em Barra Ekos Cacau (Maracatu) da Natura. Para isso, avaliou-se o atendimento aos indicadores sociais referentes à unidade funcional “limpeza de uma pessoa durante um ano”, correspondendo a um fluxo de referência de aproximadamente 10 sabonetes de 150g. Do sistema do produto foram excluídos processos que representavam menos de 1% das horas trabalhadas (UGAYA et al., 2011). Em seguida, por meio de visitas às partes interessadas (trabalhadores, comunidade local e outros atores da cadeia de valor) e aplicações de questionários, dados específicos foram coletados. A aplicação dos questionários desenvolvidos permitiu a avaliação do desempenho e a seleção das questões criadas. Percebeu-se ainda que as questões devem ser elaboradas caso a caso, em função do tipo de contratação e do nível de instrução dos entrevistados, para facilitar a obtenção dos dados e aumentar sua qualidade. Os próximos passos poderiam incluir a consideração da opinião de especialistas das ciências sociais, que poderiam ter outra visão acerca da análise dos dados obtidos. 1. Introdução Até pouco tempo atrás, a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) era utilizada somente para avaliar os impactos ambientais de produtos e serviços. A obtenção de um produto sustentável, contudo, não pode ser vista apenas do ponto de vista ambiental, devendo ser consideradas também as questões econômicas e sociais (UNEP, 2011). Do ponto de vista dos aspectos sociais, a Iniciativa do Ciclo de Vida do Programa das Nações Unidas para o Meio Ambiente e da Sociedade de Química Ambiental e Toxicológica estabeleceram a partir de 2004 a Força Tarefa de Inclusão de Indicadores Sociais em ACV. Em 2009 foi publicado o livro Guidelines for Social Life Cycle Assessment, no qual foram apresentadas as diretrizes para condução de uma ACV Social (ACV-S) e as oportunidades de pesquisa e de desenvolvimento, dentre as quais, estudos de caso para aprimorar as diretrizes a partir da aplicação prática. A ACV-S é uma técnica que visa avaliar os impactos sociais positivos e negativos ao longo do ciclo de vida de um produto (UNEP/SETAC, 2009). A realização da ACV-S segue as mesmas fases da ACV-A (ACV ambiental), contudo algumas adaptações são necessárias (WEIDEMA, 2005 e GRIEβHAMMER et al., 2006), como o uso de dados específicos (das organizações e das regiões onde se localizam), a utilização de uma maior quantidade de dados qualitativos, a validação dos dados realizada por meio da triangulação, entre outros (UNEP/SETAC, 2009). Face à relevância da ACV-S e considerando as bases metodológicas até então desenvolvidas para a sua aplicação, o objetivo deste estudo é o de elaborar um método para coleta de dados para realização

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do ICV-S (Inventário do Ciclo de Vida Social) para o Sabonete em Barra Ekos Cacau (Maracatu) da Natura. No escopo, foram definidos: a unidade funcional (auxiliar na limpeza e perfumar uma pessoa nos banhos durante um ano), o fluxo de referência de 10 sabonetes Maracatu de 150g e o sistema de produto conforme apresentado na Figura 1 (UGAYA et al., 2011). Para a delimitação do sistema de produto, foi utilizado um critério de corte de 1%, baseado na importância relativa de cada processo unitário em função das horas trabalhadas para atender a unidade funcional estabelecida, como sugerido por UNEP/SETAC (2009). O fluxo de referência foi definido de acordo com um estudo da Natura (HORIGOSHI, 2011), que mostra que cada 100g de sabonete duram uma média de 25 dias. No presente trabalho apresenta-se a avaliação do método de coleta de dados considerando as produções de cacau, óleo de palma e do noodle (base do sabonete).

Figura 1: Sistema de produto. Produção do sabonete Cooperativa

Produção do noodle

Agricultor Familiar

Agricultor

Embalagem

Outros

Consultora

Óleo de palma

Consumidor

Palma

Meeiro Somente de cacau

Legenda:

Pequenos palma Óleo de palma

processos em que os dados foram coletados fora do sistema do produto parte do sistema do produto, dados não colerados

2. Materiais e métodos A coleta de dados específicos pode ser realizada por meio de entrevistas e em relatórios, órgãos governamentais, entre outros. Para a entrevista, foram elaboradas questões a partir das diretrizes da UNEP e SETAC (2009), que classificaram as partes interessadas em: Trabalhadores, Outros Atores da Cadeia de Valor, Comunidade Local, Consumidores e Sociedade. A cada uma destas partes interessadas foram estabelecidas subcategorias. Por exemplo, as subcategorias dos Trabalhadores são: Liberdade de Associação e Negociação Coletiva (LANC), Horas trabalhadas, Trabalho infantil, Trabalho forçado, Salário justo, Oportunidades iguais, Saúde e segurança, Benefícios sociais e seguridade social (UNEP e SETAC, 2009).

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Para avaliar algumas subcategorias, a UNEP (2010) sugeriu alguns indicadores de inventários, como por exemplo, para a LANC, a presença de acordos documentados que refletem as negociações coletivas realizadas. Os indicadores de inventário selecionados para a LANC foram i) apoio à presença de sindicatos dentro da empresa, ii) Cópias das negociações coletivas e acordos são mantidos em arquivo, iii) liberdade dos trabalhadores de escolher a associação e iv) contribuição dos trabalhadores para o planejamento de mudanças significativas na empresa que os afeta. Desta forma, os dados coletados nos questionários devem levar aos indicadores de inventário que, por sua vez, são relacionados às subcategorias de cada parte interessada. Enquanto, na ACV-A, a verificação dos dados pode ser realizada por meio de balanços de massa e energia e comparação com fatores de emissão, na ACV-S, a verificação dos dados é realizada por meio da triangulação de dados obtidos de diferentes fontes (UNEP e SETAC, 2009). Por exemplo, as questões relativas aos trabalhadores não são realizadas apenas ao corpo gestor da organização, como também ao sindicato e aos próprios trabalhadores.

2.1 Elaboração dos questionários Para os Trabalhadores, foram elaborados questionários a serem aplicados no departamento de Recursos Humanos (RH) e nos Sindicatos e com os trabalhadores. O programa QLICAR (Qualidade, Logística, Inovação, Competitividade, Atendimento e Relacionamento) da Natura realiza avaliação para desenvolvimento de fornecedores. Desta forma, para a elaboração do questionário para os Outros Atores da Cadeia de Valor, procurou-se identificar as questões que já são utilizadas, o que culminou em um questionário com algumas questões provenientes do QLICAR, predominando questões fechadas, com possibilidade de complementar com outras informações. Para a Comunidade Local também foram elaboradas questões fechadas.

2.2 Aplicação dos questionários Em seguida, os questionários foram aplicados em entrevistas realizadas em visitas às partes interessadas. No caso das entrevistas com os trabalhadores, por exemplo, os entrevistados foram selecionados pelas próprias empresas e responderam questões referentes à relação com a organização contratante. Na produção de cacau, os agricultores são familiares ou têm trabalhadores. Além disso, existem os meeiros (não possuem a terra, mas dividem os resultados com o dono), que podem contratar outros funcionários terceirizados. O cacau produzido nas terras dos agricultores é beneficiado e vendido por meio das Cooperativas para a Natura Benevides. Referente ao cacau, uma cooperativa foi selecionada, pelo nível de organização e por deter o maior número de funcionários, por isso, a mais representativa. Desta, foram visitados cinco produtores, estabelecidos em Medicilândia, dos quais três de pequeno, um de médio e outro de grande porte, para garantir a heterogeneidade da amostragem. No entanto, todos os produtores eram familiares, de modo que a variabilidade da escala não influenciou no levantamento de dados. Foram feitas visitas

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ainda a Fundação Viver Produzir e Preservar (FVPP), que desenvolve projetos de aperfeiçoamento das estratégias agrícolas produtivas da região a partir das proposições da sociedade. Visitou-se também o Centro de Referência da Produção Orgânica, em Altamira, onde fica armazenado o cacau orgânico e é realizado o controle de qualidade. Foi entrevistado ainda o vereador do município de Medicilândia, por ser o representante da comunidade disponível no momento da visita. No caso da palma, foram realizadas visitas à plantação de palma e à indústria de extração de óleo bruto, situada em área rural do Pará e responsável pela maior produção. Fontes adicionais de informações sobre os trabalhadores foram o Sindicato dos Trabalhadores nas Industriais Químicas e Farmacêuticas do estado do Pará e o Sindicato das Indústrias Alimentícias, nos quais foram realizadas entrevistas com seus representantes. Foram também coletadas informações com representantes da comunidade local. A empresa produtora de palma extrai o óleo de palma, que é encaminhada para a análise de qualidade na FVPP e posteriormente, à Natura Benevides, que processa entre outros, o óleo de palma e a semente de cacau para produção do noodle.

2.3 Análise dos questionários Por fim, as questões elaboradas foram avaliadas quanto à aplicabilidade e relevância para cada subcategoria e uma análise foi feita sobre o atendimento ou não a cada subcategoria, considerando as respostas mais freqüentes dentre os entrevistados, de modo que esses dados pudessem seguir para uma avaliação do impacto social.

3. Resultados e discussão Os dados correspondentes ao fornecimento de semente de cacau envolvem desde o processo agrícola (plantação, tratos culturais) até o primeiro beneficiamento da amêndoa, que ocorrem no campo. Em seguida, as sementes seguem para a planta da Natura Benevides, de onde provem os dados referentes à produção do noodle. Os dados referentes ao óleo de palma envolvem a produção agrícola e também à produção de óleo, ambas as partes coordenadas pela mesma empresa. A título de exemplificação, os questionários desenvolvidos para avaliar a subcategoria Liberdade de Associação e Negociação Coletiva destinada à parte interessada Trabalhadores são mostrados nas Tabelas 1 e 2. Na Tabela 1, estão as questões e a síntese das respostas correspondentes à organização e ao sindicato, cujas respostas foram coerentes entre si. E, na Tabela 2, estão as questões destinadas aos trabalhadores com a síntese das respostas obtidas. Como se pode observar, nem todas as questões elaboradas nas entrevistas foram utilizadas, em virtude da constatação de que a liberdade de associação já estava comprovada. Sendo assim, as questões que se revelaram mais importantes por exercerem a função de obter as informações necessárias para o inventário da Subcategoria LANC são 3, 4 e 6, para o questionário destinado a organização e ao sindicato e, 1, 3 e 4, para o questionário destinado aos trabalhadores.

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Tabela 1: Questionários para avaliação da subcategoria Liberdade de Associação e Negociação Coletiva destinados à organização e os Sindicato.

Indicadores de Inventário (UNEP, 2010)

Questões à organização e ao sindicato

Cacau (cooperados)

Palma (organização)

Natura Benevides

Apoio à presença de sindicatos dentro da empresa (disponibilidade de recursos para Sindicato, publicação de anúncios do Sindicato, o tempo para o exercício das funções de representação nas horas de trabalho remunerado)

1 - Existe representante do sindicato na empresa?

Não existe

Sim

Sim

2 - A empresa permite o trabalho do representante sem limitá-lo?

Não aplicável, já que não existe representante

Sim

Sim

3 - A empresa libera ou impede o trabalhador para as reuniões coletivas?

Libera

Libera

Libera

4 - A empresa aceita a divulgação de ações do sindicato, como folhetos, jornais, entre outros?

Aceita

Aceita

Aceita

Cópias das negociações coletivas e acordos são mantidos em arquivo

5 - Existem cópias das negociações coletivas e os acordos são mantidos em arquivo? Evidenciar.

Não identificado

Sim

Sim

Liberdade dos trabalhadores de escolher a associação

6 - Os funcionários são livres para sindicalizarem?

Sim

Sim

Sim

7 - E quando são realizadas as reuniões coletivas?

Não aplicado

Não aplicado

Não aplicado

8 - O representante dos trabalhadores no Sindicato é convidado a contribuir para o planejamento de grandes mudanças na empresa?

Não aplicável, já que não existe representante

Não identificado

Não identificado

Contribuição dos trabalhadores para o planejamento de mudanças significativas na empresa que os afeta

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Tabela 2: Questionários para avaliação da subcategoria Liberdade de Associação e Negociação Coletiva destinados aos trabalhadores.

Indicadores de Inventário (UNEP, 2010)

Questões aos trabalhadores

Cacau

Palma

Natura Benevides

Apoio à presença de sindicatos dentro da empresa

1 - Conhece o(a) representante do sindicato? Já conversou acerca da empresa com ele(a)?

Não aplicado

Não aplicado

Não aplicado

Cópias das negociações coletivas e acordos são mantidos em arquivo

2 - Há reuniões com o sindicato / cooperativa?

Sim

Sim

Sim

3 - De quanto em quanto tempo as reuniões acontecem?

Não aplicado

Não aplicado

Não aplicado

4 - Você consegue falar o que pensa nessas reuniões? E existe alguma mudança com as suas sugestões?

Sim

Sim

Sim

Os trabalhadores são livres para escolher a associação

5 - Você é associado a algum sindicato? Como escolheu?

Os trabalhadores não são sindicalizados, pelo custo ou falta de interesse

Existem alguns trabalhadores sindicalizados

Existem alguns trabalhadores sindicalizados

De acordo com as respostas, há liberdade de associação e negociação coletiva em todos os processos produtivos estudados. Em nenhum dos questionários aplicados aos trabalhadores foi detectado qualquer tipo de impedimento por parte do contratante. Contudo, no caso do cacau, a maioria dos trabalhadores entrevistados não é cooperada e parte dos trabalhadores considera os custos de sindicalização elevada.

4. Conclusão A aplicação dos questionários desenvolvidos permitiu a avaliação do desempenho das questões elaboradas, de forma que foi possível selecionar as que mais contribuíram para a obtenção dos dados desejados que permitissem avaliar as subcategorias. Deste modo, verificou-se que algumas questões não são necessárias por trazerem informações além das desejadas e por ainda não terem método para a incorporação na ACV, além de diminuírem a objetividade e aumentarem o tempo da coleta de dados.

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Percebeu-se ainda que as questões devem ser elaboradas caso a caso, em função do tipo de contratação e do nível de instrução dos entrevistados, para facilitar a obtenção dos dados e aumentar sua qualidade. No caso estudado, por exemplo, a cooperativa de cacau pode atuar como um órgão que representa os trabalhadores, simulando a ação do sindicato, de maneira que as perguntas podem se referir à cooperativa como órgão representativo da classe. Observou-se que essa etapa é essencial para coletar e estruturar os dados, para poder prosseguir para a etapa seguinte de avaliação do impacto social. Considerando que as metodologias de ACV-S são ainda muito recentes, esse estudo contribuiu a tornar o processo de realização de ICV social mais operacional. Essa construção de informações e conhecimentos compartilhados com a empresa já trouxe um olhar mais completo e objetivo sobre a realidade social complexa da cadeia de fornecimento. Os próximos passos poderiam incluir a consideração da opinião de especialistas das ciências sociais, que poderiam ter outra visão acerca da análise dos dados obtidos. Uma avaliação mais embasada desses resultados poderia levar a outras conclusões na análise de inventário.

5. Referências GRIEβHAMMER, R. Feasibility Study: Integration of social aspects into LCA. The Life Cycle Initiative, 2006. Disponível em: (http://lcinitiative. unep.fr/) Acesso em 20 de outubro de 2007. HORIGOSHI, P. ENC: resultado Tucunaré. Email. 5/1/2011. NATURA. Pesquisa de Satisfação para Fornecedores 2009 (Qlicar - Dados Internos Natura), 2010. UGAYA, C. M. L.; BRONES, F.; CORRÊA, S. (2011) S-LCA: Preliminary results of Natura’s cocoa soap bar. In: LCM 2011: Towards Life Cycle Sustainability Management. August, 28-31, 2011, Berlin. UNEP/SETAC. Life Cycle Initiative. Guidelines for Social Life Cycle Assessment of products, 2009. UNEP. Methodological Sheets for Social Life Cycle Assessment of products, 2010. Available at: http;//lcinitiative.unep.fr WEIDEMA B. ISO 14044 also Applies to Social LCA. The International Journal of Life Cycle Assessment, vol 10, no. 6, pp. 381, 2005.

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Life Cycle Costing: contribuição dos indicadores financeiros para decisões sustentáveis L. B. Oliveira1, E. L. F. Ribeiro1, J. A. Almeida Neto1 1

UESC - Universidade Estadual de Santa Cruz Campus Soane Nazaré de Andrade.

A Life Cycle Costing (LCC), conhecida em português por Custeio do Ciclo de Vida (CCV), é uma metodologia amplamente utilizada nos Estados Unidos para estudos prospectivos de custos. São mencionados na literatura especializada três tipos de LCC: (I) LCC Convencional, (II) LCC Ambiental e (III) LCC Social. O objetivo deste trabalho foi apresentar as variações entre estas modalidades, destacando suas diferenças e, sua eficácia na avaliação da sustentabilidade de produtos, serviços e processos. O resultado desta revisão bibliográfica, aponta para a necessidade do uso integrado das três ferramentas de modo a contemplar aspectos econômicos, ambientais e sociais. 1. Introdução A metodologia Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), conhecida na literatura internacional como Life Cycle Assessment (LCA), é uma das ferramentas que permite avaliar os impactos ambientais associados a produtos, processos ou atividades, através da identificação e quantificação da energia e materiais usados, resíduos e emissões liberados no ambiente, calcular seus impactos, identificar e avaliar oportunidades para melhorias ambientais. O estudo inclui todo o ciclo de vida, desde a extração e processamento das matérias-primas, produção, transporte e distribuição, uso, reutilização, manutenção, reciclagem e disposição final. No entanto, seu foco esta centrado nos impactos ambientais, dando pouco ou nenhum tratamento às questões financeiras. A ACV auxilia na tomada de decisões e na identificação de oportunidades para melhoramento do desempenho sustentável do produto em vários aspectos que incluem o planejamento estratégico e a manufatura, a partir da avaliação de impactos associados ao sistema produtivo, à função produção e ao elemento produto (MILLANI, 2007). Os princípios da sustentabilidade sempre estiveram aliados ao pensamento do ciclo de vida. No entanto, a separação comumente feita de avaliação do ciclo de vida ambiental, financeiro e social tem limitado a influência e relevância da ACV para tomada de decisão, tendo em vista que, pelo menos, estes três aspectos devem ser considerados conjuntamente para avaliação da sustentabilidade de produtos, serviços e processos. Enfocando os três aspectos da sustentabilidade, escreve Klöpffer (2008), que o desenvolvimento sustentável tornou-se uma fórmula para expressar a necessidade de se manter o equilíbrio entre as dimensões econômica, social e ambiental. Assim sendo, para que ela seja inserida no processo de decisão dos diversos níveis organizacionais ela deve ser mensurável. Diante desta limitação surge a Life Cycle Costing (LCC), metodologia que pode ser utilizada para avaliar suposições sobre os custos das opções disponíveis para um determinado produto ou serviço. Com foco nas questões financeiras, auxilia o usuário a decidir qual alternativa é mais rentável, mas não garante resultados no desempenho físico. Tem sido amplamente aplicada pelos Estados Unidos especialmente na construção civil e leasing (SHERIF & KOLARIK, 1981), sua principal motivação é levantar os custos

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financeiros. Os impactos ambientais são tratados posteriormente pela internalização dos custos mediante aplicação do princípio do poluidor pagador. A seleção por indicadores financeiros, como taxa de desconto, custo de oportunidade, dentre outros, depende do objetivo e amplitude do estudo. As justificativas para a aplicação de uma LCC, de acordo com Horngren, Datar & Foster (2006), pode ser, dentre outras: (I) Custos de não produção elevados: design, marketing, distribuição e serviços aos clientes, nem sempre são facilmente identificáveis no produto. Se os custos de não produção são significativos podem ser identificados em uma LCC; (II) Período de desenvolvimento longo e dispendioso: alta porcentagem do total de gasto no ciclo de vida de um produto é incorrida antes da produção começar. Em geral estão representados por valores investidos em pesquisa e desenvolvimento, que podem representar custos significativos, mas baixo impacto ambiental; (III) Custos de operação e manutenção independentes da produção final: para alguns produtos, há pouca relação entre o trabalho requerido e os resultados da produção que geram receita. Serviços pós-venda, assistência técnica, dentre outros, são necessários para manter a satisfação e devem ser avaliados dentro de um estudo de LCC; (IV) Custos de fim de vida são incorridos devido ao protocolo de regulação, ou valor residual: alguns produtos podem exigir a desmontagem ou desativação previsto em legislação específica. De acordo com Queiroz et al. (2006), a metodologia LCC pode indicar, pelo menos, um caminho prático para atingir o resultado desejado, pois permite a comparação de soluções alternativas. No entanto, os resultados serão proporcionalmente confiáveis à qualidade da coleta e tratamento dos dados, em geral realizados por um profissional da área de custos. A análise econômica/financeira com uma perspectiva de ciclo de vida pode descobrir custos “ocultos” e impactos nas receitas que seriam negligenciados numa análise convencional. Para Santos (2007), um estudo de LCC permite a comparação entre opções indicando a melhor alternativa no longo prazo. Trata-se de uma ferramenta de gestão que pode ajudar a minimizar os desperdícios e a maximizar o rendimento. Diferencia-se das demais metodologias, pois são levados em conta, além dos gastos de investimentos em geral contabilizados, demais valores monetários, tais como desativação, reuso, reciclagem de materiais no processo, o que se deixou de ganhar no mercado financeiro, dentre outros. De acordo com Hunkeler, Lichtenvort e Rebitzer (2008), existem três tipos de LCC: (I) LCC Convencional, (II) LCC Ambiental e (III) LCC Social. Na LCC Convencional a avaliação de todos os custos associados com o ciclo de vida de um produto são diretamente cobertos pelo produto principal. A avaliação é focada no custo real e interno, às vezes os custos de fim de vida não são observados. Este tipo de LCC em geral é acompanhado pelos resultados de uma ACV, mas em estudos separados. A LCC Ambiental é um método concebido para ser utilizado em paralelo com a ACV de forma eficiente e consistente. Busca avaliar todos os custos associados com o ciclo de vida de um produto que são diretamente cobertos por um ou mais atores da cadeia (fornecedores, fabricantes, usuários ou consumidores, atores do fim de linha), com a inclusão das externalidades que são antecipadas e internalizadas para gerar informações que auxiliarão decisões futuras. Já na LCC Social todos os custos associados com o ciclo de vida de um produto, a curto ou longo prazo, são cobertos pela sociedade. Inclui todos os elementos contabilizados pela LCC Ambiental, adicionando avaliações dos custos externos, usualmente em termos monetários baseado na disposição a pagar.

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Em comparação com a LCC Ambiental, subsídios e taxas não têm qualquer efeito sobre o custo líquido e por isso não são incluídos em uma LCC Social. Os três tipos de LCC têm uma função orientada a perspectiva do sistema, o que implica em uma abordagem diferente sobre ciclo de vida. As diferenças entre LCC Convencional, Ambiental e Social são apresentadas na Tabela 1. Tabela 1: Características das LCCs Convencional, Ambiental e Social.

Aspecto LCC Convencional LCC Ambiental Valor acrescentado Avaliação ambiental e de sustena LCC Convenciotabilidade do produto nal Modelo sistema de Avaliação do ciclo de vida Avaliação do ciclo de vida comproduto sem considerar avaliapleto ções de fim de vida e algumas fases de uso Limites do sistema Apenas custos internos Custos internos, mais internalização dos custos externos esperados Perspectivas: Principalmente o primei- Um ou mais atores conectados no atores ro ator, ou usuário ou ciclo de vida do produto, principalconsumidor mente fabricantes, fornecedores, usuários e consumidores Unidade de refeItem ou produto Unidade funcional rência Categoria de custo Principalmente custos Principalmente custos de desende aquisição, pesquisa e volvimento, materiais, energia, desenvolvimento máquinas, mão de obra, gestão de resíduos, controle de emissões, transporte, manutenção e reparo, responsabilidades, taxas e subsídios Modelo estado estacionário2 Modelo de custo Geralmente modelo quase dinâmico1 Desconto de resul- Recomendado, mas não Inconsistente e não tado de LCC usualmente aplicado recomendado Calculo fluxo de Recomendado Recomendado caixa descontado ACV de acordo com Não Sim a ISO14040/44 (2006) Padronizações e diretrizes

Várias (ISO3, IEC4, SAE5, AS/NZS6,etc.)

Nenhuma (ACV: ISO 14040/44 2006)

Utilização na ges- Principalmente decisões Principalmente decisões internas tão do ciclo de vida internas da organização de produtores ou usuários de proconsiderando a cadeia dutos, mas também para comunide suprimentos cação externa (semelhante a ACV)

LCC Social Custo de Oportunidade ou Créditos Considerado Avaliação do ciclo de vida completo Internalização de todos os custos de externalidade Toda a sociedade incluindo governos Sistemas Principalmente custos de construção, manutenção e danos ambientais; taxas e subsídios não são considerados Geralmente modelo quase dinâmico Recomendado Recomendado Não recomendado devido ao risco de contabilização dobrada e inconsistências Por vários elementos (United Nations, OECD7, etc.) Principalmente decisões internas para organizações públicas.

1 Decorre do método estacionário acrescentando algumas correções a este modelo que permitem uma descrição transiente e mais detalhada (OSÓRIO, 2011). 2 Todas as variáveis importantes para a caracterização têm de se manter constantes ao longo de um período (OSÓRIO, 2011). 3 International Standards Organization. 4 International Electrotechnical Commission. 5 Society of Automotive Engineers. 6 Standards Australia and Standards New Zealand. 7 Organization for Economic Cooperation and Development. (Fonte: Adaptado de HUNKELER, D., LICHTENVORT, K & REBITZER, G. 2008).

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2. Metodologia Este trabalho foi elaborado através de pesquisa bibliográfica documental em livros, artigos e trabalhos que abordam o tema, citados nas referências apresentadas.

3. Resultados e Discussões Observado a Tabela 01, onde são apresentadas as características e diferenças entre as LCCs, verifica-se que a opção por uma outra metodologia dar-se-á após definição da perspectiva do estudo. Existem grupos de trabalhos que buscam combinar as metodologias e incorporar a LCC no modelo de desenvolvimento sustentável (HUNKELER & REBITZER, 2005). No entanto, de acordo com Norris (2001), diferenças entre ACV e LCC podem ser consideradas como quase irreconciliáveis devido às diferenças de propósito e abordagem, tendo em vista que foram projetadas para fornecer respostas a questões diferentes. Por exemplo, o ciclo de vida de um produto em geral é diferente do ciclo de vida deste levando-se em consideração as normas contábeis. Para ilustrar pode-se mencionar a vida econômica de uma máquina que estará completamente depreciada em cinco anos, depois deste período será vendida pelo seu “valor residual”, mas continuará sua vida útil e em funcionamento a depender das manutenções e reparos realizados. Ou seja, o tempo de vida útil de um bem não é o mesmo tempo de vida conforme legislação contábil. De acordo com Norris (2001), a integração apropriada e completa da análise econômica com a avaliação do ciclo de vida requer: (I) a adição de uma dimensão de tempo à modelagem; (II) a habilidade para introduzir e trabalhar com variáveis que tenham uma dependência não casual com os fluxos de inventário; e (III) a capacidade para criar e trabalhar com cenários probabilísticos. No tocante a fase de atualização financeira e composição dos gastos totais, estes podem estar distribuídos ao longo de vários anos, sendo necessário levar em consideração o valor do dinheiro no tempo, ou seja, trazer todos os gastos para a Valor Presente, considerar o Custo de Oportunidade do capital, Payback, dentre outros indicadores de viabilidade econômica/financeira que podem ser agregados à analise, a depender do objetivo do estudo, e darão origem ao que se conhece na literatura especializada por Análise do Custeio do Ciclo de Vida (ACCV). Assim, pode-se compreender que a ACCV é uma análise sistemática de alternativas onde diversas inovações darão origem a diferentes CCVs, cujo objetivo é selecionar o melhor caminho para empregar os recursos disponíveis. Segundo Silva Júnior, Queiroz e Jannuzzi (2006), a metodologia de ACCV é a fusão de três técnicas conhecidas, sendo elas: (I) a Análise de Engenharia/Economia (busca de inovações tecnológicas), (II) Custeio do Ciclo de Vida e o (III) Período de Retorno do Investimento (Payback Period).

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Organization for Economic Cooperation and Development

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4. Considerações Finais Estudos de LCC mostram que o custo mais barato de aquisição, e consequentemente de produção, raramente coincide com a melhor opção a longo prazo, o que sinaliza para a necessidade de estudos aprofundados, que envolvam conceitos de avaliação econômica, ambiental e social, através de uma ferramenta que agregue, pelo menos, estes três aspectos. Como um dos objetivos deste artigo foi discutir a eficácia da LCC na avaliação da sustentabilidade, entende-se a necessidade das três ferramentas (ACV + LCC + SACV), combinadas em uma, a LCSA (LCSA: Life Cycle Sustainability Analysis), possibilitando, assim, uma avaliação mais completa acerca da sustentabilidade.

5. Referências HORNGREN, C. T., DATAR, S. M. & FOSTER, G..Cost Accounting: A managerial emphasis, twelfth edn, Pearson Prentice Hall, 2006. HUNKELER, D. & REBITZER, G. The future of life cycle assessment. International Journal of Life Cycle Assessment, 2005. HUNKELER, D., LICHTENVORT, K & REBITZER, G. Environmental Life Cycle Costing. SETAC – Europe, 2008. KLÖEPFFER W. Life cycle sustainability assessment of products (with Comments by Helias A. Udo de Haes, p. 95). International Journal of Life Cycle Assessment, v.13, n.2, p.89–95, 2008. MILLANI, T. J. Subsídios à Avaliação do Ciclo de Vida do pescado: avaliação ambiental das atividades de piscicultura e pesque-pague, estudo de caso na bacia hidrográfica do rio Mogi-Guaçu. Dissertação (Mestrado)- Ciência da Engenharia Ambiental, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2007. NORRIS, G. A. Integrating life cycle cost analysis and LCA. International Journal of Life Cycle Assessment, 2001. OSÓRIO, T. Colectores Solares Térmicos sob Condições Transientes - caracterização óptica e térmica com base no modelo quasi-dinâmico. Dissertação de mestrado em Engenharia Física Tecnológica. Instituto Superior Técnico. Universidade Técnica de Lisboa: Out/2011 QUEIROZ, G. C.; JANNUZZI, G. de M; VENDRUSCULO, E.; SILVA JÚNIOR, H. X.; GARCIA, E. E. C. Metodologia de análise do custo do ciclo de vida (ACCV). Revista Brasileira de Energia. Vol.12. Nº 2. 2006. SANTOS, L. J. C. Avaliação do Ciclo de Vida e Custeio do Ciclo de Vida de evaporadores para usinas de açúcar. Tese de Doutorado. Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, 2007. SHERIF, Y. S. & KOLARIK, W. J. Life cycle costing: Concept and practice. The International Journal of Management Science, 287–296, (1981). SILVA JÚNIOR, H. X.; QUEIROZ, G. C.; JANNUZZI, G. M. Aplicação da Metodologia de Análise do Custo do Ciclo de Vida (ACCV): refrigeradores comercializados no Brasil. RECIE, Uberlândia, v. 15, n. 1/2, p. 19-26, jan.-dez. 2006.

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Melhorias possíveis no setor de bar e restaurante de pequeno porte em Teresina-PI E. A. da Silva1, J. M. Moita Neto1 1

Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, Universidade Federal do Piauí.

A Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) é uma ferramenta que auxilia o conhecimento dos impactos ambientais associados aos produtos, processos ou serviços e possibilita que sejam adotadas iniciativas resultantes dessa avaliação. Neste trabalho, realizamos um estudo baseado nas normas brasileiras referentes à ACV de um empreendimento familiar que oferece o serviço de bar e restaurante de pequeno porte em Teresina-PI. O estudo realizado de portão a portão visou identificar quais aspectos ambientais podem ser melhorados. Para a comercialização semanal de 100kg de peixe, 315kg de frango e 22 caixas de cerveja são consumidos 2,71m3 de água e 147 kWh de energia. Todas as matérias primas são adquiridas no raio de 4km do estabelecimento. O destino dos resíduos gerados é o mesmo do lixo doméstico (sistema público de coleta municipal/aterro controlado), excetuando garrafas PET, latas de alumínio e lâmpadas fluorescentes. O consumo de energia pode ser reduzido com adoção de alguns procedimentos simples. Uma redução no uso de sacolas plásticas pode ser conseguida com a adesão dos clientes que compram para consumo doméstico. A partir deste estudo, o estabelecimento tem subsídios para assumir um compromisso socioambiental que leve ao menor consumo de energia e otimize a gestão dos resíduos. Outros estabelecimentos de mesmo porte e consumidores residenciais podem lançar mão da metodologia aqui utilizada para imprimir práticas mais sustentáveis. 1. Introdução A sociedade tem sentido cada vez mais os reflexos da gestão inadequada dos recursos ambientais. Diante disso, a primeira iniciativa dos gestores públicos foi tornar a legislação ambiental mais restritiva para os usuários em grande escala desses recursos. Essa medida não foi suficiente o bastante para melhoria da qualidade ambiental por dois motivos: falta de engajamento social e de pessoal qualificado para educar e acompanhar o cumprimento da legislação (SILVA e MOITA NETO, 2010; SILVA e MOITA NETO, 2011). A tendência mundial é responsabilizar toda a sociedade pela gestão dos recursos ambientais, gerando uma nova cultura relativa a essa questão. No Brasil, a Política Nacional dos Resíduos Sólidos (PNRS) instituiu a logística reversa e a responsabilidade compartilhada pelo ciclo de vida dos produtos. A novidade é que esses mecanismos, se aplicados adequadamente, vão além do atendimento às regulamentações ambientais e potencializam a competitividade para as atividades que podem ser sustentáveis. Isso favorece a mudança de postura dos envolvidos, passando de reativa à pró-ativa. Duas iniciativas brasileiras recentes, que objetivam, direta e indiretamente, conscientizar o consumidor e merecem destaque são o Plano de Ação para Produção e Consumo Sustentáveis (PPCS) e o Plano Brasileiro de Avaliação do Ciclo de Vida (PBACV), respectivamente. Este último tem a finalidade de inserir e efetivar a avaliação do ciclo de vida (ACV) como um instrumento de apoio à sustentabilidade no país. Uma das formas de fazer isso é constituir massa crítica de agentes que conheçam e apliquem a ACV. A ACV é uma ferramenta que permite o conhecimento da pegada ambiental de um produto/processo/serviço em todas as suas fases, auxiliando a escolha por opções mais sustentáveis. No Brasil, ela é

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balizada pelas normas ABNT NBR ISO 14040 (princípios e estrutura) e 14044 (requisitos e orientações). De acordo com Roy et al. (2009), muitos nomes têm sido utilizados para este mesmo conceito: eco-equilíbrio, análise do perfil de recursos e do meio ambiente e avaliação do perfil ambiental do berço ao túmulo (cradle to grave). A técnica ACV pode subsidiar a identificação de oportunidades para a melhoria do desempenho ambiental de produtos em diversos pontos de seus ciclos de vida, o nível de informação dos tomadores de decisão na indústria e nas organizações governamentais e não governamentais, a seleção de indicadores de desempenho ambiental relevantes e o marketing (ABNT NBR ISO 14040, 2009). Nesse trabalho, utilizamos os conhecimentos das normas referentes à ACV para indicar as melhorias ambientais possíveis no setor de bar e restaurante de pequeno porte. Os dados foram coletados em uma micro-empresa familiar de Teresina-PI. Abordamos as etapas de preparação de alimentos, consumo de água e energia e a gestão dos resíduos no local. O estudo aqui aplicado pode ser estendido para outros empreendimentos que tem o mesmo porte e oferecem os mesmos serviços. Além disso, as características do empreendimento têm similaridades com as atividades desenvolvidas em uma residência, sendo possível fazer uma associação e a indicação de estratégias de mitigação dos impactos ambientais que acontecem mais habitualmente nas atividades cotidianas dos usuários desse serviço.

2. Experiências em Avaliação do Ciclo de Vida O interesse pelo entendimento dos impactos ambientais associados aos produtos, processos e serviços tem motivado muitas pesquisas que utilizam a metodologia de ACV. De acordo com Roy et al. (2009), uma rede de compartilhamento de informações e também de troca de experiências acelerou o desenvolvimento da ACV. Por outro lado, eles consideram que embora a metodologia tenha melhorado e haja uma normatização internacional, o desenvolvimento de um índice único permitiria a comparação direta de diferentes estudos e ampliaria suas aplicações práticas. Baldwin et al. (2011) realizaram um estudo sobre a aplicação da ACV em restaurantes e serviços de alimentação denominado ‘Restaurant and food service life cycle assessment and development of a sustainability standard’ e concluíram que a maior fonte de impacto ambiental desse tipo de serviço é referente à aquisição de alimentos e ao consumo de energia e de produtos de plástico descartável. A compra responsável é a escolha ambientalmente correta de produtos, processos e serviços dentro da melhor opção disponível no mercado. No Brasil, um bom exemplo de compra responsável é a aquisição de eletrodomésticos que tenham o selo do Programa Nacional de Conservação de Energia Elétrica (PROCEL). O selo indica que o eletro tem um bom nível de eficiência energética. Os empreendimentos com melhor desempenho ambiental, obtido através dos resultados de uma ACV, precisam ser auditados para conferir credibilidade externa, principalmente, quando a mudança de postura da empresa transparecerá em seu marketing. Um exemplo prático é o Green Seal, organização

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dos EUA que oferece a certificação de produtos, serviços e empresas em três níveis seqüenciais: bronze (nível de entrada), prata (nível de liderança) e ouro (nível superior). Para a obtenção do Green Seal Standard for Restaurants and Food Service, GS-46, é necessário atender critérios, como: compra responsável de alimentos, gestão e conservação de água e energia, gestão e redução de resíduos, qualidade do ar, limpeza, política de compras ambiental e socialmente sensíveis ou justas, responsabilidade empresarial e melhoria contínua (GREEN SEAL, 2009).

3. Definições Normativas Para a aplicação da ACV, conforme as normas ABNT NBR ISO 14040 e 14044 (2009), é necessário uma criteriosa delimitação dos parâmetros em estudo, abaixo discriminados: a) Objetivo do estudo: aplicar a ACV ao serviço oferecido pelo “Fortaleza Bar” (nome de fantasia dado ao empreendimento estudado) a fim de identificar quais aspectos podem ser melhorados para expressar aos seus clientes o compromisso socioambiental da micro-empresa familiar. b) Tipo de serviço analisado (sistema de produto): serviço de bar e restaurante de pequeno porte. c) Unidade funcional: atender todos os clientes do Fortaleza Bar em uma semana. d) Fronteiras do sistema: compreende todas as atividades desenvolvidas no Fortaleza Bar. Os processos incluídos são: preparação de alimentos (frango, peixe), consumo de água e energia e a gestão dos resíduos no local. e) Tipos de dados: dados das atividades desenvolvidas no Fortaleza Bar (preparação de alimentos, geração de resíduos) foram disponibilizados pelos proprietários do bar. O consumo de água e energia foi obtido das informações fornecidas pela concessionária de águas e esgotos do Piauí (Agespisa) e pela Eletrobrás, respectivamente. Além disso, para o caso da energia, foram especificados consumos de equipamentos individuais a partir de suas potencias nominais e seu tempo de uso. f) Critérios de exclusão: não foram computados neste trabalho os diversos impactos que antecederam a aquisição das matérias-primas e que sucederam o consumo dos produtos. Classificandose, portanto, os limites do sistema como portão a portão (gate to gate). g) Cobertura temporal: os dados foram levantados nos meses de fevereiro e março de 2012.

4. Resultados e Discussão A micro-empresa estudada é administrada por uma família e oferece o serviço de bar e restaurante. Fica localizada na latitude 05° 05’ e longitude 42° 44’ na cidade de Teresina, Piauí. A localização estratégica (região central do bairro e em frente a uma praça), a venda de peixe assado e a disponibilidade de tv a cabo para a exibição de jogos de futebol são os diferenciais desse estabelecimento em relação a outros situados no mesmo bairro. O atendimento acontece todos os dias da semana de 8 às 22h. Os produtos oferecidos são frango, peixe e bebidas (cerveja, refrigerante, água de côco). A maioria dos insumos utilizados é recebida na porta do estabelecimento (bebidas, frango, carvão). Enquanto o restante (peixes, verduras, copos e materiais de limpeza) é adquirido nas proximidades (r < 4km).

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Alguns fornecedores fazem exigência quanto à quantidade mínima de aquisição para entrega na porta. Um dos fornecedores de frango, por exemplo, só realiza entrega para uma compra acima de 45 frangos. Semanalmente, são vendidos 100kg de peixe, 210 frangos (c.a. 315kg) e 22 caixas de cerveja (1 caixa contém 24 garrafas de 600mL). O consumo de bebidas acontece com mais freqüência no próprio bar. A maioria dos clientes levam os produtos assados (peixe e frango) para o consumo em suas residências (70%). Os alimentos são embalados em sacolas de polietileno. Em média, são consumidas 400 sacolas de 5L e 400 sacolas de 15L durante a semana.

4.1 Energia O consumo de energia elétrica é relativo à iluminação, à ventilação e ao uso de equipamentos: TV’s, DVD, receptor de TV a cabo, computadores, liquidificador e etc. A variação do consumo mensal pode ser observada na Tabela 1, que contém dados do ano de 2011. O Fortaleza Bar está enquadrado na classe residencial e o tipo de ligação é monofásica. O consumo semanal de energia elétrica é 147kWh. O consumo residencial menor ou igual a 51kWh/semana é protegido por tarifa social (BRASIL, 2010). Sendo, portanto, o consumo analisado correspondente, aproximadamente, quatro unidades familiares de baixa renda. Quanto ao uso de eletrodomésticos, determinadas práticas da micro-empresa são ambientalmente corretas: alguns equipamentos possuem o selo PROCEL (geladeira, TV) e são utilizadas somente lâmpadas fluorescentes. O cálculo do consumo, a partir da potência nominal e do tempo de uso, permitiu identificar que dois equipamentos tem elevado consumo de energia elétrica: os freezers (usados no resfriamento das bebidas e na conservação dos produtos alimentícios) e a máquina de música. Juntos eles consomem, aproximadamente, 70% da quantidade total de energia. O consumo de energia elétrica poderia ser reduzido com a utilização mais eficiente dos equipamentos: os freezers não estão instalados adequadamente, pois o espaço entre um e outro é muito pequeno. Além disso, o uso dos mesmos e da máquina de música pode ser otimizado de acordo com a demanda. Outro fato é a idade dos freezers, dois deles são muito antigos e foram fabricados em um período em que a eficiência energética não era valorizada. Outros tipos de energia utilizada são o carvão (220kg/semana) e o gás (3kg/semana). O carvão é usado para assar peixes e frangos e o gás na preparação de alimentos para o consumo doméstico. Tabela 1: Consumo de energia elétrica no Fortaleza Bar em 2011.

Mês

JAN

FEV

MAR

ABR

MAI

JUN

JUL

AGO

SET

OUT

NOV

DEZ

Consumo (kWh)

613

626

803

663

591

611

573

567

694

679

558

588

Fonte: Eletrobrás.

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4.2 Água A água consumida na micro-empresa está enquadrada na categoria de uso residencial 1 com consumo mensal acima de 10 m³. O consumo médio semanal é de 2,71m³. A variação do consumo mensal pode ser observada na Tabela 2, que contém dados relativos ao ano de 2011. As principais atividades que demandam consumo de água são: limpeza do frango, do peixe e do estabelecimento, lavagem dos copos de vidro e dos espetos e grelhas. Embora haja opção de copo descartável, a preferência dos clientes é por copo de vidro. Todos os usos de água, de algum modo, causam sua poluição. Contudo, o bairro em que a micro-empresa está situada não possui sistema de tratamento de efluentes e a água residuária vai para o sumidouro.

Tabela 2: Consumo de água no Fortaleza Bar em 2011.

Mês

JAN

FEV

MAR

ABR

MAI

JUN

JUL

AGO

SET

OUT

NOV

DEZ

Consumo (m3)

12

11

8

9

7

10

8

12

17

15

14

16

Fonte: Agespisa.

4.3 Resíduos Os tipos de resíduos gerados são: orgânicos (restos de alimentos, lenços descartáveis e papel higiênico), papelão e sacos plásticos, garrafas PET, garrafas de vidro, latas (aço e alumínio), copos descartáveis e lâmpadas fluorescentes. Resíduos orgânicos, papelão, sacos plásticos, copos descartáveis usados, latas de aço, garrafas plásticas (água de côco) são acondicionados, sem separação prévia, em sacos plásticos e ficam na área interna da micro-empresa até o momento da coleta efetuada pela Prefeitura de Teresina. Os dias de coleta são terça, quinta e sábado pela manhã. Depois disso, são encaminhados para um aterro controlado. O volume de plástico e de papelão em que o frango comprado vem acondicionado é elevado (aprox. 30 caixas de papelão) e eles poderiam ser reaproveitados. A mistura desses resíduos com outros resíduos molhados impossibilita o seu reaproveitamento. As garrafas de vidro (que não são retornáveis) e as latas de alumínio são vendidas. As garrafas PET são doadas para vizinhos (que aproveitam para envasar desinfetante para posterior venda). O proprietário não sabe como destinar lâmpadas fluorescentes, porém teve informação que elas contém metais pesados e não devem ser descartadas juntamente com os resíduos comuns; por isso, deixas as mesmas armazenadas em uma caixa de papelão em uma área coberta fora da sua residência. As lâmpadas fluorescentes deveriam ser devolvidas para o fabricante para reciclagem e/ou descarte ambientalmente correto. Para uma gestão eficiente dos resíduos é necessário envolver poder público e sociedade. A educação ambiental, incentivada pelo poder público, resultaria em benefícios diretos como o consumo

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responsável e coleta seletiva para favorecer o reaproveitamento e a destinação adequada do que não for passível de reaproveitamento.

5. Considerações Finais O conhecimento da ACV da micro-empresa do setor de bar e restaurante permitiu identificar em quais pontos o serviço pode ter melhorias ambientais. No caso da energia, um planejamento de uso e controle – através da leitura do medidor e cálculo do consumo (potência x tempo de uso) – e a aquisição de equipamentos com selo PROCEL são ações simples que podem contribuir para a atividade se tornar mais sustentável. Em relação aos resíduos, deveriam ser encaminhados para o aterro somente aqueles que não tenham possibilidade de reutilização; além disso, os clientes podem ser incentivados a levarem recipientes para acondicionar os produtos alimentícios que serão consumidos em suas residências, diminuindo a quantidade de embalagem plástica utilizada com essa finalidade. Essas ações podem ser reproduzidas por outros estabelecimentos do mesmo porte e também pelos clientes do Fortaleza Bar. Divulgar o consumo consciente é uma forma de disseminar a cultura da sustentabilidade e a ACV é uma ferramenta exemplar para isso.

6. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040: Gestão ambiental: Avaliação do ciclo de vida: Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2009. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14044: Gestão ambiental: Avaliação do ciclo de vida: Requisitos e orientações. Rio de Janeiro, 2009. BALDWIN, Cheryl et al. Restaurant and food service life cycle assessment and development of a sustainability standard. International Life Cycle Assessment, Washington, v.16, n.1, p.40-49, 2011. BRASIL. Lei nº 12.212, de 20 de janeiro de 2010. Dispõe sobre a Tarifa Social de Energia Elétrica. Disponível em: http://www.planalto.gov.br/ ccivil_03/_Ato2007-2010/2010/Lei/L12212.htm. Acesso em: 24 abr. 2012. GREEN SEAL (2009). Green Seal Standard for Restaurants and Food Services, GS-46. Disponível em:http://www.greenseal.org/Portals/0/Documents/Standards/GS-46/GS-46_Restaurants_and_Food_Services_Standard.pdf. Acesso em: 23 abr. 2012. ROY, Poritosh et al. A review of life cycle assessment (LCA) on some food products. Journal of Food Engineering, Tsukuba, v. 90, n.1, p. 1-10, 2009. SILVA, Ana K. M. da., MOITA NETO, José M. Resíduos sólidos industriais da cidade de Teresina. Revista DAE. Ano LVIII. p. 26-34. jan. 2010. SILVA, Elaine A. da; MOITA NETO, José M.. Logística reversa nas indústrias de plásticos de Teresina-PI: um estudo de viabilidade. Polímeros, São Carlos, v. 21, n. 3, p. 246-251, 2011.

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Método de avaliação de subcategoria em acv social: aplicação para trabalhadores no sabonete de cacau da Natura P. K. S. Ramirez1, L. Petti1, F. Brones2, C. M. L. Ugaya3 1 2 3

Departamento de Economia (DEC), Università degli Studi “G. D’Annunzio”. Natura Inovação e Tecnologia de Produtos Ltda. Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mecânica e de Materiais, Universidade Tecnológica Federal do Paraná.

Em 2009, foi publicado pela UNEP/SETAC o livro “Diretrizes para Avaliação Social de Ciclo de Vida de Produtos” (ACV-S), contudo, sem apresentar soluções para realizar a avaliação de impacto das subcategorias, em virtude da novidade do tema. Este artigo apresenta um Método de Avaliação de Subcategoria (SAM) buscando facilitar e padronizar os estudos de ACV-S na avaliação das subcategorias. SAM inclui as oito subcategorias (liberdade de associação e negociação coletiva, trabalho infantil, trabalho forçado, salário justo, horas trabalhadas, oportunidades iguais e discriminação, saúde e segurança, beneficios e seguridades sociais) relacionadas à parte interessada Trabalhadores da metodologia descrita pela UNEP/ SETAC. O método é baseado na classificação de cada subcategoria em quatro classes (A, B, C e D). Classe A identifica a organização que apresenta um comportamento proativo em relação ao requisito básico, definido para cada subcategoria a partir de acordos internacionais. A Classe B corresponde ao cumprimento do requisito básico, e as Classes C e D identificam as organizações que não cumprem o requisito básico, sendo estas diferenciadas por meio de dados genéricos. SAM foi aplicado ao sabonete de cacau da Natura na parte interessada Trabalhadores, onde se comprovou a viabilidade de avaliar o produto com tal classificação. Futuramente, SAM será estendido a todas as partes interessadas, adaptando o requisito básico a cada subcategoria, para abranger todo o ciclo de vida do produto. 1. Introdução A Avaliação Social do Ciclo de Vida (ACV-S) é uma técnica que visa avaliar os potenciais impactos sociais e sócio-econômicos, tanto positivos como negativos, de produtos/serviços em todo o ciclo de vida (ou seja, do berço ao túmulo) (UNEP/SETAC, 2009). A ACV-S pode ser usada para aumentar o conhecimento das condições sociais no ciclo de vida do produto/serviço, fornecendo informações para os tomadores de decisão e promover a melhoria social (BENOIT et al., 2010). Ao se avaliar impactos sociais usando a ACV-S, a UNEP/SETAC (2009) apresenta duas formas. A primeira atribui os indicadores de inventário (II) aos impactos por meio de caminhos, similar à ACV (ambiental) e a segunda os atribui às partes interessadas, relacionadas a uma lista de subcategorias. As partes interessadas estabelecidas pelos autores são: trabalhadores, comunidade local, sociedade, consumidores e outros atores da cadeia de valor, tendo sido estabelecidas subcategorias que representam aspectos sociais e socioeconômicos relevantes para cada parte interessada (UNEP/SETAC, 2009). Neste caso, os II fornecem informações sobre uma determinada subcategoria, por exemplo, o II respeito dos acordos contratuais relacionado às horas extras é relacionado à subcategoria Horas Trabalhadas. Com relação à avaliação de subcategorias existem publicados dois métodos, o de Dreyer et al. (2010) e o de Ciroth e Franze (2009). O método de Dreyer et al. (2010) foi o primeiro a considerar algumas subcategorieas da metodologia proposta pela UNEP/SETAC (2009), porém se restringe à parte interessada trabalhadores. Já Ciroth e Franze (2009), aperfeiçoado em 2011 (CIROTH e FRANZE, 2011), estenderam para todas as partes interessadas; sem, entretanto estabelecer uma forma objetiva de avaliação.

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Desta forma, o presente trabalho propõe um método de avaliação de subcategoria (SAM), que possa ser aplicado a todas as subcategorias com o objetivo de harmonizar a fase de avaliação em estudos de ACV-S. Neste trabalho apresenta-se o método para a parte interessada trabalhador. Para verificar o método, SAM foi aplicado ao sabonete de cacau da Natura.

2. SAM O Método de Avaliação de Subcategoria (SAM) baseia-se na escala Likert, que expressa um intervalo de expressões positivas e negativas; que permite usar, analisar e interpretar os dados qualitativos recolhidos (LIKERT e HAYES, 1957 apud CARIFO e PERLA, 2007). Normalmente, essa escala varia de 4 a 11 níveis, sendo as mais comuns de 4 e 5. SAM foi elaborado com 4 níveis. No presente trabalho apresenta-se SAM para a parte interessada trabalhadores, que inclui oito subcategorias (liberdade de associação e negociação coletiva, trabalho infantil, trabalho forçado, salário justo, horas trabalhadas, oportunidades iguais e discriminação, saúde e segurança, beneficios e seguridades sociais) conforme UNEP/SETAC (2009). O método consiste na classificação de cada subcategoria em quatro classes (A, B, C e D). Classe A identifica a organização que apresenta um comportamento proativo em relação ao requisito básico, que é definido a partir de acordos internacionais, como por exemplo, as Convenções da Organização Internacional do Trabalho (ILOLEX, 2012). A Classe B corresponde ao cumprimento do requisito básico, e as Classes C e D identificam as organizações que não cumprem o requisito básico, sendo estas diferenciadas por meio de dados da região ou setor (dados genéricos). Por exemplo, ao analisar a subcategoria “Liberdade de associação e negociação coletiva” (vide Tabela 1), o requisito básico consiste em encontrar evidência de que os trabalhadores da organização sejam associados a um sindicato, conforme convenção ILO no. 87 (ILOLEX, 2012). Caso este requisito seja respeitado, a organização é classificada como B. Porém, se a organização em avaliação além de cumprir o requisito básico apresentar um comportamento proativo, por exemplo, influenciando seus fornecedores a adotarem a mesma ação descrita pelo requisito básico, esta será classificada como A. Se, por outro lado, a organização não cumprir o requisito básico, poderá ser classificada como C ou D, dependendo do Worker Rights Score (Pontuação dos Direitos dos Trabalhadores – PDT) do país onde a organização se encontra. O PDT é um indicador usado pelo Cingranelli-Richards (CIRI) Human Rights que inclui o direito de negociação coletiva, o direito a condições mínimas de trabalho, a liberdade de reunião e de associação, incluindo os direitos dos cidadãos de se reunir livremente e se associar com outras pessoas nos partidos políticos, sindicatos, organizações culturais, ou outros grupos (CIRI HUMAN RIGHTS DATASET, 2012). Este indicador varia entre 0 a 4, sendo a pontuação mais baixa considerada como pior situação; e a mais alta pontuação sendo a melhor. Sendo assim, a organização que não atende ao requisito básico em um país com bom PDT, é classificada em D. Caso contrário, em C. Os demais requisitos básicos e as diferenças entre as classes para cada subcategoria da parte interessada Trabalhadores são apresentados na Tabela 1.

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3. Aplicação para o Sabonete de Cacau da Natura O objetivo do estudo é analisar a parte interessada trabalhadores utilizando SAM. O escopo e a unidade funcional considerada: é de auxiliar na limpeza em banhos de uma pessoa ao longo de um ano (considerando um banho ao dia), o que resultou em 10 sabonetes de cacau da Natura de 150g (UGAYA et al., 2011). O estudo é do tipo do berço ao portão, compreendendo os processos de cultivo de cacau cultivo da palma, produção de óleo de palma, produção do noodle (base para o sabonete) e produção do sabonete. Os dados foram coletadospor meio de questionarios aplicados aos processos envolvidos no estudo (producão do cacau, cultivo da palma, ....). O resultado da coleta de dados está apresentado em Ugaya et al. (2011). As fases envolvidas na produção do sabonete foram avaliadas utilisando SAM. Por exemplo, na produção de cacau com relação à subcategoria Liberdade de associação e negociação coletiva constatou-se que muitos dos trabalhadores são sindicalizados; e além do sindicato são associados na cooperativa de cacau orgânico (HABERLAND et al., 2012), resultando em uma classificação A (Tab. 1). Porém na mesma fase, na subcategoria Beneficios e seguridade social, constatou-se a presença de trabalhadores sem carteira assinada, resultando em uma avaliação D. Da mesma forma as outras fases e subcategorias foram avaliadas resultando na Tabela 2. Nota-se que a maior parte das organizações envolvidas no estudo atente ao requisito básico para todas as subcategorias dos Trabalhadores, exceto três organizações: a produção do cacau, o cultivo de palma e a produção de sabonete. Entre estas organizações, a produção do cacau é a que apresenta a pior condição para as subcategorias “Benefícios e seguridade sociais” e “Trabalho Infantil”, sendo classificadas abaixo do requisito básico. Apesar disso, existem elementos de contextualização que indicam uma situação mais favorável do que em outras encontradas localmente. Por exemplo, na subcategoria Trabalho infantil, a produção de cacau foi assim classificada devido ao fato das crianças trabalharem com os pais. Ainda que a legislação nacional não aceite este tipo de trabalho, Assunção e Cruz (2009) afirmam que pode ocorrer em um contexto de tradição de passagem de conhecimento do trabalho no campo de pais para filhos. Já na subcategoria horas trabalhadas, a produção de cacau encontra-se abaixo do requisito básico devido à constatação das horas trabalhadas excederem a media de horas semanais (48 horas, sendo 8 horas em um dia), estabelecido pela Convenção ILO (ILOLEX, 2012). Este excesso, contudo, ocorre em virtude da sazonalidade agrícola, existindo épocas em que as horas trabalhadas são reduzidas. A própria lei trabalhista brasileira estabelece por Lei n. 5.889/73 (BRASIL, 1973), regulamentado pelo Decreto n. 73.626/74 (BRASIL, 1974) “a duração da jornada de trabalho poderá igualmente exceder do limite legal ou convencionado, até o máximo de duas horas, durante o número de dias necessários, para compensar interrupções do trabalho decorrentes de causas acidentais ou de força maior, desde que a jornada diária não exceda de dez horas”, sendo que a prorrogação não exceda 45 dias por ano. Por esta específica informação não estar presente nos questionários aplicados (UGAYA e CORREA, 2011), optou-se por avaliar abaixo do requisito básico para não correr o risco que esta prática exceda os 45 dias/ano.

Salario Justo

O país tem um “PIB com base no poder de paridade de compra dividido pela população” maior que o “living wage x fator de conversao do poder de paridade de compra”

“PIB com base no poder de paridade de compra dividido pela população” definido pelo Banco Mundial (WORLD BANK a, 2012). “Living wage” definido em taxa horaria pelo Grupo Responsavel pela Politica de Compras (THE LIVING WAGE FOUNDATION, 2012).“Fator de conversão do poder de paridade de compra” definido pelo Banco Mundial (WORLD BANK b, 2012).. “living wage x fator de conversao do poder de paridade de compra” é baseado no conceito de living wage, considerando uma media de horas semanais trabalhadas (39,4), 4 semanas, 12 meses, 13 salário e férias. Este valor foi convertido para a moeda do país em estudo e multiplicado pelo “fator de conversao do poder de paridade de compra”.

O país tem um “PIB com base no poder de pariSalário do trabalhador é dade de compra dividido igual ao salario minimo do pela população” menor país/setor onde a organique o “living wage x fator zação se encontra de conversao do poder de paridade de compra”

A organização apresenta A organização apresenta O requisito básico é baseado na Convenção ILO 29 evidência de trabalho A organização não apreevidência de trabalho e 105 (ILOLEX, 2012). Existencia de trabalho forçasenta evidencia de uso de forçado e o país onde se forçado e o país onde se do no pais dados disponiveis: GreenDeltaTC Social trabalho forçado localiza a organização localiza a organização não LCA database 2011. existe trabalho forçado existe trabalho forçado

Trabalho forçado

Informações Adicionais

Trabalho infantil

Classe D

Paises desenvolvidos (ida- A organização apresenta A organização apresenta evidência de trabalho evidência de trabalho de minima para admissão O requisito básico é baseado na Convenção ILO 138 infantil que são definidos infantil, mas estes não ao emprego 15 anos) Pai(ILOLEX, 2012). Piores casos de trabalho infantil como piores casos de ses em desenvolvimento e se encaixam nos piores definidos na Convenção ILO 182 e Recomendação trabalho infantil ou as menos desenvolvidos (ida- casos de trabalho infantil; 190(ILOLEX, 2012). de minima para admissão e as criaças que trabalham criaças que trabalham não frequentam a escola frequentam a escola ao emprego 14 anos)

Classe C

O requisito basico é baseado na Convenção ILO organização apresenta PDT do país onde a organi- PDT do país onde a organi- 87 (ILOLEX, 2012). PDT é um indicador usado pelo evidência que os trabalhazação se localiza encon- zação se localiza encontra- Cingranelli-Richards (CIRI) (CIRI HUMAN RIGHTS dores são associados a tra-se no intervalo [0;2.9] se no intervalo [3;4] DATASET, 2012). Dados disponiveis: GreenDeltaTC um sindicato Social LCA database 2011.

Requiso básico

Liberdade de associação e negociação coletiva

Subcategorias

Tabela 1: Classificaçao das subcategorias de acordo com SAM.

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A média de horas semanais trabalhadas é maior que 48 e menor que a media de horas semanais trabalhadas para o setor/ país A organização apresenta evidência de discriminação e o país onde se localiza a organização possui um “GEI score” menor que 50 Acidentes de trabalho da organização (taxas de acidentes fatais e acidentes ocupacionais A organização respeita a fatais) são maiores que Saude e segulei nacional com relação a os acidentes de trabarança saúde e segurança lho do país/setor (taxas de acidentes fatais e acidentes ocupacionais fatais), onde se situa a organização Países com sistema público de saúde (aposentadoria, benificio deficiência, beneficio dependentes, beneficio sobreviventes, licença maternidade/ paternidade remunerada, licença doenBeneficios e ça remunerada, educação A organização cumpre ao seguridade e treinamento). Países com menos 2 itens do requisisociais sistema de saúde público to básico -privada ou sistema privado (beneficios de paises com sistema público de saúde + seguro médico/seguro dental/seguro paramédico/ medicina preventiva/seguro salário)

Os trabalhadores possuem uma media de horas Horas trabasemanais trabalhadas lhadas igual a 48 e 8 horas em um dia. Ou limites de acordo com a lei nacional. A organização possui um sistema de gestão, politica Oportunidade ou açoes para evitar a iguais e discridiscriminação e promove minação oportunidades iguais para os trabalhadores

O requisito básico é baseado na Convenção ILO 115 e 161 (ILOLEX, 2012). “Taxas de acidentes fatais e acidentes ocupacionais fatais” definiçao LABORSTA (2012), dados disponiveis: GreenDeltaTC Social LCA database 2011.

O requisito básico é baseado na Convenção ILO 130, 134, 128, 121, 168, 118, 157, 183 (ILOLEX, 2012).

A organização não cumpre nenhum item do requisito básico ou a organização possui trabalhadores sem um contrato de trabalho

O requisito básico é baseado na Convenção ILO 100, 111 e 169 (ILOLEX, 2012). “Gender Equity Index” (GEI) é um indice que mede a partecipação a mulher no mercado do trabalho (GENDER EQUITY INDEX, 2012)

O requisito básico é baseado na Convenção ILO 1, 30 e Recomendação 116 (ILOLEX, 2012). A media de horas semanais trabalhadas por países, dados disponiveis: GreenDeltaTC Social LCA database 2011.

Acidentes de trabalho da organização (taxas de acidentes fatais e acidentes ocupacionais fatais) são iguais ou menores que os acidentes de trabalho do país/setor (taxas de acidentes fatais e acidentes ocupacionais fatais), onde se situa a organização

A média de horas semanais trabalhadas é maior que 48 e maior que a media de horas semanais trabalhadas para o setor/ país A organização apresenta evidência de discriminação e o país onde se localiza a organização possui um “GEI score” igual ou maior que 50

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Tabela 2: Aplicação do SAM para a produção de sabonete de cacau da Natura. Subcategorias

Produção cacau

Cultivo palma/ Produção oleo da palma

Produção manteiga de cacau

Produção sabonete

Liberdade de associação e negociação coletiva

A

B

A

C

Trabalho infantil

C

B

B

B

Trabalho forçado

B

B

B

B

Salario Justo

B

B

B

B

Horas trabalhadas

C

B

A

B

Oportunidades iguais e discriminação

B

B

B

B

Saude e segurança

B

A

A

A

Beneficios e seguridade sociais

D

B

A

B

4. Conclusão A aplicação do SAM ao sabonete de cacau evidencia claramente em quais fases e subcategorias os requisitos básicos foram alcançados e em quais não, facilitando a compreensão dos pontos fortes e fracos de cada fase do produto. Esta aplicação também comprova a facilidade com a qual o SAM transforma dados qualitativos em informações objetivas que auxiliam em uma visão geral do produto. Em futuro, SAM incluirá as subcategorias e partes interessadas restantes da metodologia da UNEP/SETAC, adaptando o requisito básico para cada um deles. Observou-se, contudo, que nem todos os elementos de regionalização e contextualização de situações particulares são absorvidos pelo método, especialmente na agricultura familiar. Isto se deve ao fato de que o método tem como base a avaliação das práticas organizacionais em relação a acordos internacionais e/ou leis nacionais, o que contribui para a objetividade do método, mas ao mesmo tempo restringindo-o, em virtude de não possibilitar sutis contribuições. Outra restrição está em absorver a diferenciação da estrutura organizacional entre grandes organizações, médias e estruturas familiares. Isto pode ser atribuido a própria metodologia da UNEP/SETAC, que se baseia em medidas implementadas a grandes organizações devido aos seus recursos e influencia. Estas limitações ficaram evidentes na aplicação na produção de cacau, realizada por uma empresa de estrutura familiar. Apesar de esta apresentar baixo desempenho social de acordo com SAM, a situação para os trabalhadores é mais favorável do que em outras encontradas localmente. Situação assegurada por meio do contrato de fornecimento com a Natura, que contribuiu para uma renda segura a estes trabalhadores. Esta ação da Natura é bem vista por estes agricultores, pois nas entrevistas elas são muito receptivas com relação a

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Natura. Provavelmente, sem o projeto com a Natura do cacau organico, esta empresa apresentasse um desempenho social ainda pior, pois estaria sujeito a concorrencia do mercado tradicional. Uma solução para este limite no método seria encontrar outro requisito básico que fosse capaz de ao mesmo tempo ser objetivo na avaliação, capaz de avaliar sutis diferenças entre práticas organizacionais e também englobar a especificidade que a prática rural requer ou então avaliar as consequências das ações, por meio da comparação da situação anterior e posterior à ação efetuada.

5. Referências ASSUNÇÃO, Ada Ávila, CRUZ, Maria Núbia Alves. A prática do trabalho infantil entre beneficiários de programas de transferência de renda: necessidade e tradição familiar. Trabalho & Educação, v.18, n.1 p. 9-25, 2009. BENOIT, Catherine et al. The guidelines for social life cycle assessment of products: just in time! International Journal of Life Cycle Assessment, v. 15, n.2, p. 156 – 163, 2010. BRASIL. Lei nº 5.889, de 08 de junho de 1973. Estatui normas reguladoras do trabalho rural. Diário Oficial [da] República Federativa do Brasil, Brasília, DF, 11 jun. 1973. BRASIL. Decreto nº 73.626, de 12 de fevereiro de 1974. Aprova Regulamento da Lei número 5.889, de 8 de junho de 1973. Diário Oficial [da] República Federativa do Brasil, Brasília, DF, 13 fev. 1974. CARIFO, James, PERLA Rocco. Ten common misunderstandings, misconceptions, persistent myths and urban legends about likert scales and likert response formats and their antidotes. Journal of Social Sciences, v. 3, n.3, p.106-116, 2007. CIRI HUMAN RIGHTS DATASET. Disponível em: . Acesso em: 10 jan. 2012. CIROTH, Andreas, FRANZE, Juliane. Social Life Cycle Assessment of Roses - a Comparison of Cut Roses from Ecuador and the Netherlands. In: LIFE CYCLE ASSESSMENT CONFERENCE IX, 2009, Boston. Toward the global life cycle economy. Boston: joint North American LCA conference, 2009.p.87. CIROTH, Andreas, FRANZE, Juliane. LCA of an Ecolabeled Notebook: Consideration of Social and Environmental Impacts along the entire Life Cycle. Berlin GreenDeltaTC GmbH, 2011. 424p. DREYER, Louise, HAUSCHILD, Michael, SCHIERBECK, J Jens. Characterization of social impacts in LCA. Part 1: development of indicators for labour rights. International Journal of Life Cycle Assessment, v. 15, n. 3, p. 247–259, 2010. GENDER EQUITY INDEX. Disponível em: . Acesso em: 10 jan. 2012. Haberland, N.T., Lange, M., Brones,F. e Ugaya,C.M.L. (2012) Inventário Social do Ciclo de Vida do Sabonete em Barras de Cacau da Natura Cosméticos: avaliação do método de coleta de dados. III Congresso Brasileiro de Gestão do Ciclo de Vida. (em avaliação). Maringá. Brasil. ILOLEX. Database of International Labour Standards. Disponível em: . Acesso em: 10 jan. 2012. LABORSTA. International Labour Office database on labour statistics operated by the ILO Department of Statistics. Disponível em: < http:// laborsta.ilo.org/>. Acesso em: 10 jan. 2012. THE LIVING WAGE FOUNDATION. Disponível em: < http://www.citizensuk.org/campaigns/living-wage-campaign/the-living-wage-foundation/ >. Acesso em: 10 jan. 2012. UGAYA, Cassia Maria Lie, BRONES, Fabien, CORREA, Silvia. S-LCA: Preliminary results of Natura’s cocoa soap bar. In: LIFE CYCLE MANAGEMENT CONFERENCE LCM 2011, 2011, Berlim. Towards Life Cycle Sustainability Management. Proceedings do LCM 2011, 2011. UNEP/SETAC. Life Cycle Initiative. Guidelines for Social Life Cycle Assessment of products, 2009. WORLD BANK a. GDP ranking, PPP based. Disponível em: . Acesso em: 10 jan. 2012. WORLD BANK b. PPP conversion factor. Disponível em: . Acesso em: 10 jan. 2012.

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Metodologias de avaliação de impacto de ciclo de vida (AICV): discussão comparativa C. Bueno1, N. C. Mendes2, A. R. Ometto2, J. A. Rossignolo3 1 2 3

Instituto de Arquitetura e Urbanismo – IAU USP. Departamento de Engenharia de Produção – EESC USP. Faculdade de Zootecnia e Engenharia de Alimentos – FZEA USP.

Diante da necessidade de uma análise mais completa e comparativa dos métodos de Avaliação de Impacto de Ciclo de Vida (AICV) existentes, o objetivo deste trabalho é promover o levantamento das principais metodologias e apresentar uma análise comparativa inicial com enfoque em suas características avaliativas, através da qual seja possível obter-se um panorama geral da aplicabilidade de tais metodologias de AICV e, assim, se obter subsídios de embasamento para o futuro desenvolvimento de uma metodologia adaptada ao contexto brasileiro. As metodologias foram classificadas de acordo com o seu contexto de criação, abrangência de aplicação e categorias de impacto, métodos de normalização e ponderação de dados. Os resultados indicam que a temática das categorias presentes numa determinada metodologia está diretamente ligada ao nível de avaliação (midpoint ou endpoint) e ao contexto de criação desta. As metodologias, de forma geral são direcionadas para contextos regionais específicos e a maioria de suas categorias de impacto tem abrangência de aplicação regional/local, com exceção das categorias globais por definição, o que limita a sua abrangência de aplicação em diferentes localidades do mundo. Métodos como EPS 2000 e CML 2002 buscam a globalização da abrangência de aplicação de suas categorias de impacto, enquanto o desenvolvimento do EDIP 2003 demonstra uma maior regionalização das categorias, em relação à sua versão anterior. 1. Introdução Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), de acordo com a NBR ISO 14040 (ABNT, 2008), é a compilação e a avaliação das entradas, das saídas e dos impactos ambientais potenciais de um sistema de produto ao longo de seu ciclo de vida. A fase de avaliação de impacto do ciclo de vida (AICV) é a terceira fase da ACV e tem como objetivo, segundo NBR ISO 14044 (ABNT, 2009), avaliar o sistema de produto sob uma perspectiva ambiental, com o uso de categorias de impacto e de indicadores de categoria associados aos resultados do Inventário de Ciclo de Vida (ICV). Para Udo de Haes et al. (2002), esta fase avalia a significância das intervenções ambientais contidas no inventário do ciclo de vida.Segundo a NBR 14044 (ABNT, 2009), as etapas obrigatórias da avaliação de impacto do ciclo de vida são: a) seleção das categorias de impactos; b) classificação dos aspectos nos impactos, de acordo com sua importância; e c) caracterização pela valoração do aspecto, de acordo com sua magnitude em relação ao impacto. Adicionalmente, há os elementos opcionais para a normalização, o agrupamento e a ponderação dos resultados dos indicadores e técnicas de análise da qualidade dos dados. O nível de detalhes, a escolha dos impactos avaliados e os métodos dependem do objetivo e do escopo do estudo. As normas NBR ISO 14040 (ABNT, 2008) e NBR ISO 14044 (ABNT, 2009) indicam a estrutura metodológica geral das fases para a realização da ACV. Contudo, não indicam os métodos para a realização do estudo. Diante da necessidade de uma análise mais completa e comparativa dos métodos de AICV existentes, este estudo auxiliará a geração de conhecimento científico para a gestão ambiental do ciclo de vida do produto e da aplicação de sua principal técnica (ACV), a partir do levantamento e discussão comparativa inicial das principais metodologias de AICV.

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2. Objetivos O objetivo deste trabalho é promover o levantamento das principais metodologias de Avaliação de Impacto de Ciclo de Vida (AICV) e apresentar uma análise comparativa inicial com enfoque em suas características avaliativas, como contexto de criação, abrangência de aplicação e principais categorias de impacto abordadas, métodos de normalização e ponderação de dados. O intuito é o desenvolvimento de uma discussão comparativa através da qual seja possível obter-se um panorama geral da aplicabilidade de tais metodologias de AICV e, assim, se obter subsídios de embasamento para o futuro desenvolvimento de uma metodologia adaptada ao contexto brasileiro.

3. Metodologia para análise comparativa De acordo com o objetivo deste trabalho, os procedimentos metodológicos utilizados podem ser divididos em três etapas principais, sendo elas: • Levantamento bibliográfico dos principais métodos de AICV, baseado no International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook (JOINT RESEARCH CENTRE OF THE EUROPEAN COMMISSION, 2010b), com enfoque em suas características de avaliação, como contexto de criação, embasamento científico, nível de impactos avaliados (metodologia midpoint ou endpoint) e principais fatores e indicadores de impacto abordados; • Sintetização das metodologias de AICV estudadas, classificando-as de acordo com os parâmetros enfocados na fase anterior de revisão bibliográfica; • Discussão comparativa das metodologias de AICV estudadas, estruturada sobre as características enfocadas nas fases anteriores de revisão bibliográfica e sintetização. As principais metodologias de AICV a serem abordadas neste trabalho são: Eco-indicator 99, EDIP, EPS 2000, (Dutch) Handbook on LCA (CML 2002), Impact (2002)+, LIME, Swiss Ecoscarcity (Ecopoints 2006), TRACI, ReCiPe, MEEuP.

4. Discussão comparativa das metodologias estudadas Existem hoje mais de 50 modelos de ACV disponíveis na Europa (EPLCA, 2010). São técnicas específicas referentes aos impactos ambientais que integram o escopo das avaliações efetuadas nestas regiões. Os principais métodos amplamente utilizados na fase de avaliação de impactos da ACV são: Eco Indicator 99, EDIP 97, EDIP 2003, (Dutch) Handbook on LCA (CML2002), TRACI, EPS 2000, Impact 2002(+), LIME, Swiss Ecoscarcity (Ecopoints 2006), ReCiPe e MEEuP. Esses métodos são majoritariamente desenvolvidos dentro do escopo regional europeu. No entanto, verifica-se a existência de esforços no sentido de ampliar o escopo de aplicação deste instrumento, considerando as diferenças espaciais regionais dos demais ambientes mundiais. As principais características das metodologias de AICV existentes estudadas neste trabalho foram classificadas de acordo com os seguintes parâmetros metodológicos:

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• Nível de Avaliação de Impacto: Atribuição de níveis de avaliação de impacto midpoint, endpoint ou híbrido (midpoint+endpoint) às categorias de impacto abordadas por cada metodologia. • Abrangência de aplicação: Determinação da abrangência do escopo geográfico/ regional para o qual uma determinada categoria de impacto de uma metodologia específica estudada foi criada; • Metodologia de Normalização: Descrição da metodologia de normalização apresentada para o método de AICV; • Metodologia de Ponderação: Descrição da metodologia de ponderação apresentada para o método de AICV; • Categorias de impacto: Comparação entre as categorias de impacto abordadas pela metodologia. O primeiro agrupamento que pode ser realizado entre as metodologias de AICV estudadas é referente ao nível de avaliação midpoint e endpoint. Neste estudo, optou-se por definir tal nível de avaliação por categoria de impacto, uma vez que algumas metodologias apresentam uma característica híbrida, ou seja, a junção de avaliações midpoint e endpoint. Das metodologias apresentadas, CML 2002, EDIP 97-2003, MEEuP e TRACI constituem o grupo das metodologias de avaliação midpoint. Outra vertente constitui as metodologias de avaliação endpoint, este grupo é composto pelos métodos Eco-indicator 99 e EPS 2000. Um terceiro grupo é composto por metodologias híbridas, nas quais as categorias combinam as avaliações de potenciais de impacto de ponto médio e de avaliação de danos. Neste grupo estão o método LIME, Impact 2002, ReCiPe e Swiss Ecoscarcity 06. Quanto ao contexto de criação das metodologias, com exceção da metodologia LIME, direcionada inteiramente ao contexto japonês, e da metodologia TRACI desenvolvida tomando como base as características ambientais da América do Norte, mais especificamente os Estados Unidos para algumas categorias locais, todas as demais metodologias foram desenvolvidas por países da Europa. Uma nuance importante de tais metodologias observada neste trabalho se refere à abrangência de aplicação das categorias de impacto, também chamada de validade regional pelo ILCD Handbook (JOINT RESEARCH CENTRE OF THE EUROPEAN COMMISSION, 2010b). Algumas metodologias assumem ser direcionadas para contextos regionais específicos, como é o caso das metodologias LIME (Japão), MEEuP e ReCiPe (União Européia), Eco-Indicator 99 (Europa, com categorias específicas para Holanda e Suíça), Swiss Ecoscarcity 06 (Suíça) e TRACI (Estados Unidos/América do Norte). Para essas metodologias todas as categorias de impacto têm abrangência de aplicação regional/ local, com exceção daquelas categorias globais por definição como aquecimento global, destruição da camada de ozônio e consumo de recursos não renováveis, sendo que algumas dessas metodologias consideram inclusive o consumo de recursos não renováveis como categoria de validade regional. A metodologia Impact 2002+ tem a maioria de suas categorias medidas pelos danos causados levando em consideração a Europa, no entanto, já apresenta uma tentativa de globalização das categorias referentes à toxicidade humana, efeitos respiratórios e radiação ionizante, as quais na grande maioria dos métodos apresentam aplicação local. Outras metodologias, notavelmente uma de nível de avaliação endpoint, a EPS 2000, e outra de avaliação midpoint, a CML 2002, buscam uma maior globalização da validade regional de suas categorias de impacto, com exceção das categorias parcela de extinção de

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espécies (do método EPS 2000) e formação de foto-oxidantes e acidificação (do método CML 2002). O fato de apenas essas categorias serem mantidas como “regionais” em metodologias quase inteiramente de validade global, chama a atenção sobre as possibilidades e fragilidades de globalização de tais categorias. A metodologia EDIP apresenta validade global para todos os impactos em sua primeira versão (WENZEL et al, 1997), no entanto, no novo desenvolvimento do método, no ano de 2003, a maioria das categorias se apresenta com aplicabilidade direcionada à Europa, demonstrando uma regionalização da AICV. Tal trajetória de desenvolvimento pode demonstrar a necessidade de avaliação de alguns impactos regionalmente, de modo a obter-se uma maior precisão nos resultados. Quanto às metodologias de normalização e ponderação, não há um consenso, dentre as metodologias, sobre métodos de normalização e ponderação padrão. A maioria dos métodos apresentados desenvolvem alguma metodologia própria de normalização, com exceção de EPS2000, MEEuP e TRACI. Na metodologia LIME a normalização não é apresentada por não se fazer necessária, uma vez que a monetização é aplicada ao nível endpoint. Em relação à ponderação, esta também é abordada pela maioria das metodologias, não sendo desenvolvida apenas pelo CML2002, Impact 2002+, MEEuP e TRACI. Para maiores detalhes pode-se consultar a bibliografia de embasamento de cada metodologia de AICV de forma específica. Finalmente, no que se refere às categorias de impacto abordadas por cada uma das metodologias, podemos notar que a temática das categorias presentes numa determinada metodologia está diretamente ligada ao nível de avaliação (midpoint ou endpoint) e ao contexto de criação desta. Isso acontece porque as temáticas abordadas refletem, na maioria das vezes, as áreas consideradas de maior sensibilidade ambiental para o contexto de criação da metodologia. As categorias referentes ao potencial de impacto para mudanças climáticas (ou aquecimento global) e destruição da camada de ozônio estão presentes em todas as metodologias estudadas, com exceção da metodologia EPS 2000, onde apenas potenciais de danos às áreas de proteção são abordados. O mesmo acontece com as categorias acidificação e eutrofização, as quais apenas não são abordadas pelas metodologias EPS 2000 e Swiss Ecoscarcity 06. Em relação ao potencial de impacto para formação de foto-oxidantes, este não é abordado pelas metodologias Eco-Indicator 99, EPS 2000 e TRACI e a categoria ecotoxicidade não é avaliada pelas metodologias EPS 2000, MEEuP e Swiss Ecoscarcity 06. O potencial de impacto para toxicidade humana demonstra diferentes abordagens dentre as metodologias estudadas. É avaliada em nível intermediário (direto) pelas metodologias CML, EDIP, Impact 2002+, LIME e ReCiPe. No entanto, em outras metodologias predominantemente endpoint como Eco-Indicator 99, EPS 2000, TRACI, MEEuP e Swiss Ecoscarcity 06, esta categoria é avaliada do ponto de vista do potencial de danos às áreas de proteção. Questões referentes ao consumo de recursos e geração de resíduos são abordadas por todas as metodologias estudadas. Nas metodologias de avaliação midpoint o consumo de recursos, assim como a geração de resíduos, são tratados na forma de quantificação direta através dos fluxos de inventário. Nas metodologias endpoint, tais questões são abordadas sob o ponto de vista de seus danos potenciais, como o esgotamento de recursos e conseqüências ambientais potenciais da disposição de resíduos sólidos. As problemáticas ambientais relacionadas ao uso do solo são abordadas por categorias de impacto em metodologias de AICV como CML 2002, Eco-Indicator 99, Impact 2000+, LIME, ReCiPe e Swiss Ecoscarcity 06.

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Dessa forma, podemos notar pela discussão das características das metodologias de AICV que essas variam bastante, conferindo a tais metodologias um grande potencial de interferência dos resultados finais da AICV.

5. Considerações finais As metodologias apresentadas nesse trabalho foram criadas tomando em consideração escopos regionais específicos, o que limita a sua abrangência de aplicação em diferentes localidades. No entanto, para trabalhos de ACV no Brasil, a utilização de metodologias desenvolvidas para outros contextos regionais, principalmente europeus, ainda é prática corrente, tendo em vista que ainda não há nenhuma metodologia de AICV desenvolvida ou adaptada ao contexto brasileiro. Uma análise mais completa dessas metodologias, baseada em critérios comparativos como contexto de criação, categorias abordadas e, principalmente, abrangência de aplicação, permite a identificação de fragilidades quanto à globalização da aplicação de algumas categorias e demonstra a necessidade de avaliação de alguns impactos regionais, de modo mais preciso, para outras. Ressalta-se a necessidade de avaliar quais os parâmetros utilizados em cada método para globalizar ou regionalizar a aplicação de suas categorias, a fim de encontrar lacunas e possibilidades de aplicação em diferentes escopos e viabilizar a criação de parâmetros que representem o contexto brasileiro. Deve-se destacar que a existência de métodos que abordem categorias mais específicas, além das tradicionais, representa a possibilidade de desenvolvimento de modelos direcionados ao estudo de características particulares ao Brasil, referentes ao uso e ocupação do solo, erosão, biocombustíveis e efeitos da biodiversidade. Ainda sob a perspectiva de adaptação de uma metodologia ao contexto brasileiro, um bom exemplo a ser seguido é o da metodologia EDIP. Esta metodologia sofreu uma transformação na abrangência de aplicação de suas categorias de impacto de global para regional e os parâmetros utilizados para tal regionalização podem ser usados como roteiro para o direcionamento desta mesma metolodogia em sua forma inicial, global, para o contexto brasileiro. Outro exemplo interessante a ser considerado de forma mais aprofundada é o da metodologia ReCiPe. Tomando como base as metodologias CML 2002 e Eco-indicador 99, essa metodologia busca o ponto ótimo da combinação de avaliação midpoint e endpoint de forma a criar uma metodologia única que atenda aos mais variados objetivos. É também um bom exemplo de estruturação de nível avaliativo das categorias a ser considerado no desenvolvimento de uma metodologia direcionada ao contexto brasileiro. Assim, este trabalho buscou avaliar comparativamente tais metodologias, de forma a criar embasamento científico sobre as possibilidades de adaptação de uma ou mais metodologias combinadas para aplicação no escopo regional específico brasileiro, buscando contribuir para o panorama nacional de desenvolvimento de estudos de ACV.

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6. Referências ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR ISO 14040 – Gestão Ambiental - Avaliação do Ciclo de Vida: princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2008. _________ NBR ISO 14044 – Gestão Ambiental – Avaliação do ciclo de vida: requisitos e orientações. Rio de Janeiro, 2009. EUROPEAN PLATFORM ON LIFE CYCLE ASSESSMENT (EPLCA). List of tools: Internet site developed by the European Commission. Direction Generale. Joint Research Centre. Institute for Environment and Sustainability, 2010. http://lca.jrc.ec.europa.eu/lcainfohub/toolList. vm (accessed in April 2010). Joint Research Centre of the European Commission. International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook - General guide for Life Cycle Assessment - Detailed guidance. 2010a. _________ International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook – Analysis of existing Environmental Impact Assessment Methodologies for use in Life Cycle Assessment – Background document. 2010b. UDO DE HAES, H. A. et al., editor. Life-Cycle Impact Assessment: Striving towards Best Practice. Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC). ISBN 1-880611-54-6, 2002. WENZEL, H., HAUSCHILD, M.Z. and ALTING, L.: Environmental assessment of products. Vol. 1 - Methodology, tools, techniques and case studies, 544 pp. Chapman & Hall, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA. ISBN 0 412 80800 5. United Kingdom, 1997.

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Mitigação de gases de efeito estufa, mdl, suinocultura e produção de energia: o caso de santa catarina L. Deutsch1, T. Ludewigs2 1 2

Departamento de Engenharia Mecânica, Universidade de Brasília. Campus Universitário Darcy Ribeiro. Centro de Desenvolvimento Sustentável, Universidade de Brasília Campus Universitário Darcy Ribeiro.

Santa Catarina concentra 51% do rebanho suíno brasileiro, um dos maiores do mundo. A concentração de animais e dejetos gera importantes impactos sobre o meio ambiente, como a emissão de gases de efeito estufa, a contaminação do solo, de corpos hídricos e o mau cheiro, entre outros. Mecanismos de Desenvolvimento Limpo são instrumentos estabelecidos pelo Protocolo de Kyoto para permitir a compra de créditos de carbono como compensação pela emissão de gases de efeito estufa. Esse instrumento foi aplicado para viabilizar o Projeto 3S – Suinocultura Sustentável Sadia, voltado para a mitigação de impactos sociais e ambientais da suinocultura no sul do Brasil. Esse projeto propôs um manejo mais adequado dos dejetos suínos, a redução na liberação na atmosfera de gases nocivos, a geração de calor a partir da queima de gás metano, a produção de fertilizante natural e de eletricidade para venda aos concessionários locais de energia. Foram identificados os elementos motivadores do Projeto 3S, seu processo de implantação e tecnologias envolvidas, o estágio atual e as suas conseqüências para a suinocultura brasileira. A análise mostrou avanços significativos na gestão de resíduos, o que contribuiu para a melhoria na qualidade de vida das regiões produtoras. Questões de escala, controle social e fidelização de produtores precisam ser melhor encaminhadas. 1. Dejetos animais e biodigestores A literatura científica inclui inúmeras referências sobre impactos ambientais decorrentes de atividades agrícolas ou da criação de animais (FAO, 2006; Banco Mundial, 2010), áreas que vem sofrendo forte pressão em decorrência do aumento da demanda, intensificando problemas ambientais pelo uso de insumos sintéticos e pelo manejo inadequado de resíduos. A concentração geográfica e o uso de técnicas de confinamento na produção animal levam ao acúmulo da produção de dejetos, que perdem sua utilidade histórica, uma vez que são cada vez menos utilizados como fertilizantes nas lavouras, no que era antes um ciclo fechado nas unidades produtivas de pequena escala (Guivant et al., 1999). O manejo inadequado e a concentração de dejetos provocam emissão de gases de efeito estufa, contaminação de corpos hídricos, mau cheiro, proliferação de insetos, impactos sobre a saúde e na autoestima dos produtores e nas comunidades próximas aos empreendimentos. A criação de suínos tem alto potencial para a produção de metano, sendo que Gaspar (2003) destaca que uma tonelada de dejetos suínos pode produzir até 560 m3 desse gás. Cada suíno produz, em média, 5,8kg de resíduos/dia, e considerando o plantel brasileiro, estimado em mais de 38 milhões de cabeças, chegamos a 220 mil toneladas de biomassa que poderia ser aproveitada para as mais diversas finalidades (Dartora et al., 1998). Serdá et al. (2010) afirma que no Brasil esses dejetos são geralmente manejados na forma líquida com o uso de esterqueiras, onde ocorre um processo de degradação da matéria orgânica a partir da fermentação anaeróbica, que tem como um dos seus produtos finais o gás metano, o que contribui fortemente para o efeito estufa. A Agência de Proteção Ambiental norte-americana estimou que 14% da emissão global de gás metano têm origem em atividades relacionadas à produção animal (Angonese et al., 2007). Já a FAO (2006) aponta que 18% das emissões de gases de efeito estufa são atribuíveis (apenas) à fermentação entérica de ruminantes. Países

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como Índia e China comprovaram que o uso de biodigestores promove a sustentabilidade do sistema produtivo agrícola, com a utilização do biogás gerado no processo fermentativo em substituição à energia elétrica para iluminação e do GLP em fogões e aquecedores, além da produção de biofertilizante rico em nitrogênio, isento de bactérias patogênicas e sementes de ervas daninhas (Tarrento et al., 2006), mas essas tecnologias podem ser complexas e de alto custo, inviabilizando seu acesso para pequenos e médios produtores. Iniciativas para implantação de biodigestores implicam em apoio governamental e privado, levando financiamento e treinamento diretamente aos produtores. O rebanho suíno brasileiro é um dos maiores do mundo (Minas Gerais, 2011), e 51% deste plantel concentra-se na região sul (Marques et al., 2007). É uma atividade particularmente importante em pequenas e médias propriedades, que adotam sistemas de confinamento (Bordin et al., 2005). O mercado interno é o principal consumidor desse produto, absorvendo em 2010 até 83% da oferta, mas ainda com um volume per capita menor que o potencial de consumo, estimado em 15 kg por habitante (ABIPECS, 2010). Somado a crescente exportação, isso mostra o potencial da atividade suinícola. Na forma como se encontra hoje, a suinocultura brasileira não é uma atividade sustentável, pelos fortes impactos ambientais e sociais que provoca, principalmente a partir do manejo inadequado de dejetos (Cavasin et al., 2004).

2. Mecanismo de Desenvolvimento Limpo Entre os objetivos do Protocolo de Kyoto está a redução em 5.2% nas emissões de gases de efeito estufa – GEE pelos 39 países que compõem o seu Anexo 01, no período de 2008-2012, tomando-se por base os níveis globais de 1990. Uma das formas de se atingir esse objetivo é o chamado Mecanismo de Desenvolvimento Limpo – MDL, que permite àqueles países alcançarem suas metas investindo em projetos de redução de emissões que busquem o desenvolvimento sustentável em países menos desenvolvidos. O Brasil é forte candidato para receber parte significativa desses projetos, beneficiando-se com o acesso a tecnologias mais avançadas e investimentos, com a conseqüente melhoria das condições ambientais (Marques et al., 2007). Trata-se também do único mecanismo de flexibilização previsto pelo Protocolo de Kyoto do qual o Brasil pode participar (Gonçalves, 2008). Até 2008, 3.219 projetos de MDL encontravam-se em alguma fase do ciclo de aprovação, e o Brasil detinha o 3º lugar em número de projetos, com 280 (9%), sendo que a China estava em 1º lugar, com 1.110, e em 2º lugar encontrava-se a Índia, com 901. 64% dos projetos brasileiros têm foco na área de geração de energia elétrica e de suinocultura (Marques et al., 2007).

3. Projeto 3S – Suinocultura Sustentável Sadia Segundo Boechat et al. (2007), a empresa Sadia S.A. foi fundada em 1944 e é uma das principais produtoras mundiais de alimentos resfriados e congelados. Com mais de 40000 empregados e 12 plantas industriais, produz mais de 1,3 milhões de toneladas de proteínas baseadas em produtos derivados de frango, peru, carne suína e bovina. É o principal exportador brasileiro de produtos de carne. A empresa tem mais de 10000 fornecedores, sendo que 3500 são produtores de suínos. Destes, a Sadia considera aqueles com 1000 ou mais animais como grandes produtores, com 600 a 1000 médios produtores e os demais como pequenos produtores. 90% dos fornecedores estão enquadrados como pequenos ou médios, e enfrentam desafios sociais e ambientais que a Sadia considera que possam ser transferidos como passivos para a empresa. Em 2004 a empresa fundou o Instituto Sadia de Sustentabilidade, para suportar, entre

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outras iniciativas, o projeto 3S – Suinocultura Sustentável Sadia. Concebido para ajudar os produtores de suínos na redução das emissões de gases de efeito estufa e na mitigação de impactos socioambientais, visa instituir a sustentabilidade na cadeia de suprimentos da empresa. A redução de emissões qualifica o programa para o MDL, sendo que o Instituto Sadia fica responsável pela venda dos créditos de carbono.

3.1 Motivadores para o Projeto 3S As seguintes linhas de atuação para o projeto foram desenvolvidas: » Eliminação de resíduos: a maioria dos produtores não tinha licença ambiental para o tratamento dos resíduos, pelo custo ou por desconhecimento. Era prática comum para os pequenos produtores a eliminação dos dejetos diretamente no solo e em nascentes; » Desafio social: a produção de suínos tem limitado potencial de receita para pequenos e médios produtores, tornando-os dependentes de grandes empresas para a comercialização. A falta de perspectivas leva as gerações mais jovens a buscarem outras oportunidades, em um êxodo que contribui para o aumento da pobreza urbana. Era essencial diversificar a produção, a fim de garantir receita adicional e fixar o homem no campo. Também, uma melhor gestão dos resíduos melhora a autoimagem e a autoestima dos produtores e incentiva a participação dos mais jovens no negócio. Atuando nessas frentes, a Sadia pretende aumentar a sustentabilidade em sua cadeia de fornecimento e fidelizar os produtores, já que as más condições na criação de suínos aumentam o interesse dos produtores em buscar novos compradores para o plantel. A Sadia não teria condições de suportar uma troca de fornecedores maior que 10% ao ano.

3.1 Implantação e resultados do Projeto 3S A análise das alternativas pela empresa recomendou o uso de biodigestores para benefícios múltiplos. É evitado a emissão para a atmosfera de gás metano, que pode ser utilizado para a produção de energia, aumentando a renda dos produtores. O subproduto do processo de fermentação pode ser usado como fertilizante vegetal ou como alimento para a criação de peixes. O custo dos equipamentos poderia ser coberto com a venda de créditos de carbono, tornando o projeto economicamente viável. O papel a ser desempenhado pela empresa foi o de fornecer aos produtores informações de como obter os biodigestores, identificar a infraestrutura necessária para cada unidade, contratar as empresas responsáveis pela construção da lagoa de decantação e a administração geral do programa. O Instituto Sadia tem a posse de todos os equipamentos instalados nas propriedades dos agricultores. Estima-se em 5 anos o prazo para que os produtores terminem de ressarcir ao Instituto, passando a ter a posse dos equipamentos. O programa foi iniciado em 2005 a partir de uma linha de crédito do BNDES no valor de R$ 60 milhões, suficiente para incluir no programa até 60% dos fornecedores de suínos, sendo que a partir dos lucros do programa os demais seriam envolvidos. Em 2007, até 96% (do total de 3500) dos fornecedores já haviam aderido ao programa, sendo que os outros 4% constituem-se em grandes produtores que optaram por outras soluções. Até 11/2007, o programa contava com 1086 biodigestores instalados, compreendendo 38% dos fornecedores. A empresa acredita que a participação dos produtores no programa poderia chegar a mais de 90%, a partir daquela data (Sadia, 2011).

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4. Discussão Gonçalves (2008) e Galvão et al. (2006) comentam que por diversas vezes a tecnologia dos biodigestores foi apresentada como solução para os impactos gerados pela suinocultura, e que em meados de 1980 sua instalação foi incentivada pelo Governo de Santa Catarina, resultando na “construção de cerca de 750 biodigestores, dos quais se estima que apenas 30 continuam em funcionamento”. O aumento dos planteis tornou os biodigestores subdimensionados, aumentando a complexidade no trato dos resíduos. Os autores apontam a falta de treinamento e clareza quanto ao potencial dos biodigestores, a ausência de incentivos econômicos e a desativação de equipes de apoio técnico como razões para o fracasso do projeto. Outra iniciativa do Ministério de Minas e Energia – MME previa a instalação de 200 biodigestores nas regiões Norte e Nordeste do Brasil, voltados para a produção de eletricidade para iluminação local. Destes, apenas 4,6% continuam em operação. A intenção de utilizar os biodigestores para a substituição de combustíveis fósseis tornou-se uma razão para o seu abandono: na medida em que a crise do petróleo foi atenuada, o biogás deixou de ser economicamente interessante. Os projetos mencionados anteriormente foram uma iniciativa governamental, mas podem ter sua origem também na esfera privada, e a utilização de mecanismos de MDL para a geração de recursos e para a internalização de novas tecnologias é uma alternativa interessante para empresas no enfrentamento de impactos ambientais. Iniciativas como o Projeto3S da Sadia tem grande impacto nesse sentido, permitindo ganhos ambientais e sociais para as famílias dos produtores e comunidades afetadas, evoluindo em relação às iniciativas anteriores por propor a venda de energia para os concessionários locais. Bley Jr. (2011) destaca que a agricultura familiar tem forte vocação para a produção local de energia. Entre todas as fontes de energia renováveis disponíveis no meio rural, incluindo a solar, eólica, e hídrica, a energia da biomassa residual é a mais disponível para acesso a baixo custo, podendo viabilizar a agricultura familiar como micro produtores de bioenergia elétrica. Em que pese esse ponto, a análise do Projeto 3S deixa claro seu propósito principal de reduzir os riscos de passivos ambientais e sociais para a Sadia, alem de promover a fidelização por contrato dos seus fornecedores.

5. Conclusão É indiscutível que a introdução de novas tecnologias na agricultura familiar traz ganhos importantes, auxiliando na solução de problemas ambientais e sociais. Mas o fracasso das iniciativas mencionadas no texto levanta preocupações. Observa-se que os projetos de biodigestores das décadas de 1980 e 1990 fracassaram principalmente por não terem um objetivo de longo curso, tendo sido pensados para superar problemas pontuais (crise de combustíveis e falta de eletrificação no meio rural). O mecanismo de MDL é importante para impulsionar a internalização de novas tecnologias e para a geração de recursos, mas é inegável que a lógica empresarial e econômica os direciona. Entendemos ser necessário o estabelecimento de controles que permitam: » O equilíbrio entre os interesses de mercado, dos produtores e da sociedade; » A evolução dos marcos regulatórios, de maneira a garantir controle legal sobre as iniciativas, na busca da manutenção do equilíbrio entre as partes. O controle social sobre as iniciativas e a instituição de mecanismos legais que permitam essa atuação pode garantir o correto equilíbrio entre as partes, de forma a manter o interesse econômico e o efetivo ganho para os produtores. Com isso, riscos como contratos draconianos podem ser evitados, bem como

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a possibilidade de abandono das iniciativas quando economicamente se tornam desinteressantes para as empresas. Adicionalmente observa-se a necessidade de que as iniciativas tecnológicas sejam permanentemente atualizadas, inclusive quando se tornam subutilizadas. Dessa forma, devem ser viabilizados o adequado treinamento dos usuários e um acompanhamento permanente. Ao mesmo tempo em que as empresas precisam garantir um fluxo adequado de matéria prima para sustentar seus negócios, não se pode imputar essa responsabilidade ao produtor: é importante garantir para as partes a possibilidade de mudança de ramo ou negócio. A relação empresa-produtor é sempre desigual quando ponderado o poder econômico envolvido. O controle social sobre os projetos é a única forma de equilibrar essa relação.

6. Referências Angonese, André R.; Campos, Alessandro T.; Welter, Rosilene A. Potencial de redução de emissão de equivalente de carbono de uma unidade suinícola com biodigestor. Revista Engenharia Agrícola (edição online), v. 27, n.3, p. 648-657, 2007. Associação Brasileira da Indústria Produtora e Exportadora de Carne Suína – ABIPECS. 2010. Banco Mundial. Estudo de baixo carbono para o Brasil. Relatório de síntese técnica: Uso da terra, mudanças do uso da terra e florestas. Banco Mundial: Washington, DC. 2010. Borba, M. N; Zaher, V. L; Lopes, A. M. L; Hossne, W.S. O confinamento de animais na indústria alimentícia: uma leitura bioética. In. VIII Congresso Brasileiro de Bioética: bioética, direitos e deveres no mundo globalizado, 2009, Búzios. Anais Eletrônicos. Bley Jr., Cicero. Bioenergia na agricultura familiar: nova perspectiva sustentável para o setor rural. 16 de agosto de 2010. Portal Dia de Campo. Disponível em: . Acesso em: 10 dez. 2011. Boechat, Cláudio; Werneck, Nísia; Miraglia, Letícia. Case Study: Sadia Program for Sustainable Swine Production (3S Program): bringing sustainability to the supply chain. United Nations Development Programme. Private Sector Division, Partnership Bureau, Setembro de 2007. Bordin, Roberto de Andrade; Pereira, Cesar Augusto Dinóla; Eboli, Marcella; Artilheiro, Rafael; Freitas, Camila. A produção de dejetos e o impacto ambiental da suinocultura. Revista Ensaio e Ciências, v. 3, n. 3, 2005. Cavasin, Júlio Cesar; Ferreira, Meire de Fátima (Sadia); Delpupo, Carlos Henrique; Duarte, Leonardo C.; Hirata, Luzia; Freire, Marcelo; Fujihara, Marco Antonio; Zibas, Ricardo Algis; Oliveira, Sabrina (PriceWaterhouseCoopers). CDM/PDD – Clean Development Form/Project Design Document Form – version 2. 1º de julho de 2004. FAO – Food and Agriculture Organization. Livestock’s long shadow:environmental issues and options. LEAD/FAO Fiat Panis: Rome, 2006. Gaspar, Rita Maria Bedram Leme. Utilização de biodigestores em pequenas e médias propriedades rurais, com ênfase na agregação de valor: um estudo de caso na região de Toledo-PR. Dissertação (Mestrado). Universidade Federal de Santa Catarina. 119 p. 2003. Gonçalves, Verônica Korber. O mercado de carbono e a suinocultura no oeste catarinense. IV Encontro Nacional da Anppas. Brasília, 2008. Guivant, Júlia S; Miranda, Claudio. As duas caras de Jano: agroindústria e agricultura familiar diante da questão ambiental. Cadernos de Ciência e Tecnologia, v. 16, n. 3, p. 85-128, Set./Dez. 1999. Marques, Fernando Mario Rodrigues, Parente, Virginia, Silva, Carlos Cesar. Perspectivas do tratamento de dejetos suínos através de biodigestores em projetos de captura de carbono no Brasil. 1st. International Workshop – Advances in Cleaner Production, São Paulo, 2007. Minas Gerais. Secretaria de Estado de Agricultura, Pecuária e Abastecimento – SEAPA. Subsecretaria do Agronegócio. Perfil do Agronegócio Brasileiro. Setembro, 2011. Sadia. Disponível em: . Acesso em: 10 dez. 2010. Serdá, Luana G.; Higarashi, Martha M.; Muller, Suzana; Oliveira, Paulo A.; Jucinei J. Conin. Redução da Emissão de CO2,CH4, H2S, através da compostagem de dejetos suínos. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 14, n. 9, p. 1008 – 1013, 2010. Tarrento, Gilson Eduardo; Martinez, José Carlos. Análise da implantação de biodigestores em pequenas propriedades rurais, dentro do contexto da produção limpa. XIII Simpep, Bauru, SP, 6 a 8 de novembro de 2006.

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Os limites da metodologia análise do Ciclo de vida ACV no campo da contabilidade ambiental T. Bicalho1, J. Richard1, C. Bessou2 1 2

Université Paris Dauphine Place du Maréchal de Lattre de Tassigny. Centre de coopération internationale en recherche agronomique pour le développement CIRAD.

A metodologia ACV é um instrumento de gestão, que tem como função principal fornecer informações sobre o impacto ambiental de produtos para a tomada de decisão de governos, empresas e pessoas. Neste sentido, uma análise completa da metodologia deveria ultrapassar as criticas do ponto de vista técnico e incluir questões de gestão, especialmente de contabilidade ambiental de empresas. O objetivo do presente artigo é apresentar a relação entre os limites da metodologia ACV (encontrados na literatura técnica) e a contabilidade ambiental de empresas. A partir de uma revisão da literatura, o estudo identifica duas categorias de limites no campo da contabilidade ambiental: ausência de dados e ausência de standards e evidencia um gap importante do ponto de vista de pesquisa em ACV. A qualidade da informação fornecida pelas empresas, que tem um papel essencial na construção do inventário, tem sido ignorada na literatura técnica atual. Em paralelo, muito pouco existe na literatura em gestão sobre problemas relacionados à metodologia. O artigo discute como grande parte dos problemas existentes em ACV estão relacionados à falta de uma contabilidade ambiental que forneça informações periódicas sobre a sustentabilidade das empresas. 1. Os limites da ACV e os aspectos de gestão Os limites da ACV são amplamente discutidos na literatura técnica da ACV desde o início dos anos de 1990 (GUINNEE et al., 1990). Os trabalhos realizados neste âmbito incluem críticas em vários aspectos (tipos de impactos ambientais a serem incluídos, escolhas metodológicas, incertezas em descrever o mundo real, etc.) (ZIMMERMAN,1996; FINNVEDEN, 2000; LINDEIJER, 2000; GUINNEE et al., 2002; ANTON et al., 2005; RIEDACKER, 2006; ADEME, 2008; CHERUBINI et al. 2009; GNANSOUNOU et al. 2009; BAAN et al., 2012). Entretanto, a metodologia ACV é um instrumento de gestão, que tem como função principal fornecer informações sobre o impacto ambiental de produtos para a tomada de decisão de governos, empresas e pessoas. No sentido de fornecer uma análise completa da metodologia em termos de potenciais, limites e possíveis melhorias, as críticas sobre a metodologia deveriam ser analisadas não somente do ponto de vista técnico, mas também do ponto de vista da gestão e, principalmente, da contabilidade ambiental de empresas. Conforme apresenta a Tabela 1, os limites da ACV identificados na literatura técnica abrangem quatro elementos relacionados à aplicação da metodologia: a escolha da unidade funcional, as dimensões de tempo e espaço, e a alocação. De maneira geral, estes limites estão diretamente ligados à ausência de dados e a ausência de standards, que são aspectos de contabilidade ambiental (com exceção para determinados a coluna “1a” da Tabela 1).

O problema da ausência de dados Idealmente, todos os dados referentes à construção do inventário de um estudo ACV deveriam ser coletados a partir de sistemas de informação eficientes de empresas. No entanto, como afirmado por vários

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autores (ADEME, 2008; GUINNEE et al., 2002; JOLLIET et al., 2010; SCHALTEGGER, 1996) esta é uma tarefa extremamente difícil ou mesmo impossível. Devem constar no inventário as quantidades de entradas inputs (matérias-primas, energia, água, sementes, fertilizantes, pesticidas, herbicidas, etc.) e saídas outputs (poluentes emitidos durante o ciclo de vida) do sistema do produto. Como mostra a Tabela 1, os tipos de dados necessários à ACV: fatores de caracterização/ dados científicos, que traduzem os dados do inventário em resultados (em termos de impacto ambiental); dados de segundo plano, que não estão diretamente relacionados com o produto avaliado; e dados de primeiro plano, específicos ao produto ou serviço em questão e (WEIDEMA et al., 2011). Os limites da ACV estão amplamente relacionados à ausência de dados específicos e, especialmente, à dificuldade de obter acesso às informações de empresas (coluna 1b). Se, por um lado, no campo da gestão financeira, a auditoria contábil da conservação do capital financeiro tem sido imposta, este ainda não é o caso para a conservação do capital natural (RICHARD, 2009; SCHALTEGGER et al., 1996). Assim, como a contabilidade para a conservação do capital natural (e identificação de inputs e outputs) ainda não é praticada, a dificuldade de coletar dados primários de boa qualidade das empresas é muito grande e pode ser extremamente custosa, em termos de tempo e recursos, para gestores e/ ou especialistas que lidam com ACV. Neste sentido, os estudos ACV têm dependido amplamente de dados secundários e raramente se baseiam em dados primários como deveria ser. O problema da ausência de dados quanto a unidade funcional, por exemplo, esta unicamente relacionado com a ausência de dados empresariais. Esta é uma realidade especialmente para estudos que incluem processos agrícolas. Como a unidade funcional tem seu foco no sistema do produto e precisa ser definido de acordo com um fluxo de referência (i.e. unidade do produto estudado), os modos de produção intensivos acabam levando vantagem quando comparados a sistemas de produção extensivos já que os mesmos possuem uma produtividade bem mais elevada por hectare de terra.

Tabela 1: Limites da metodologia ACV.

Aspectos não relacionados a cont. ambiental Limites da ACV (Encontrados na literatura técnica)

Ausência de dados específicos (1a) Fatores de emissão e fatores de caracterização

Aspectos de contabilidade ambiental Ausência de dados específicos de empresas (1b)

Ausência de standards (2)

Dados de segundo plano (média industrial)

Dados de primeiro plano

Regras/ harmonização

√

√

√

Unidade Funcional Dimensão de tempo

√

√

√

√

Dimensão de espaço

√

√

√

√

√

√

√

Alocação Tabela de autoria própria produzida a partir de estudo bibliográfico.

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Por esse motivo, a consideração de categorias de impacto que vão além da questão escassez da terra é extremamente importante, como é o caso da perda de biodiversidade e outras questões relevantes relativas ao uso da terra (ADEME, 2008). Porém, as dificuldades de coleta de dados neste caso são ainda maiores quanto se trata de modos de produção extensivos já que estes são geralmente realizados por pequenos produtores agrícolas (que fornecem seus produtos para grandes produtores). A ausência de dados empresariais também está relacionada aos limites às dimensões de tempo e espaço. Os cálculos relativos aos outputs dependem de fatores de emissão, mas variam sobretudo em função das quantidades de inputs. Determinados tipos de inputs utilizados para produzir uma unidade de produto podem ser extremamente variáveis e estão condicionados às condições locais de produção (e.g. fertilizantes, energia). Por fim, a questão da alocação também pode ser fortemente dependente de dados empresariais na medida em que se evita a alocação através da avaliação consequencial (SCHIMIDT, 2008). Alguns dos limites da ACV identificados na literatura incluem ainda problemas com relação à ausência de dados que não estão relacionados com aspectos de contabilidade ambiental. Este é o caso para o problema relativo à inexistência de fatores de emissão e de fatores de caracterização que deveriam ser específicos aos estudos de ACV e que estão condicionados aos progressos científicos, evidenciando o problema da falta de conhecimento do funcionamento real de processos. Esta também é uma realidade especialmente para processos agrícolas e seus aspectos ligados ao uso da terra tais como a perda de biodiversidade e a qualidade do solo que incluem as dimensões de tempo e espaço. Vários autores (ADEME, 2008) têm chamado a atenção para uma “expansão do conhecimento” nessa área. Um problema fundamental relacionado a essa questão é o fato de que fatores de caracterização só podem medir impactos ditos potenciais por causa das incertezas quanto ao ambiente receptor.

A ausência de harmonização e de regras de aplicação da metodologia ACV Como mostrado na Tabela 1, todos os fatores limitantes da metodologia ACV tem ligação com o problema da ausência de standards e harmonização. Estudos de ACV de produtos semelhantes fornecem, com frequência, resultados extremamente diferentes em função da arbitrariedade quanto às questões metodológicas, o que dificulta a comparação dos mesmos. Esta é uma realidade mesmo para as categorias de impacto consideradas “maduras” como é o caso para a emissão de gases de efeito estufa e balanços energéticos. Em consequência, problemas fundamentais da metodologia em termos de consenso precisam ser tratados na esfera macroeconômica, para possibilitar comparações de estudos ACV com base em informações sólidas e de maneira harmonizada.

2. Discussão e conclusão Existem claramente dois níveis de problemas de gestão quando falamos de ACV. O primeiro no âmbito microeconômico está relacionado aos problemas de ausência de dados específicos locais. O segundo, na esfera macro, está relacionado à falta de harmonização metodológica e conceitual, dificultando a comparação de ACV de produtos similares. Vários estudos realizados pela comunidade ACV destacam a necessidade de pesquisa para a melhoria de modelos capazes de levar em conta ecossistemas e áreas geográficas específicas no sentido de evitar

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o problema com relação à ausência de dados específicos locais. Além disso, progressos relevantes têm sido alcançados em termos de informação científica relacionada a fatores de emissão (necessário para os cálculos de outputs) levando em conta fatores locais/regionais. Outros desenvolvimentos também têm sido alcançados com relação à evolução de bases de dados (maneiras de lidar com a incerteza e agregação, etc.) (SONNEMANN; VIGON, 2011). Em suma, todos os desenvolvimentos em pesquisa têm sido feitos para evitar o problema com relação aos dados específicos locais sem vínculos significativos com o problema de coleta de informação sobre as intervenções ambientais de empresas. Os progressos científicos são significativos para a melhoria da metodologia já que novos dados científicos tem sido disponibilizados e permitido a realização de ACV mais completas. Entretanto, nem todos os tipos de dados necessários à construção do inventário têm sido considerados nos novos desenvolvimentos em ACV. Os dados sobre inputs, que possuem um papel fundamental na construção do inventário, têm sido ignorados na literatura técnica. Em paralelo, muito pouco existe na literatura em gestão sobre problemas relacionados à ACV. Todos os problemas listados na Tabela 1 estão relacionados à falta de uma contabilidade ambiental que forneça informações periódicas sobre a sustentabilidade das empresas. No campo da contabilidade financeira, a sustentabilidade do capital financeiro é garantida pelo cálculo sistemático e anual da depreciação de ativos. Este cálculo é obrigatório e sua prática é controlada por um “exército” de auditores, os quais têm seus custos financiados pelas firmas sem resistência significativa. O cálculo da amortização é, primeiramente, realizado no âmbito de processos (valor absoluto). Em seguida, se necessário, o cálculo é feito no âmbito do produto (valor relativo). O valor absoluto é mais significativo do que o valor relativo porque é ele que reflete a degradação do capital e que é o que precisa ser reinvestido no sentido de renovar o capital. Estudos ACV mais fiáveis seriam possíveis com a real consideração do conceito de depreciação do capital natural (RICHARD, 2012). Se esta depreciação fosse calculada de uma forma sistemática e comparável (como é o caso das existentes Normas Internacionais de Contabilidade) pelas empresas, ou pelo menos pelas grandes, a maior parte dos problemas listados com relação à ACV seria resolvida, pois, nesse caso, dados sobre emissões e, especialmente, sobre a utilização de recursos seriam produzidos regularmente. O problema da harmonização é um problema básico da ACV, e que também se aplica diretamente sobre a questão da metodologia na perspectiva da contabilidade ambiental. Como foi ressaltado, a disponibilidade de dados específicos locais é um problema de gestão que também se aplica à contabilidade financeira que funciona atualmente sem grandes problemas, o que prova que soluções concretas nesta área dependem de vontade política (antes do progresso técnico). Assim, a realização de ACV mais fiáveis e o estabelecimento de um novo tipo de contabilidade ambiental para a avaliação da sustentabilidade ambiental estão totalmente ligados. Tal afirmação tem uma relação próxima às ideias já formuladas anteriormente por Schaltegger et al. (1996) com relação a estudos específicos de ACV (site-specific LCA): economicamente, é mais sensato incentivar atores a coletar dados individualmente do que promover uma coleta de dados central para ACV (incluindo os dados de segundo plano). Isto significa que, idealmente, cada empresa deveria fazer a contabilidade ambiental de suas intervenções e que as mesmas poderiam ser medidas com bastante precisão: isto permitiria o uso dos canais de informação já estabelecidos de cada organização e que são, de toda maneira, mais eficientes do que uma coleta de dados centralizada externa. Além disso, os dados seriam mais

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precisos e mais representativos do mundo real. Ferramentas compatíveis com métodos já estabelecidos de contabilidade e gestão também poderiam ser aplicadas nesse contexto. Esta afirmação remonta a mais de quinze anos. Abordagens semelhantes com relação a dados locais específicos podem ser encontradas principalmente na literatura alemã (PICK et al., 2003; SCHIMIDT, 2000). Atualmente, propostas para o estabelecimento de contabilidades ambientais são bem desenvolvidas e incluem um número importante de iniciativas (SCHALTEGGER, 2006; RICHARD, 2012), mas sem qualquer conexão sistemática com a comunidade de ACV. Tendo em vista os limites da metodologia, este parece ser um momento propício para a promoção de uma padronização internacional e regulação da contabilidade ambiental, a qual permitiria melhorias consideráveis para a prática da ACV. A União Europeia, por exemplo, que está visivelmente engajada na promoção da utilização sustentável de recursos seria um bom candidato a assumir a liderança nesse tipo de iniciativa.

3. Referências ADEME. Analyse du Cycle de Vie des produits agricoles. Rapport de synthèse, CD-ROM Journée technique, 2 octobre 2008. ANTON, A, CASTELLS, F., MONTERO, J.I. Castells, F., Montero, J.I. Land use indicators in life cycle assessment. Case study: the environmental impact of Mediterranean greenhouses. Journal of Cleaner Production, v.15, p. 432-438, 2005. CHERUBINI, F., BIRD, N.D., COWIE, A., JUNGMEIER, G., SCHLAMADINGER, B., WOESS-GALLASCH, S. Energy- and Greenhouse Gas-based LCA of Biofuel and Bioenergy Systems: Key Issues, Ranges and recommendations. Resources, Conservation and Recycling, v. 53, n. 8, p. 434– 447, June 2009. BAAN L., ALKEMADE R., KOELLNER T. Land use impacts on biodiversity in LCA: a global approach. International Journal of Life Cycle Assessment, 2012. EC DIRECTIVE (2009/28/CE) du Parlement Européen et du Conseil relative à la promotion de l’utilisation de l’énergie produite à partir de sources renouvelables et modifiant puis abrogeant les directives 2001/77/CE et 2003/30/CE, 23 avril 2009. FINNVEDEN, G. On the limitations of life cycle assessment and environmental systems analysis tools in general. International Journal of Life Cycle Assessment, v. 5, n. 4, p. 229-238, 2000. GNANSOUNOU, E., DAURIAT, A., VILLEGAS, J., PANICHELLI, L. Life cycle assessment of biofuels: energy and greenhouse gas balances. Bioresource Technology, v. 100, p. 4919-4930, 2009 GUINÉE, J.B., GORRÉE, M., HEIJUNGS, R., HUPPES, G., KLEIJN, R., KONING, A. DE, OERS, L. VAN, WEGENER SLEESWIJK, A., SUH, S., UDO DE HAES, H.A., BRUIJN, H. DE, DUIN, R. VAN, HUIJBREGTS, M.A.J. Handbook on life cycle assessment: Operational guide to the ISO standards. I: LCA in perspective. IIa: Guide. IIb: Operational annex. III: Scientific background. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 2002. GUINÉE, J.B. ; UDO DE HAES, H.A.; HUPPES, G. Environmental Analisys and Evaluation of Products. (Paper presented at a workshop of LCA experts organised by Procter & Gamble, Leuven Belgium, September, 1990. LINDEIJER, E. Review of land use impact methodologies. Journal of Cleaner Production, v. 8, p. 273-281, 2000. JOLLIET, O., SAADÉ, M., CRETTAZ, P., SHAKED S. Analyse du cycle de vie, Comprendre et réaliser un écobilan, Presses polytechniques et universitaires romandes, 2010. PICK, E., FASSBENDER,E., SEURING,S. Die Methodik der Ökobilanzierung, In Baumast, Annett., Pape,J eds. Betriebliches Umwelt-management, Zweite Auflage, Ulmer, 2003. RICHARD, J. Comptabilités environnementales, In Encyclopédie de comptabilité, contrôle, audit, sous la direction de Bernard Colasse, Paris: Economica, p. 490-494, 2009.

Ver por exemplo a Diretiva Europeia para a promoção de energias renováveis que impõe critérios de sustentabilidade para a produção de biocombustíveis, incluindo a aplicação da ACV (EC 2009).

1

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RICHARD, J. Comptabilité et développement durable, Economica, Paris, 2012. RIEDACKER, A. A Global Land Use and Biomass Approach to Reduce Greenhouse Gaz Emissions, Fossil Fuel Use and to Preserve Biodiversity, FEEM Working Paper, n. 61, 2007. SCHALTEGGER, S. Eco-Efficiency of LCA. The necessity of a Site-Specific Approach. In S. Schaltegger (Ed). Life Cycle Assessment (LCA) – Quo vadis?, Birkäuser Verlag, 1996. SCHALTEGGER, S., MÜLLER, K., HINDRICHSEN, H. Corporate environmental accounting, John Wiley and Sons, 1996. SCHALTEGGER, S., BENNETT, M., BURRITT. Sustainability Accounting and Reporting. Springer, 2006. SCHMIDT, M. Betriebliches Stoffstrommanagement, In Harald Dyckhoff (ed). Umweltmanagement. Springer, 2000. SCHIMIDT, J.H. System delimitation in agricultural consequential LCA – Outline of methodology and illustrative case study of wheat in Denmark. International Journal of Life Cycle Assessment, 2008. SONNEMANN, G., VIGON, B. Global Guidance Principles for Life Cycle Assessment Databases. Paris/Pensacola: UNEP/SETAC Life Cycle Initiative, 2011. WEIDEMA B.P., BAUER, C., HISCHIER R., MUTEL, C., NEMECEK, T., VADENBO CO, WERNET, G. Overview and Methodology. Dataquality guideline for the ecoinvent database, version 3. Ecoinvent Report 1. St Gallen (CH): The Ecoinvent Centre, 2011. ZIMMERMANN, P., FRISCHKNECHT, R. Eco-Efficiency of LCA. The necessity of a Site-Specific Approach. In S. Schaltegger (Ed). Life Cycle Assessment (LCA) – Quo vadis?, Birkäuser Verlag, 1996.

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Pegada de carbono do biodiesel de microalgas: analisando rotas de aproveitamento da biomassa residual H. L. Maranduba1, J. A. Almeida1, S. Robra1 1 2

UESC - Universidade Estadual de Santa Cruz Campus Soane Nazaré de Andrade. UFBA - Universidade Federal da Bahia Campus Ondina.

Os biocombustíveis seguem despontando como os possíveis substitutos dos combustíveis fósseis. No entanto, a expansão das áreas de cultivos agrícolas pode contribuir para a emissão de GEE, como o CO2 armazenado na biomassa aérea e no solo, e o N2O dos fertilizantes nitrogenados, em oposição, assim, aos benefícios potenciais dos biocombustíveis na mitigação das emissões dos GEE. Nesse sentido, a biomassa de microalgas surge como uma interessante alternativa energética, devido à sua capacidade de sequestro de CO2, elevada produtividade por unidade de tempo e área e, ausência na competição por terras aráveis. Contudo, a viabilidade ambiental de sua utilização para a produção de biodiesel depende, dentre outros fatores, do aproveitamento energético da biomassa residual gerada na extração do óleo. Este estudo analisou duas rotas de aproveitamento da energia e nutrientes contidos na biomassa algal (Chlorella vulgaris) residual da produção de biodiesel: produção de biogás e biofertilizante, através da biodigestão, e, produção de bio-óleo, biochar e gás combustível, através da pirólise. Resultados preliminares apontam que a alternativa da biodigestão anaeróbica como rota de reaproveitamento energético da biomassa residual, apresenta emissões de GEE (kg CO2-eq) por unidade de massa dos produtos, aproximadamente 15% inferior às da pirólise. Por outro lado, as emissões por unidade de energia foram 11% superiores; invertendo a relação, devido ao maior poder calorífico dos produtos da pirólise, em comparação aos da biodigestão. 1. Introdução No atual cenário energético mundial, o etanol e o biodiesel são apontados como os substitutos parciais dos produtos petrolíferos no suprimento energético do setor de transportes (KIM e DALE, 2005). O Brasil vem se destacando nos últimos anos como o segundo no ranking mundial de produção de etanol, com uma produção que ultrapassa os 27,5 bilhões de L.a-1, enquanto a C.I.P do biodiesel chega a 5,5 milhões L.a-1 (UNICA, 2011; ANP, 2011). Esta capacidade deve-se à alta disponibilidade de terras agrícolas e a ampla variedade de espécies de plantas e sementes oleaginosas cultivadas no país. No entanto, a expansão da produção de tais culturas pode resultar em mudanças no uso da terra, que por sua vez, podem favorecer a liberação de nitrogênio e CO2 provenientes de carbono orgânico armazenado na biomassa aérea e no solo, tendendo a intensificar as emissões de gases do efeito estufa (GEE), contrapondo-se assim, aos potenciais benefícios dos biocombustíveis na mitigação das emissões de GEE (KIM e DALE, 2005). Nesse sentido, a biomassa de microalgas surge como uma potencial matéria-prima para a produção de biocombustíveis, pois esta quando comparada aos cultivos terrestres, apresenta uma maior produtividade por área e capacidade de sequestro de CO2, além de não competir por terras aráveis com outras culturas, em especial as alimentícias. Por outro lado, o uso intensivo de energia e as emissões de GEE correlacionadas ao sistema de produção, podem reduzir os aspectos favoráveis dos biocombustíveis derivados de microalgas (CHISTI, 2007; LARDON et. al., 2009; MATA, MARTINS e CAETANO, 2010; ANOOP e 1

C.I.P: Capacidade Instalada de Produção

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OLSEN,2010). Adicionalmente, os custos com o CO2 injetado durante o cultivo pode representar até 50% do custo total na fase de cultivo. Estas limitações podem afetar a viabilidade do biodiesel de microalgas, elevando os custos de produção a patamares muito superiores aos custos do diesel derivado do petróleo. Tais considerações econômicas motivam a busca por fontes alternativas de matérias-primas, com menor custo de produção e com disponibilidade suficiente para atender a demanda (CHENG et. al., 2009). Com base nessas limitações, podemos pensar no uso do conceito de “Biorrefinarias Integradas”, utilizado pelo Departamento de Energia dos Estados Unidos, em seu Programa de Biomassa, como um caminho para a viabilidade da produção de biodiesel de microalgas em larga escala. Essa integração de refinarias visa desenvolver uma indústria capaz de converter uma ampla gama de fontes de biomassa em biocombustíveis, bioenergia e bioprodutos. A produção integrada de diversos produtos tem como objetivo otimizar tanto o uso de insumos materiais e energéticos, como reduzir os impactos ambientais e os custos unitários de produção (U.S. DEPARTMENT OF ENERGY, 2010). O Brasil, devido ao Programa Proálcool, a partir de 1978, passou a ocupar um lugar de destaque no setor sucroalcooleiro, tendo a partir do ano 2000 uma forte evolução no aproveitamento integrado de toda a cana, incluindo o bagaço, a palha e os demais subprodutos (SZYMANSKI e BALBINOT, 2008). Com essa crescente produção sucroalcooleira ocorreu, consequentemente, um aumento na produção de vinhaça, agravando o problema de sua destinação, já que a vinhaça é o principal subproduto da indústria de etanol, não apenas pelo seu volume, mas principalmente pelo elevado potencial poluidor, sendo ela produzida a partir da destilação e fermentação da cana no processo de fabricação do álcool e na cristalização do caldo de cana para a fabricação de açúcar (SZYMANSKI e BALBINOT, 2008). Apesar de apresentar algumas variações em sua composição, em geral, a vinhaça é rica em nutrientes minerais como cálcio, enxofre, nitrogênio, fósforo e potássio, além de apresentar elevado teor de matéria orgânica (DBO2 entre 20.000 e 35.000mg/L), com pH variando entre 3,7 e 5. Devido a tais características, a vinhaça vem sendo utilizada na bio-fertirrigação das áreas de plantio de cana (SZYMANSKI e BALBINOT, 2008). Entretanto, essa técnica necessita de cuidados, pois uma vinhaça com DBO elevado pode contaminar lençóis freáticos e mananciais superficiais, além de alterar as características físico-químicas do solo. Existem algumas técnicas, como por exemplo, as lagoas de estabilização anaeróbica, que possibilitam a redução dessa carga orgânica, viabilizando, assim, o uso da vinhaça como fonte de nutrientes. Entretanto, tal técnica apresenta alguns fatores desfavoráveis, como por exemplo, o forte odor e o uso de energia para a aeração (ANTUNES, 2006; SPERLING, 2007). Neste cenário, a biodigestão anaeróbica surge como uma alternativa vantajosa na redução da carga orgânica da vinhaça in natura, pois não apresenta odores (sistemas fechados hermeticamente), não compromete as propriedades fertilizantes e, ainda, possibilita o aproveitamento energético, através da recuperação do metano (SZYMANSKI e BALBINOT, 2008). Uma análise sistêmica de uma usina de produção de bio-etanol (destilaria) e da produção de biodiesel de microalgas sinaliza para uma potencial integração sinérgica entre os dois sistemas produtivos, com reflexos positivos do ponto de vista econômico e ambiental (CHENG et. al., 2009). Nas condições atuais, a viabilidade ambiental e econômica do biodiesel de microalgas necessita, ainda, do reaproveitamento energético da biomassa residual (torta), tendo em vista que o balanço energético do biodiesel de 2

DBO: Demanda Bioquímica de Oxigênio.

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microalgas ainda é desfavorável, especialmente na fase de cultivo da matéria-prima: para cada 1MJ de biodiesel de microalgas produzido, são necessários o consumo de 1,66MJ de energia. O reaproveitamento energético da biomassa residual pode contribuir na melhoria desse balanço, tornando-o positivo, além de reduzir o custo com fertilizantes, principalmente os nitrogenados (AMARO, GUEDES e MALCATA, 2011). Este trabalho considerou uma biorefinaria integrada de produção de bio-etanol e biodiesel de microalgas, na qual o cultivo de microalgas se beneficiaria dos coprodutos da destilaria: CO2 (fermentação), energia excedente (elétrica e térmica) e nutrientes (vinhaça biodigerida) Visando potencializar os benefícios da integração entre a produção de bio-etanol e a produção de biodiesel de microalgas, este estudo analisou o desempenho de duas rotas de aproveitamento energético da biomassa residual de microalgas (Chlorella vulgaris): via biodigestão anaeróbica e via pirólise; comparando as emissões de GEE de cada rota e, avaliando o impacto de cada uma na pegada de carbono final do biodiesel.

2. Materiais e Métodos Foi realizada uma Avaliação Ambiental do Ciclo de Vida, com foco na categoria de impacto “Aquecimento Global”, analisando as emissões de GEE de duas rotas de aproveitamento energético da biomassa residual: a pirólise e a biodigestão anaeróbica. Estudos apontam a ocorrência de perdas de metano durante o processo de produção de biogás (LINDHOFER,2006; BACHMAIER et. al.,2010; KORNDORFER, s/d). Essas perdas podem variar entre 0,3 e 6% no caso de sistemas de biodigestão fechados (BACHMAIER et. al., 2010) e, alcançar 15% em biodigestores a céu aberto (LINDHOFER e RESCH, 2006). Com base nestes parâmetros, este estudo considerou quatro cenários diferentes de produção de biodiesel de microalgas com reaproveitamento energético da biomassa residual proveniente da extração do óleo, tendo como base a produção de biodiesel e glicerina através da “rota seca” (dry route), proposta por Xu et. al. (2011), considerando o cultivo em lagoas abertas, da microalga Chlorella vulgaris. A relação entre os coprodutos e resíduos da destilaria e os insumos do cultivo de microalgas foram estabelecidos com base no balanço de massa da cana-de-açucar (1 tonelada de cana-de-açúcar produz 12L de etanol, 156 de vinhaça, 130kg de CO2 e 116 KWh de energia elétrica) (KORNDORFER, s/d) e nos insumos necessários para a produção de 1 tonelada de biodiesel de microalgas: (i) sistema de produção baseado no cultivo, em lagoa aberta, de biomassa, utilizando inputs de energia e CO2 provenientes da usina sucroalcooleira, tendo ainda a vinhaça biodigerida como fonte de parte dos nutrientes (NPK); neste cenário, a biomassa residual foi pirolisada, gerando bio-óleo, biochar e gás combustível (XU et. al., 2011). (ii) As mesmas condições de (i), porém, a pirólise é substituída pela biodigestão anaeróbica (sem perdas de metano) da biomassa algal residual, com produção de biogás e de um substrato biodigerido (biofertilizante) que é reutilizado no cultivo, suprindo, juntamente com a vinhaça biodigerida, toda a demanda por nutrientes no cultivo das microalgas. (iii) As mesmas condições de (ii), considerando o uso de biodigestores fechados, com uma perda média de 3% de metano (BACHMAIER et. al., 2010). (iv) As mesmas condições de (ii), considerando o uso de biodigestores em sistemas aberto, com uma perda de 15% de metano (LINDHOFER e RESCH, 2006). Os dados foram organizados em planilhas eletrônicas, sendo estes provenientes de fontes secundárias, incluindo literatura especializada e o banco de dados proprietário Ecoinvent 2.2. A modelagem do sistema e os cálculos matemáticos dos balanços foram realizados através do software proprietário (IfU Hamburg GmbH) Umberto for Carbon Footprint 1.2. Os dados foram tratados e normalizados para a unidade funcional de 1 tonelada de biodiesel microalgal.

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Água; CO2; Vinhaça biodigerida; NP; Eletricidade Cultivo Floculante Eletricidade

Água reciclada

Colheita Centrifugação

Eletricidade Calor

Secagem Termo-Mecânica

Eletricidade Calor Hexano

Extração do óleo

Água residual

Tratamento Eletricidade; Calor Pirólise

Biomassa residual Bio-óleo; Biocher; Gás combustível

Calor Produtos químicos

Transesterificação Glicerina BIODIESEL

A

Água; CO2; Vinhaça biodigerida; Eletricidade

Cultivo Floculante

Água reciclada

Colheita

Eletricidade

Centrifugação

Eletricidade Calor

Secagem Termo-Mecânica

Eletricidade Calor Hexano

Substrato biodigerido

Água residual

Extração do óleo Biomassa residual

Tratamento

Biodigestão anaeróbica Biogas Perda de Metano

Calor Produtos químicos

Transesterificação Glicerina

B

BIODIESEL

Figura 1: Rotas de aproveitamento da biomassa residual: (a) via pirólise e (b) via biodigestão anaeróbica (com perdas de metano de: 0%, 3% e 15%).

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3. Resultados e Discussão

4000

0.09

3500

0,08

3000

26.78

1347.95 276.52

8.66

2500 2000 1500

3081.94

1000 500 0

2430.18

2430.18

2430.18

0.0292

0.07 Kg CO2-eq / MI

Kg CO2-eq biodisel produzido

Os resultados deste trabalho apontam o cenário 2 (biodigestão sem perdas de metano) como o cenário de menor emissões de GEE por unidade de massa dos produtos, seguido pelos cenários 3 (biodigestão com 3% de perdas de metano), 1 (pirólise) e 4 (biodigestão com 15% de perdas de metano), que apresentaram emissões, de aproximadamente 11%, 27% e 55%, respectivamente, superiores ao cenário 2. Por outro lado, se as emissões forem analisadas com relação à unidade de energia (MJ), o cenário 1 (pirólise) foi o mais favorável. Os cenários 2, 3 e 4, apresentam emissões por unidade de energia, respectivamente, 3%, 15% e 60% superiores ao cenário 1.

0.06 0.05

0.0004

0.04 0.03 0.02

0.0002

0.0060

0.0523

0.0526

0.0526

0.0506

0.01 Cenário 1 Cenário 2 Cenário 3 Cenário 4 Fase Biodiesel Fase aproveitamento residual

0 Cenário 1 Cenário 2 Cenário 3 Cenário 4 Fase Biodiesel Fase aproveitamento residual

Figura 2: Emissões de Gases do Efeito Estufa, por unidade de massa (tonelada de biodiesel produzido) e por unidade de energia (MJ), para os diferentes cenários estudados.

Considerando somente a fase de aproveitamento residual, a pirólise se destacou em ambas as análises, apresentando emissões superiores apenas que às do cenário da biodigestão sem perdas de metano, cenário que não se confirma na prática, sendo que perdas na ordem de 3% apresentam-se como o cenário mais provável.

4. Considerações Finais A produção de biodiesel a partir de microalgas é uma tecnologia emergente e bastante promissora, principalmente por não competir por terras agricultáveis. Entretanto, avaliações sobre os impactos ambientais e, sobre o balanço energético, apontam que o biodiesel de microalgas ainda apresenta limitações para sua produção em larga escala. Por razões econômicas e ambientais, a reciclagem e o reaproveitamento de nutrientes devem ser levados em consideração no cultivo de microalgas para a produção de biodiesel. A utilização da Avaliação do Ciclo de Vida pode contribuir significativamente nas melhorias dos processos e, redução dos impactos negativos. Neste trabalho, o uso da ACV possibilitou uma avaliação e comparação das emissões dos GEE de duas alternativas de aproveitamento da biomassa residual, sendo o cenário da utilização da pirólise, o que apresentou melhores resultados em comparação com os da biodigestão, levando-se em consideração que o cenário de biodigestão sem

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perdas de metano não pode ser realizado na prática. Entretanto, outros fatores também devem ser levados em consideração na escolha da melhor rota para ciclagem dos nutrientes da biomassa, haja vista que, por exemplo, o uso da biodigestão reduz a demanda por N, P e K químicos.

5. Agradecimentos Ao CNPQ pelo apoio financeiro (DTI-3) iniciado no Projeto CNPQ 574712/2008-9 e 551134/2010-0 e, mantido atualmente, através de bolsas de pós-graduação, e ao Grupo de Bioenergia e Meio Ambiente (BioMA) – UESC pela disponibilidade técnica e de infraestrutura.

6. Referências AMARO, H. M.; GUEDES, A. C.; MALCATA, F. X. Advances and perspectives in using microalgae to produce biodiesel. Apl. Energy, 2011. ANOOP S.; OLSEN, S.I. A critical review of biochemical conversion, sustainability and life cycle assessment of algal biofuels. Apl. Energy, 2011 doi:10.1016/j.apenergy.2010.12.012 . ANP. Biodiesel. http://www.anp.gov.br/. Acesso: 30 de Maio de 2011. ANTUNES, R. M. V. Contribuindo para o Estudo de Odores em Estações de Tratamento de Águas Residuais Urbanas. Dissertação de Mestrado. Universidade Nova Lisboa. 2006. BACHMAIER, h.; KRANSEL, E.; LEHNER, A.; GRONAUER, A.Wissenschaftliche Begleitung der Pilotbetiebe zur Biogasproduktion in Bayern. Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL),166 p. 2010. Disponível em: http://www.lfl.bayern.de/publikationen/daten/schriftenreihe/p_38045.pdf. CHENG, Y.; LU, Y.; GAO, C.; WU, Q. Alga-Based Biodiesel Production and Optimization Using Sugar Cane as the Feedstock. Energy & Fuels, 23, 4166–4173, 2009. CHISTI, Y. Biodiesel from microalgae. Biotech. Advanc. 25: 294-306, 2007. COLLET, M.; HÉLIAS, A.; LARDON, L.; RAS, M.; GOY, R..; STEYER, J.-P. Life-cycle assessment of microalgae coupled to biogas production. Biores. Tech., 102: 207-14. 2011. KIM, S.; DALE, B. Life Cycle Assessment of various cropping systems utilized for producing biofuels: bioethanol and biodiesel. Biomass and Bioenergy. 29: 426-39. 2005. KORNDORFER, G. H. Valor fertilizante da vinhaça para a cana de açúcar. Universidade Federal de Uberlândia, [s/d]. LARDON, L.; HÉLIAS, A.; SIALVE, B.; STEYER, J.; BERNARD, O. Life-Cycle Assessment of biodiesel production from microalgae. Environ. Science & Tech., 43 (17), 6475-81, 2009. LINDHOFER H.; RESCH C. Optimimierung von Biogasanlagen I. Nachwachsende Rohstoffe, n. 42, p. 5, 2006. Disponível em: www.blt.bmlfuw. gv.at/vero/mnawa/nr42.pdf MATA, T.M.; MARTINS, A.A.; CAETANO, N.S. Microalgae for biodiesel production and other applications: a review. Renew. Sust. Energy Rev., 14:217–232, 2010. SPERLING, M. V. Lagoas de Estabilização. Universidade Federal de Minas Gerais. 2007. SZYMANSKI, M. S.; BALBINOT, R. Utilização do Sistema de Biodigestão Anaeróbica para a Vinhaça: Uma Revisão sobre os Potenciais Energéticos e Créditos de Carbono. VI SEMANA DE ESTUDOS DA ENGENHARIA AMBIENTAL-Unicentro.1-21. 2008. U.S. Department Of Energy. Biofuels, Biopower, and Bioproducts: Integrated Biorefineries. Biomass Program. 1-4. 2010. UNICA. Estatística. http://www.unica.com.br/dadosCotacao/estatistica/. Acesso: 30 de Maio de 2011. XU, L.; BRILMAN, D.; WITHAG, J.; BREM, G.; KERSTEN, S. Assessment of a dry and a wet route for the production of biofuels from microalgae: Energy balance analysis. Biores. Tech., 102: 5113-22. 2011.

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Pegada de carbono do melão amarelo M. C. B. Figueirêdo1, V. S. Barros1, T. L. Santos1, C. Kroeze2, J. Potting2, I. J. M. De Boer2 1 2

Embrapa Agroindustria Tropical. Wageningen University.

O Brasil é o segundo maior exportador de melão mundial, sendo a região do Baixo Jaguaribe e Açu (RN e CE) responsável por 99% das exportações. Esse trabalho tem como objetivo calcular a pegada de carbono do melão amarelo, considerando incertezas e cenários de produção. Utiliza-se a avaliação de ciclo de vida, restrita a categoria mudança climática, na quantificação da pegada de carbono. O sistema de produto abrange a produção de sementes, de mudas, de melão, empacotamento dos frutos, produção e transporte de insumos utilizados nesses processos, transporte de melão para a Europa, e descarte de resíduos sólidos. As quantidades de insumos foram levantadas junto às fazendas de melão situadas na região do Baixo Jaguaribe/Açu. Os gases de efeito estufa foram estimados utilizando fatores de emissão utilizados nos inventários do Painel Intergovernamental de Mudanças Climáticas (IPCC, 2006) e no Inventário Brasileiro de Gases de Efeito Estufa (MCT, 2010). A pegada de carbono encontrada na situação de referência para o melão amarelo varia de 632 a 787kg CO2-eq por tonelada de melão exportado. A produção de melão responde por 36% dessa pegada, com emissões relacionadas principalmente ao gás carbônico, resultante da mudança no uso da terra, e ao óxido nitroso, emitido após a fertilização do solo. Essa pegada pode ser reduzida em 24% caso a produção ocorra em área ocupada com agricultura a mais de 20 anos e em 6%, caso doses menores de nitrogênio sejam aplicadas na produção de melão. 1. Introdução O melão é uma fruta tropical de grande relevância nas exportações nacionais de frutas. O melão esteve entre os principais itens de exportação dos estados do CE e RN em 2009, sendo estes estados responsáveis por 99% das exportações de melão do país, destinadas principalmente ao mercado europeu (SECEX, 2010). A maior área produtora e exportadora de melão no Brasil se encontra na região do Baixo Jaguaribe e Açu, entre os estados do Ceará e Rio Grande do Norte. Nessa região, o melão amarelo é a principal variedade produzida e exportada (SILVA, COSTA, 2003). Para que o melão brasileiro permaneça competitivo no mercado internacional, é importante que a cadeia invista na adoção de ações voltadas para melhoria do desempenho ambiental do produto, ao longo do seu ciclo de vida, em especial, relacionadas à pegada de carbono do melão. A pegada de carbono de um produto pode ser compreendida como a massa de gases de efeito estufa (GEE) emitida ao longo do seu ciclo de vida, expressa em quilos de gás-carbônico equivalente (kg CO2-eq.) por tonelada de produto (PANDLEY et al., 2011). A pegada de carbono, determinada seguindo a abordagem de ciclo de vida, é utilizada pelos principais protocolos internacionais como a norma inglesa PAS 2050 (BSI, 2008) e o protocolo desenvolvido pelo Instituto de Recursos Mundiais, em parceria com o Conselho Empresarial para o desenvolvimento Sustentável (WRI, WBCSD, 2011). A literatura sobre impacto do melão brasileiro nas mudanças climáticas, ou seja, sobre sua pegada de carbono é escassa. Dois estudos abordam o impacto da produção de melão sobre o clima, considerando

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a produção localizada na Europa de forma geral (AUDSLAY et al., 2009), e em particular, na Itália (CELLURA et al., 2011). Esse trabalho avalia a pegada de carbono do melão amarelo brasileiro, considerando incertezas e cenários de produção, utilizando a abordagem de ciclo de vida de produtos. O estudo é baseado no sistema convencional de cultivo praticado em fazendas da região do Baixo Jaguaribe e Açu (CE e RN), principal área produtora e exportadora de melão do Brasil.

2. Materiais e método O estudo da pegada de carbono do melão amarelo é baseado na avaliação de ciclo de vida, segundo as normas ISO 14040 e 14044 (ISO, 2006a, 2006b), focada na categoria de impacto ambiental “mudança climática”.

2.1 Fronteira do sistema e unidade functional A análise utiliza o escopo do “berço ao portão”, com a fronteira do sistema abrangendo (i) processos a montante da produção agrícola, relacionados à produção e transporte dos insumos utilizados no cultivo de melão (fertilizantes, agrotóxicos, combustível, eletricidade outros), (ii) processos agrícolas, relacionados á produção de sementes, mudas e frutos e (iii) processos a jusante da produção agrícola, relacionados ao empacotamento dos melões, transporte viário ao porto e marítimo para Europa, e disposição final de resíduos sólidos da produção agrícola em aterros e incineradores (embalagens de agrotóxicos). A unidade funcional utilizada é uma tonelada de melão amarelo exportado. De acordo com informações fornecidas pelos produtores, a exportação de uma tonelada de melão requer a produção de 1t de melão, 3,64kg de mudas e 34g de sementes.

2.2 Inventário de insumos e de gases de efeito estufa (GEE) Dados relativos aos processos agrícolas da produção de melão foram levantados na região do Baixo Jaguaribe e Açu. Como a produção de sementes de melão não ocorre no Brasil, dados relativos ao uso de insumos e geração de resíduos foram coletados em uma unidade experimental de produção de sementes da Embrapa Agroindústria Tropical. Dados relativos à produção de mudas são provenientes de uma fazenda produtora de mudas de hortaliças e à produção de melão em campo aberto, de três fazendas exportadoras. As emissões de gás carbônico (CO2), metano (CH4) e óxido nitroso (N2O) gerados na produção de sementes, mudas e melão foram estimadas de acordo com o IPCC (2006), aplicando fatores de emissão utilizados nos inventários do IPCC (2006) e nos inventários nacionais de GEE (MCT, 2010). As emissões de GEE foram estimadas considerando as seguintes atividades ocorrentes nos processos agrícolas: mudança no uso da terra; aplicação de fertilizantes agrícolas nitrogenados, incluindo incorporação de restos culturais; e queima de combustível por maquinário agrícola.

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As emissões de CO 2 provenientes da mudança no uso do solo foram distribuídas ao longo de 20 anos (WRI, WBCSD, 2011). As emissões de GEE oriundas dos processos a montante e a jusante da produção agrícola foram obtidas da base de dados Ecoinvent@ (FRISCHKNECHT, JUNGBLUTH, 2007).

2.3 Avaliação de impacto e análises de incertezas e de cenários A avaliação de impacto sobre as mudanças climáticas é expressa em quilo de CO2-equivalente (CO-eq.) por tonelada de melão exportado. Para se calcular esse impacto, inicialmente, a quantidade de 2 cada GEE gerada ao longo do ciclo de vida do melão foi multiplicada pelo seu potencial de aquecimento global (IPCC, 2006) e, em seguida, as parcelas resultantes dessas multiplicações foram adicionadas. A análise de incerteza foi realizada com o método Monte Carlo, assumindo que cada parâmetro segue uma distribuição log-normal de probabilidade. A matriz Pedigree foi utilizada para calcular o desvio padrão de cada parâmetro (GOEDKOOP et al., 2008). A avaliação da pegada de carbono do melão considera uma situação de referência e dois cenários de produção agrícola. Na situação de referência, áreas de caatinga foram transformadas em áreas agrícolas e valores médios encontrados para cada insumo são utilizados. No cenário A, a quantidade média de fertilizante nitrogenado empregado na produção de melão é reduzida de 6 para 4kg/t de melão, seguindo a indicação para a região em estudo, sugerida por Crisóstomo et al. (2002). No cenário B, considera-se que as áreas produtoras de sementes, mudas e melão já eram ocupadas com atividades agrícolas e que as mesmas quantidades de insumos da situação de referência são utilizadas.

3. Resultados 3.1 Insumos, resíduos e GEE na produção agrícola de melão Os processos de produção de sementes, mudas e melão são intensivos no uso de recursos como agroquímicos e plásticos (Tab. 1). Tanto a produção de melão para extração de sementes como para exportação do fruto dura em média 70 dias, sendo que essa última ocorre em campo aberto nos meses de julho a dezembro, durante a estação seca. O aporte de água e nutrientes às plantas é feito por meio de sistemas localizados de fertirrigação. Analisando as emissões de GEE oriundas apenas dos processos agrícolas, observa-se que CO2 é o principal gás emitido (Tab. 1). A maior emissão provém da mudança no uso da terra, de caatinga para área agrícola, com a retirada da biomassa vegetal e redução do carbono no solo ao longo dos anos. Essa situação é provável de ocorrer na região em estudo uma vez que a taxa de crescimento anual da área cultivada com melão, entre 1990 e 2010, foi de 12% no Ceará e de 8% no Rio Grande do Norte (IBGE, 2012). A produção de melão em campo aberto é o processo que mais requer área plantada. Consequentemente, é responsável pelas maiores emissões de CO2 e CH4. Esse processo também utiliza as maiores quantidades de fertilizantes nitrogenados por kg de melão exportado, liberando N2O em maior quantidade.

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Tabela 1: Insumos, resíduos e GEE dos processos agrícolas e de empacotamento de melão utilizados na produção de uma tonelada de melão.

Entradas e saídas

Unidade

Produção de sementes

Produção de mudas

Produção de melão

Empacotamento

Área

m2

0,30

0,01

441,92

0,52

Sementes

g

0,08

33,66

0,00

0,00

Mudas

g

9,03

0,00

2.471,75

0,00

Substrato

g

1.011,11

3.564,00

0,00

0,00

Água

L

0,09

0,06

186,05

0,15

Eletricidade

kWh

11,49

0,46

72,60

18,15

Diesel

g

0,00

0,00

7.207,20

0,00

Produtos limpeza

g

0,00

0,00

0,00

648,10

Plástico

g

73,27

519,31

38.008,36

659,01

Papel

g

0,00

0,00

0,00

58.495,80

Madeira

g

0,00

0,00

0,00

11.965,80

g

0,00

0,00

123.684,66

0,00

Fertilizantes composto orgânico N

g

4,05

1,65

5.548,72

0,00

P2O5

g

0,59

1,65

6.660,24

0,00

K2O

g

7,47

0,00

9.613,66

0,00

Outros

g

3,98

0,00

2.347,80

0,00

Agrotóxicos Inseticida

g

1,28

0,01

765,72

0,00

Fungicida

g

0,55

0,02

480,19

2,66

Herbicida

g

0,46

0,00

0,00

0,00

Plástico

g

66,01

523,47

38.008,36

0,00

embalagens vazias de agrotóxicos

g

0,16

0,00

643,50

0,31

CO2

g

106,92

3,96

187.375,32

201,96

CH4

g

0,10

0,01

215,82

0,30

N2O

g

0,10

0,04

217,80

0,03

Resíduo sólido

GEE

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3.2 Pegada de carbono do melão amarelo A pegada média de carbono do melão amarelo é de 710kg CO2 eq./t melão exportado na situação de referência (Fig. 1). Entretanto, devido a incertezas, esse valor pode variar de 632 a 787kg CO2 eq./t. Essas incertezas se devem, principalmente, às variações nos tipos de solo e na vegetação de caatinga encontrados na região do Baixo Jaguaribe, e nos fatores de emissão aplicados (IPCC, 2006) que influenciam a estimativa de emissões de GEE. Considerando a pegada do melão encontrada para o melão produzido na Europa (1.550kg CO2 eq./t, AUDSLEY et al., 2009) e para o cultivado na Sicília, Itália (1.427kg CO2 eq./t, CELLURA et al., 2011), observa-se que a pegada média do melão exportado brasileiro é inferior. Os principais processos responsáveis pela pegada de carbono são a produção de melão em campo aberto (37%), de fertilizantes (21%) e de plásticos (14%) (Fig. 1). O transporte de insumos para as fazendas e de melões para Europa contribui pouco (12%) para a pegada, comparado a outros processos. Entretanto, é importante destacar que o total das emissões provenientes dos processos a jusante e montante da produção agrícola são responsáveis por 63% da pegada de carbono do melão amarelo. Comparando as pegada na situação de referência com as dos cenários A e B, observa-se que ela pode ser reduzida. A principal redução (24%) ocorre quando os processos agrícolas ocorrem em áreas já desmatadas, utilizadas em atividades agrícolas (Cenário B). A redução no uso de fertilizantes nitrogenados na produção de melão (Cenário A) implica em menores emissões de N2O no campo e na produção dos fertilizantes, com redução em 6% na pegada de carbono.

800

Outros processos

700

Transporte de insumos

600

Eletricidade Fertilizantes

500

Plástico

400

Papel

300

Transporte de melão

200

Empacotamento

100

Prod. Melão Mudas

0 Situação de referência

Cenário A

Cenário B

Sementes

Figura 1: Pegada de carbono do melão amarelo na situação de referência e cenários A e B.

4. Conclusões A pegada de carbono do melão amarelo brasileiro exportado é em média 710kg CO2 eq./t melão exportado, variando entre 632 e 787kg CO2 eq./t. Os principais processos responsáveis pela pegada são produção de melão em campo aberto, de fertilizantes e de plásticos. Essa pegada pode ser reduzida em até 30% quando a área utilizada para produção já é ocupada com atividades agrícolas a mais de vinte anos e quando a aplicação de adubo nitrogenado é reduzida

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5. Referências AUDSLEY, E., BRANDER, M., CHATTERTON, J., MURPHY-BOKERN, D., WEBSTER, C., WILLIAMS, A.. How low can we go? An assessment of greenhouse gas emissions from the UK food system and the scope to reduce them by 2050. United Kingdom: FCRN/WWF, 2009. BRITISH STANDARDS (BSI). PAS 2050:2008 - Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services. United Kingdom: DEFRA, 2008. Disponível em: http://www.ifu.ethz.ch/ESD/education/Masterstudium/IEG/psa2050.pdf. Acesso em: 22/09/2011. CELLURA, M., LONGO, S., MISTRETTA, M. Life cycle assessment (LCA) of protected crops: an Italian case study. Journal of Cleaner Production, 2011, doi: 10.1016/j.jclepro.2011.10.021. CRISÓSTOMO, L. A., SANTOS, A. A., RAIJ, B., FARIA, C. M. B., SILVA, D. J., FERNANDES, F. A. M., SANTOS, F. J. S., CRISÓSTOMO, J. R., FREITAS, J. A. D., HOLANDA, J. S., CARDOSO, J. W., COSTA, N. D. Adubação, Irrigação, Híbridos e Práticas Culturais para o Meloeiro no Nordeste. Circular Técnica 14. Fortaleza: Embrapa Agroindústria Tropical, 2002. FRISCHKNECHT, R.; JUNGBLUTH, N. Ecoinvent – overview and methodology. Dubendorf: Swiss Center for Life Cycle Inventories, 2007. GOEDKOOPM, M., SCHRYVER, A., OELE, M.. Simapro 7: introduction to LCA. Netherlands: PRé Consultants, 2008. INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA (IBGE). Produção Agrícola Municipal. Brasília: IBGE, 2012. Disponível em: . Acesso em: 20/12/2011. INTERNATIONAL ORGANIZATION FOR STANDARDIZATION (ISO). ISO 14040:2006- Environmental management, Life cycle assessment, Principles and framework. Geneva: ISO, 2006a. INTERNATIONAL ORGANIZATION FOR STANDARDIZATION (ISO). ISO 14044:2006- Environmental management - Life cycle assessment - Requirements and guidelines. Geneva: ISO, 2006b. INTERNATIONAL PANEL ON CLIMATE CHANGE (IPCC). Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Geneva: IPCC, 2006. Disponível em: . Acesso em: 22/09/2010. MINISTÉRIO DA CIÊNCIA E TECNOLOGIA (MCT). Inventário Brasileiro de Emissões Antrópicas por Fontes e Remoções por Sumidouros de Gases de Efeito Estufa não Controlados pelo Protocolo de Montreal. Brasília: MCT, 2010. PANDEY. D., AGRAWAL, M., PANDEY, J. S. Carbon footprint: current methods of estimation. Environ Monitoring Assessment, v. 178, p.135–160, 2011. SECRETARIA DE COMÉRCIO EXTERIOR (SECEX). Exportações de melão em 2009 – Sistema de Análise das Informações de Comércio Exterior via Internet, denominado ALICE-Web. Disponível em: . Acesso em: 22/09/2010. SILVA, H. R., COSTA, N. Melão: produção aspectos técnicos. Brasília: Embrapa, 2003. WORLD RESOURCE INSTITUTE (WRI), WORLD BUSINESS COUNCIL FOR SUSTAINABLE DEVELOPMENT (WBCSD). Product life cycle reporting and standard. Washington: WRI, 2011. Disponível em: . Acesso em: 10/01/2012.

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Pegada hídrica da revista natura: Aplicando a metodologia no contexto corporativo I. C. M. Francke1, J. F. W. Castro2 1 2

Gerência de Tecnologias Sustentáveis, Natura Cosméticos. Geoklock Consultoria e Engenharia Ambiental Brazil.

A água é um recurso essencial para a vida. Embora seja um recurso renovável, a água com níveis aceitáveis de qualidade é passível de escassez, e a segurança do abastecimento de água é atualmente uma preocupação mundial. A pegada hídrica é um indicador de consumo de água doce que representa tanto o uso de água direto quanto indireto do processo, sendo um indicador mais completo do que a medida tradicional de retirada de água. A sua aplicação com uma abordagem integrada - isto é, com uma visão do ciclo de vida do produto - oferece uma perspectiva mais ampla sobre como um consumidor têm suas atividades relacionadas aos recursos hídricos. Este estudo, com o uso da metodologia descrita pelo WFN – Water Footprint Network – teve como objetivo a contabilização e entendimento da aplicação da metodologia para um produto de grande representatividade mássica para a empresa: a revista Natura. A revista é distribuída a aproximadamente 1.4 milhões consultores da Natura a cada 21 dias, e é a principal ferramenta de vendas do modelo de negócios de venda direta. A pegada hídrica de um quilograma de revista Natura, desde a extração até a etapa de uso e descarte, contabilizou um total de 3.276 litros, sendo esta composta de 78% de água verde, 16% de água azul e 6% de água cinza.. 1. Introdução Água doce de qualidade adequada não é apenas um pré-requisito para as sociedades humanas, mas também para os ecossistemas naturais que desempenham funções essenciais para a existência humana e da vida na Terra. O uso eficiente de água doce e controle da poluição do recurso é muitas vezes parte de questões de sustentabilidade abordadas pelas empresas, e um dos principais desafios enfrentados hoje pela sociedade. A Natura, uma das maiores empresas de cosméticos no Brasil, é orientada desde a sua criação em 1969 por valores e crenças em que a sustentabilidade e a qualidade das relações desempenham um papel essencial. Portanto, a Natura pretende se comportar de forma sustentável para gerar valor, considerando a cadeia de suas operações, desde a extração de matérias-primas até o descarte final de produtos e embalagens. Em linha com este compromisso, as iniciativas e os princípios da gestão do ciclo de vida têm sido utilizados cada vez mais ao longo dos anos para reduzir seus impactos ambientais. Para continuar os avanços na capacidade de gerir de forma sustentável o portfólio de produtos e atividades, que exige a consolidação e atualização de indicadores atuais, a Natura busca desenvolver ainda mais seus indicadores sociais e ambientais. Seguindo este caminho, estudos sobre o tema pegada hídrica foram iniciados em 2008. O mapeamento dos consumos e descartes de água na cadeia de produção de um produto ou serviço, desde a etapa de extração até seu uso final, permite uma avaliação precisa dos impactos em relação a este recurso natural. Apesar de a água ser um recurso renovável, seu processo equilibrado de renovação e disponibilidade deve ser garantido. A pegada hídrica é um indicador que considera o consumo direto e indireto de água do consumidor e produtor, através dos indicadores de volumes de água azul, verde e cinza.

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A Revista Natura é um material de importância vital no modelo de negócio de venda direta, atualmente sendo distribuída a uma rede de 1.4 milhões de consultoras em ciclos de 21 dias. Resumidamente, é o catálogo de produtos da Natura, principal ferramentas da estrutura de vendas da empresa. Neste contexto, e com o objetivo de melhor compreender os potenciais impactos nos recursos hídricos de sua cadeia de valor, a Natura buscou avaliar, em caráter de estudo piloto, os consumos de água desde a cadeia de fornecimento dos insumos até a etapa de descarte da revista Natura, aplicando o conceito de pegada hídrica.

2. Metodologia O estudo de caso se baseia nas diretrizes estabelecidas pelo Water Footprint Network - WFN (Hoekstra, Chapagain, Aldaya & Mekonnen, 2011). A pegada de água de um produto corresponde ao volume de água retirada de sua condição natural pelas atividades ao longo do ciclo de vida de um produto ou serviço. Trata-se de um indicador que contabiliza volumes de água evaporada, deslocada ou com sua qualidade alterada no processo. Esta contabilização é composta por três parâmetros: azul, verde e cinza. A água azul refere-se ao consumo de recursos de água doce utilizada (águas superficiais e subterrâneas) ao longo da cadeia. Este consumo é referente à perda de água, ou seja, devido à alteração do balanço hídrico do recurso disponível, que ocorre por meio da evaporação, incorporação no produto ou pela devolução do recurso em outra bacia hidrográfica ou mar. A água verde é definida como consumo de água de precipitações, sendo contabilizada através da quantidade evaporada e incorporada pela produção agrícola durante seu crescimento no processo de evapotranspiração. Dependendo do tipo de cultivo e da região, esta evapotranspiração pode ser de maior ou menor intensidade. É importante reiterar que irrigação é considerada no indicador de água azul, por se apropriar de recursos hídricos superficiais. A água cinza é um indicador de poluição definido como o volume de água doce necessária para assimilar a carga de poluentes com base nos padrões de qualidade ambiental da água locais. É um volume teórico que busca dimensionar o impacto da poluição dos recursos hídricos. Para o estudo, foram consideradas todas as matérias-primas utilizadas na produção da revista Natura, com abordagem de ciclo de vida. Pelo caráter piloto do estudo foi adotado um critério de corte em relação aos insumos de 1%, ou seja, os materiais ou combustíveis da cadeia que representam menos de 1% em massa em relação ao insumo alvo foram desconsiderados. Desta forma, contabilizou-se 85% da composição do papel, abrangendo as principais matérias primas. As pegadas hídricas dos insumos, quando não disponíveis na base de dados do WFN, o Waterstat Database, foram calculadas a partir da base de dados de apoio a ACV, o Ecoinvent. Nesta contabilização foram consideradas e convertidas em pegada hídrica os volumes de água captados de fontes superficiais, energia elétrica consumida nos processos e elemento poluidor de maior impacto em relação aos parâmetros de lançamento de efluentes regidos pela legislação brasileira (CONAMA no 357, 2005; CONAMA no 430, 2011). Nas etapas agrícolas foram adotadas as recomendações de impacto da fertilização do WFN (Mekonnen & Hoekstra 2011), de que 10% do nitrogênio aplicado no cultivo atinge o corpo hídrico. Em função deste parâmetro, foi considerado a concentração máxima de lançamento

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de 20mg/l de nitrogênio (CONAMA no 430, 2011) para o cálculo de água cinza e considerada nula a concentração deste elemento nas condições naturais. Para a contabilização da pegada hídrica do consumo de eletricidade brasileira, foram consideradas todas as fontes de geração, atribuindo-lhes valores de água verde, azul e cinza. Os valores foram obtidos através de uma combinação de dados da geração média das principais fontes de eletricidade do Brasil (Agência Nacional de Energia Elétrica [ANEEL], 2011) e os fatores de pegada hídrica descritos por Gerbens-Leenes & Hoekstra (2008), e Mekonnen & Hoekstra (2011). Semelhante à matriz energética, foram compiladas as pegadas hídricas dos combustíveis brasileiros, fósseis e vegetais com base nas médias globais de pegada hídrica. Neste caso, foram consideradas as frações de 5% de biodiesel no diesel e de 25% de etanol na gasolina comum. Na etapa de processamento do papel foram utilizadas as informações de consumos de água e geração de efluentes do processo produtivo, além da capacidade de assimilação do corpo hídrico local. A etapa de corte e impressão na unidade gráfica e o transporte das revistas aos consultores, também foram contabilizadas. Para a etapa de uso e descarte da revista, foi considerado que não há utilização de água ou geração de carga poluidora que venha a alterar as condições dos recursos hídricos. Desta forma, não foram consideradas qualquer contabilização de pegada hídrica nesta etapa, com exceção dos volumes atribuídos ao transporte da disposição final.

3. Resultados e Discussão A pegada hídrica de um quilograma de revista Natura, desde a extração até a etapa de uso e descarte, contabilizou um total de 3.276 litros (Tab. 1). O indicador de água verde, referente às etapas agrícolas, constitui 78% da pegada hídrica de todo o ciclo de vida de da revista Natura. Os maiores volumes são referentes à madeira de eucalipto e de pinus utilizada na produção do papel (42%) e nos insumos consumidos no processo (38%), com destaque para o látex que responde por mais de 90% da água verde dos insumos. No item Energia, o volume de água verde contabilizado está relacionado ao volume de água da etapa de crescimento da madeira, consumida para a geração de energia na fábrica.

Tabela 1: Pegada Hídrica da Revista Natura.

litros / kg Revista

Verde

Azul

Cinza

Total

%

Insumos

965

43

138

1.147

35,0%

Madeira

1.076

2

9

1.087

33,2%

Energia

425

454

3

882

26,9%

Transporte

92

11

5

108

3,3%

Processo

0

11

41

52

1,6%

TOTAL

2.558

521

197

3.276

100,0%

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O indicador de água azul constitui 16% da pegada hídrica, sendo o consumo mais relevante atribuído a energia, mais especificamente à eletricidade consumida da rede interligada nacional (87%). Na etapa de processo, as perdas tanto de evaporação pelas torres de resfriamento, quanto pela secagem do papel, estão contabilizadas como água azul. Já o indicador de água cinza é o de menor impacto, representando 6% da pegada hídrica total, e alocado principalmente na cadeia de produção dos insumos (70%) e na etapa de produção de papel (21%).

4. Conclusão O estudo em questão abordou o tema de pegada hídrica de forma abrangente, olhando para todo o ciclo de vida da revista Natura. Os resultados mostraram que o uso de matérias-primas agrícolas é significativo, porém não necessariamente representa impactos negativos nos recursos hídricos locais. A pegada hídrica da eletricidade brasileira estimada neste estudo mostrou-se um fator relevante. Para cada um kwh, há associada uma pegada de 8 litros de água verde, 105 litros de água azul e 0,5 litros de água cinza. O cenário brasileiro de geração de energia elétrica, baseado em hidrelétricas, implica em uma pegada hídrica azul significativa, atribuída à evaporação do espelho d’água nas usinas hidrelétricas. A etapa de produção de papel, onde ocorre o processo de secagem e consequente evaporação de água, responde por 2% do total de água azul. Entretanto, apesar da baixa representatividade, é uma etapa importante se considerarmos que para cada um quilograma de papel seco, foram evaporados 11 litros de água. O estudo buscou a aplicação da metodologia proposta pelo WFN para a determinação da pegada hídrica de um produto específico, neste caso a revista Natura. Muitos dos fatores utilizados têm como referências modelos globais ou mesmo nacionais, que podem ser refinados em estudos futuros. O látex, por exemplo, tem como base um fator médio global e se apresentou muito relevante, indicando ser um item para aprimoramento de dados, tanto referente à contabilização dos volumes quanto aos critérios de alocação, já que toda a água evaporada pela árvore produtora é alocada para o látex extraído. De acordo com Van Oel & Hoekstra (2010), a pegada hídrica de uma folha A4 está na faixa de 4 a 19 litros, sem considerar a água cinza. No estudo da revista Natura, o resultado intermediário da pegada hídrica do papel (antes da impressão) foi de 14 litros por folha A4, considerando a água cinza e escopo ampliado de estudo, o que indica que os resultados estão de acordo com o esperado.

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5. Referências ANEEL - Agência Nacional de Energia Elétrica. “Banco de Informações de Geração”. www.aneel.gov.br (acessado em 4 de julho de 2011). CONAMA - Conselho nacional do meio Ambiente – Resolução no 357, 2005. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre. cfm?codlegi=646 CONAMA - Conselho nacional do meio Ambiente – Resolução no 430, 2011. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre. cfm?codlegi=646 ECOINVENT - Banco de Dados Suíço de Inventários do Ciclo de Vida; versão 2.1. (2010) http://www.ecoinvent.org GERBENS-LEENES, P.W., HOEKSTRA, A.Y., VAN DER MEER, TH.H. Water footprint of bio-energy and other primary energy carriers, Delft, The Netherlands: Value of Water Research Report Series no29, UNESCO-IHE, 2008. HOEKSTRA, A.Y., CHAPAGAIN, A.K., ALDAYA, M.M. AND MEKONNEN, M.M. The water footprint assessment manual: Setting the global standard. London, UK: Earthscan, 2011. MEKONNEN M.M. and HOEKSTRA, A.Y. The green, blue and grey water footprint of crops and derived crop products, Enschede, The Netherlands: Twente Water Centre, University of Twente, 2011. MEKONNEN M.M. and HOEKSTRA, A.Y. The water footprint of electricity from hydropower, Delft, The Netherlands: Value of Water Research Report Series nº 51, UNESCO-IHE, 2011. NATURA. Relatório Anual Natura 2011. disponível em: http://natura.infoinvest.com.br/enu/s-15-enu.html (acessado em 13 de abril de 2012). VAN OEL, P.R., and HOEKSTRA, A.Y. The green and blue water footprint of paper products, Delft, The Netherlands: Value of Water Research Report Series nº 46, UNESCO-IHE, 2010. WATER FOOTPRINT NETWORK - WaterStat Database: Banco de Dados de Pegadas Hídricas Globais; http://www.waterfootprint.org/?page=files/WaterStat

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Percepções do uso de diferentes métodos de aicv: uma comparação baseada no aquecimento global G. M. Zanghelini1, E. Cherubini1, B. M. Galindro1, S. R. Soares1 1 Grupo de Pesquisa em Avaliação do Ciclo de Vida (CICLOG); Departamento de Engnharia Sanitária e Ambiental, Centro Tecnológico, Campus Universitário, Trindade. Florianópolis - SC – Brasil.

Com a evolução da Metodologia de Análise do Ciclo de Vida ao longo dos anos, diversos métodos de avaliação de impactos foram criados, compreendendo cada qual suas próprias características de identificação e classificação das entradas e saídas dos sistemas de produto. Estes métodos podem variar os modelos de caracterização, as categorias de impacto disponíveis para a avaliação e o alcance final dos resultados. Desta forma, um mesmo sistema de produto pode gerar resultados singulares dependendo do método, o que demonstra a importância de compreender e dominar as minúcias e detalhes de cada um. O principal objetivo deste estudo foi realizar uma análise crítica com relação aos resultados e as diferenças conceituais entre quatro dos métodos mais utilizados recentemente nas Análises de Ciclo de Vida pelo Grupo de Pesquisa em Avaliação do Ciclo de Vida, o ReCiPe Midpoint Hierarchist, o CML2000 Baseline, EDIP2003 e o GHG Protocol. Para tanto, realizou-se a análise de um processo elementar real, por meio do software SimaPro 7.3., baseado em um inventário de dados primários para a mesma categoria de impacto, o Aquecimento Global. Desta forma, em posse dos resultados, pôde-se encontrar variações em torno de 2% das emissões finais. Aparentemente, pequena, esta variação pode representar um valor significativo na comparação entre sistemas concorrentes, ou quando na extrapolação de dados. 1. Introdução A Análise do Ciclo de Vida (ACV) de produtos e serviços historicamente surgiu a partir da metade do século XX em decorrência principalmente dos problemas de escassez de recursos e das peocupações inerentes. Esta metodologia foi moldada de forma a fornecer aos interessados informações para a tomada de decisões, buscando a diminuição dos impactos ambientais associados a melhor eficiência dos sistemas e a otimização dos processos (DE HAES et. al., 2002; CHEHEBE, 2002; CURRAN,1996). Com a evolução das análises e em virtude da necessidade de garantir a integridade dos resultados criaram-se as normas, hoje compostas pela NBR ISO 14040 e NBR ISO 14044. Estas mesmas normas apontam, que uma ACV deve compreender quatro etapas principais: 1) Definição de Objetivo e Escopo; 2) Análise de Inventário de Ciclo de Vida ; 3) Avaliação de Impactos de Ciclo de Vida e, 4) Interpretação (ABNT 2009). Este artigo aborda mais especificamente os métodos de avaliação utilizados na terceira etapa, que compreende o estudo da significância dos impactos ambientais potenciais associados ao inventário. Os métodos de avaliação de impacto foram criados com o objetivo de facilitar a avaliação da extensa lista de emissões, recursos consumidos e demais itens, normalmente resultado do inventário. Vários foram desenvolvidos por diversas entidades, seguindo-se as recomendações das normas, de modo a refletir o interesse e as necessidades do criador, envolvendo por exemplo, as categorias de impacto de interesse, os modelos de caracterização, o grau de subjetividade e a comunicabilidade dos resultados.

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Para este estudo, utilizaram-se os métodos: o ReCiPe Midpoint Hierarchist, o CML2000 Baseline, EDIP2003 e o GHG Protocol, enquanto que a categoria escolhida para a comparação foi o Aquecimento Global. O método ReCiPe foi criado através de uma contribuição mútua entre orgãos holandeses: National Institute for Public Health; Environment e Institute of Environmental Sciences da Universidade de Leiden; Departamento de Ciências Ambientais da Radboud University Nijmegen; e a organização independente para consultorias CE Delft. Este método possui uma abordagem tanto midpoint quanto endpoint. O modelo de caracterização para a análise midpoint do Aquecimento Global é baseado no relatório do Intergovernmental Panel of Climate Change (IPCC) de 2007, que indica em uma tabela as diversas emissões e o potencial de aquecimento global (PAG) de cada uma delas, compilando o resultado para o indicador da categoria, kg de CO2 equivalente. A versão Hierarchist representa uma análise média, sem ser otimista e nem pessimista (GOEDKOOP et al, 2008). O CML2000 Baseline é um método de avaliação com abordagem restrita midpoint, criado pela faculdade de ciências do Institute of Environmental Sciences da Universidade Holandesa de Leiden, e, para a categoria de aquecimento global, baseia-se no relatório do IPCC para caracterizar as entradas e saídas do inventário, em um horizonte de 100 anos (UNIVERSITEIT LEIDEN, 2011). Enquanto que o método chamado de EDIP 2003, foi desenvolvido pelo Institute for Product Development (IPU), da Universidade Técnica da Dinamarca, a partir de uma atualização do ja existente EDIP 1997. Trata-se de um método com orientção midpoint. (WENZEL, HAUSCHILD e ALTING, 1997). O GHG Protocol, aplica o PAG para um horizonte de 100 anos, caracterizando o inventário para CO2 equivalente como os demais, baseado nos fatores do relatório do IPCC do ano de 2007 (GHG PROTOCOL, 2011).

2. Metodologia Para alcançar o objetivo proposto para este estudo, realizou-se a Avaliação de Impacto de Ciclo de Vida (AICV) por meio de quatro métodos de avaliação de impactos ambientais, representando aqueles de maior emprego nos estudos recentes do Grupo de Pesquisa em Avaliação do Ciclo de Vida (CICLOG): o ReCiPe Midpoint Hierarchist, o CML2000 Baseline, o EDIP 2003 e por fim, o GHG Protocol. Optou-se por restringir a análise a uma categoria de impacto, o Aquecimento Global, em todos os métodos, por representar um maior interesse das partes e por trabalhar o resultado em um indicador de fácil entendimento. Como o objetivo deste estudo foi evidenciar as diferenças entre os métodos, aplicou-se um Inventário de Ciclo de Vida (ICV) idêntico a todos, previamente levantado pelo CICLOG compreendendo a produção de farelo de soja brasileiro e o seu transporte da região centro-oeste até o estado de Santa Catarina, a unidade funcional representada por 1000kg do farelo transportado. A inserção dos fluxos de entradas e saídas deste sistema de produto foi realizada com o auxílio do software SimaPro 7.3. classroom. Mais detalhadamente, o sistema de produto escolhido compreendeu parte da cadeia produtiva de suínos de Santa Catarina, envolvendo uma grande região produtora de soja no Brasil, o centro-oeste representada pelo município de Rondonópolis (MT) e o município catarinense de Concórdia, centro de atividade de suinocultura. O farelo, um co-produto da produção e beneficiamento da soja é utilizada como base para a ração dos animais e é obtida a partir da secagem da torta remanescente do processo de obtenção do óleo. Para esta secagem atribuiu-se uma matriz composta por quatro fontes energéticas: eletricidade, gás natural, carvão e óleo, todos aplicados a um forno industrial. Para a criação do cenário assumiu-se o farelo de soja transportado por meio de caminhão carreta e a distância de 1800 km entre os municípios.

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3. Resultados A análise dos resultados apresentou uma variação considerável entre os métodos conforme Figura 1. O GHG Protocol e o ReCiPe Midpoint Hierarchist apresentaram-se muito próximos em seus valores, variando apenas 0,5kg de CO2 equivalente para o sistema de produto analisado, sendo estes os menores valores, enquanto que o CML 2000 Baseline demonstrou um valor acrescido de 20kg desta emissão equivalente representando uma variação percentual de 1% se comparado ao menor valor (GHG Protocol). Seguindo a mesma linha de raciocínio, o método EDIP 2003 apresentou um acréscimo de aproximatamente 2% se comparado ao resultado do GHG Protocol, ou em valores absolutos, 37kg de CO2 equivalente emitido a mais. Verificando as contribuições das duas principais etapas deste sistema de produto, a produção de farelo de soja (1 tonelada) e seu transporte da região centro-oeste até o estado de Santa Catarina, pode-se concluir que a maior variação dos resultados esta compreendida na produção de soja. A contribuição do transporte para o impacto final pouco se altera dentre os métodos possuindo uma amplitude máxima de 1,3kg de CO2 eq. entre o maior e o menor emissor, EDIP 2003 e GHG Protocol respectivamente. Enquanto isso, o processo de fabricação do farelo de soja (incluido todo o cultivo e posterior processamento), apresenta a variação de até 2%, relativa aos 35kg de CO2 emitido a mais pelo sistema de produto na análise por meio do método EDIP 2003 se comparada ao resultado do GHG Protocol (Fig. 2).

CML 20000 Baseline

ReCiPe EDIP 2003 GHG Protocol Midpoint Hierarchist

217 CML 20000 Baseline

217

218

1674

1675

1709

Aquecimento Global

1692

1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0

Kg de CO2 equivalente

1891

1928

1892

Aquecimento Global

1909

Kg de CO2 equivalente

1940 1920 1900 1880 1860 1840 1920 1800

217

ReCiPe EDIP 2003 GHG Protocol Midpoint Hierarchist

Figura 1: Resultado da ACV segundo os quatro méto- Figura 2: Resultado da ACV segundo os quatro métodos aplicados ao mesmo sistema de produto. dos por principais etapas do sistema de produto.

4. Discussões As diferenças entre os resultados descritos no item 3 deste artigo são de ordem de até 2% para uma mesma análise (sistema de produto). Este percentual representa uma variação de até 38kg de CO2 equivalente emitido comparando-se os métodos de resultado mais crítico com o menos crítico para esta ACV. Esta variação apesar de representar uma pequena fração do total emitido, pode acabar induzindo à escolha para o de “melhor” desempenho ambiental, tratando-se de idêntico sistema de produto analisado. Esta diferença fica mais evidente a medida que se extrapola os limites do sistema, para por exemplo, uma produção geográfica (estado de Mato Grosso) ou temporal (produção anual de uma empresa do ramo) do farelo se soja. Por exemplo, aplicando o montante final exportado pelo Brasil da safra de 2010/2011 de farelo de soja, de 14100 toneladas (ANEC, 2012), obtêm-se da diferença percentual de 2%, um valor absoluto de 512 toneladas de CO2 equivalente da variação entre a análise com o método EDIP 2003 e com o GHG Protocol. Analisando o inventário de substâncias caracterizadas pelos métodos de avaliação,

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encontrou-se uma grande diferença na quantidade listada de cada um. O CML2000 Baseline compilou ao todo 53 substâncias totalizando o emitido demonstrado na Figura 1. Para o mesmo sistema de produto o ReCiPe caracterizou 95 substâncias. O EDIP 2003 apresentou 150 substâncias caracterizadas cujo somatório perfez os 1928kg de CO2 equivalente emitido. Enquanto que o método GHG Protocol classificou 92 substâncias caracterizadas para o indicador da categoria. Esta variação na identificação e classificação das substâncias causadoras de impacto para a categoria analisada é um dos motivos da diferença nos resultados mesmo analisando um mesmo sistema. Outro causador são os fatores de caracterização que cada método utiliza para transformar os valores identificados do inventário no indicador de impacto ambiental do Aquecimento Global, CO2 equivalente emitido (em kg). A Tabela 1 apresenta as principais emissões desta ACV, já caracterizadas para o indicador. Pode-se notar que as duas principais substâncias, o Dióxido de Carbono emitido oriundo da transformação da terra e da queima de combustível fóssil possuem mesmo fator de caracterização e aparecem nos quatro métodos, de forma idêntica. A partir da terceira principal substância emitida, já existe variação entre os fatores de caracterização. Enquanto os métodos ReCiPe e GHG Protocol utilizam um fator de caracterização de 298kg de CO2 para cada kg de N2O emitido, os métodos CML 2000 Baseline e EDIP2003 aplicam um fator de 296kg, resultando em um diferença entre os métodos de 0,7kg de CO2 equivalente emitido. Esta mesma situação ocorre para a quinta substância, na qual os métodos CML 2000 Baseline e EDIP2003 aplicam um fator de 23 enquanto que os demais um fator de 25 para cada kg de metano emitido. Esta diferença no fator de caracterização reflete no resultado final, na qual os dois métodos com maior fator de caracterização acabam por emitir 3,37kg de CO2 eq. a mais que o CML 2000 e o EDIP2003. No método GHG são considerados as emissões de monóxido e dióxido de carbono biogênico, enquanto nos demais métodos apenas o metano biogênico é contabilizado. No entanto, como o GHG considera que parte do carbono é fixado (uptake) nas plantas e árvores quando estão em crescimento, no balanço total o método apresenta valores mais baixos que os demais.

Tabela 1: Principais substâncias emitidas e sua contribuição para a emissão por cada método (caracterizado em CO2 equivalente).

Substância

CML 2000 B.

ReCiPe

EDIP2003

GHG Protocol

Dióxido carbono, transf. terra

1198,46

1198,46

1198,46

1198,46

Dióxido carbono, fóssil

542,82

542,82

542,82

542,82

Óxido Nitroso

103,27

103,97

103,27

103,97

Dióxido de Carbono, biogênico

-

-

-

73,63

Metano, fóssil

38,78

42,15

38,78

42,15

Monóxido carbono, fóssil

21,84

-

27,83

-

Hexano

-

-

5,54

-

Metano, biogênico

2,34

2,57

2,34

2,92

Monóxido carbono, biogênico

-

-

-

2,79

Dióxido carbono, no ar (uptake)

-

-

-

-77,3

Outras substâncias

1,62

1,87

8,63

1,87

TOTAL

1909

1892

1928

1891

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O monóxido de carbono originado pela queima de combustíveis fósseis (sexta principal emissão) é classificado apenas pelo CML e pelo EDIP acrescentando ao impacto final 22kg e 28kg de dióxido de carbono equivalente, respectivamente, a diferença nos valores absolutos está associada aos fatores de caracterização, 1,57kg para o CML e 2kg para o EDIP. E este é o principal motivo para que os dois métodos sejam o de maior impacto final, embora utilizem fatores de caracterização mais baixos para CH4 e N2O. Quando analisados os altos valores de emissão para o método EDIP 2003 (Fig. 1) ainda deve ser levado em consideração que o mesmo caracteriza mais substâncias que os demais métodos, como pode ser observado na Tabela 1).

5. Conclusões Fica evidente, através das questões abordadas na discussão deste artigo, que a principal fonte da variação dos resultados dentre os métodos abordados não são os fatores de caracterização que cada um usa, e sim, as substâncias que cada um compreende ou não. Apesar de alguns fatores de caracterização se diferenciarem uns dos outros, esta variação é pequena, sendo que as três principais contribuições deste sistema de produto para a categoria de impacto analisada são praticamente idênticas (inferior em apenas 0,7kg equivalente emitido pelo método EDIP2003). Neste sentido, torna-se imprescindível, quando na análise comparativa entre sistemas de produto, que a mesma seja baseada no mesmo método, ou que o método seja descrito com detalhes, listando-se principalmente as substâncias envolvidas na categoria de impacto e os fatores de caracterização utilizados. Da mesma forma, é importante criar uma visão criteriosa quanto às ACVs comparativas empregadas em marketing, seja entre sistemas de produto concorrentes, ou mesmo entre cenários de um mesmo sistema, que demonstre melhoria e/ou evolução ambiental. 6. Referências ABNT NBR ISO 14040: Gestão ambiental – Avaliação do ciclo de vida – Princípios e estrutura. Rio de Janeiro, 2009. 21 p. ASSOCIAÇÃO NACIONAL DOS EXPORTADORES DE CEREAIS (ANEC). Estatísticas: Evolução das Exportações. Acesso em 10 de fev. de 2012. Disponível em http://www.anec.com.br/links.html. DE HAES, U; FINNVEDEN, G; GOEDKOOP, M; HAUSCHILD, M; HERTWICH, E.G; HOFSTETTER, P; JOLLIET, O; KLÖPFFER, W; KREWITT, W; LINDEIJER, E; MÜLLER-WENK, R; OLSEN, S.I; PENNINGTON, D. W; POTTING, J; STEEN, B. Life-Cycle Impact Assessment: Striving Toward Best Practice. Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC), Pensacola, USA. 2002. 272 pag. CHEHEBE, J. R. B. Análise do Ciclo de Vida de Produtos: Ferramenta Gerencial da ISO 14000. Rio de Janeiro: Qualitymark, 2002. 104 p. CURRAN, M. A. Environmental Life-Cycle Assessment. McGraw-Hill, Nova York. 1996. GOEDKOOP, M. J. et al. ReCiPe 2008, A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and the endpoint level; First edition Report I: Characterisation; 6 January 2009, disponível em http://www.lcia-recipe.net. Acesso em 29/03/2012. GHG PROTOCOL. Product Life Cycle Accounting and Reporting Standard. E-reader version. Wold Resource Institute. 154 p. 2011. Disponível em http://www.ghgprotocol.org/. IPCC, 2007: Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [Solomon, S., D. Qin, M. Manning, Z. Chen, M. Marquis, K.B. Averyt, M. Tignor and H.L. Miller (eds.)]. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, 996 pp. UNIVERSITEIT LEIDEN. CML-IA Characterisation Factors. Março de 2011 Disponível em http://cml.leiden.edu/software/data-cmlia.html. Acesso em 03/04/2012. WENZEL, H; HAUSCHILD, M; ALTING, L. Environmental assessment of products Vol. 1 Methodology, tools and case studies in product development. Massachussets: Kluwer Academic Publishers, 1997. 543 p.

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Planejamento da logística reversa pós-consumo para lâmpadas fluorescentes através da avaliação de ciclo de vida de produto D. M. Bacila1, L. Wiemes2, M. B. Kolicheski3 1 2 3

PPG-MAUI - Universidade Federal do Paraná: UFPR UFPR Centro Politécnico. DHS - Universidade Federal do Paraná: UFPR UFPR Centro Politécnico. DEQ - Universidade Federal do Paraná: UFPR UFPR Centro Politécnico.

As lâmpadas fluorescentes (LF) estão entre os tipos de lâmpadas mais consumidas no Brasil. Anualmente são importadas mais de 200 milhões de unidades de lâmpadas fluorescentes compactas (LFC) e produzidas no Brasil em torno de 32 milhões de LF tubulares. O Brasil apresenta baixo índice de reciclagem destes tipos de lâmpadas, no entanto, através da implantação da Política Nacional de Resíduos Sólidos é preconizada a obrigatoriedade para o retorno e disposição final de LF pós-consumo. A avaliação de ciclo de vida (ACV) do produto consiste em umas das ferramentas que auxilia no planejamento da logística reversa, pois considera desde a etapa de obtenção dos insumos até a disposição final do produto pós-consumo. O objetivo deste trabalho consiste em correlacionar a ACV com o planejamento da logística reversa para as LF. A etapa que mais gera riscos ambientais é a fase de descarte, devido ao conteúdo de mercúrio presente neste tipo de lâmpada. Através do estudo de ACV torna-se possível avaliar os custos envolvidos em todas as etapas, bem como os potenciais impactos ambientais relacionados e a geração de subprodutos perigosos. Além disso, também favorece a rotulagem ambiental. Sendo assim, conclui-se que para a estruturação da logística reversa de LF pós-consumo, deve-se considerar como ferramenta de apoio o estudo de ACV e que todos os elos da cadeia devem contribuir para o retorno do produto após o final da sua vida útil. 1. Introdução As lâmpadas fluorescentes (LF) são consideradas melhores do que as incandescentes, sob o ponto de vista de eficiência energética. Entretanto, as LF possuem mercúrio na sua composição, o qual ocasiona uma problemática na sua destinação. Através da promulgação da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS), torna-se obrigatório o retorno destes produtos após o consumo para que ocorra a destinação final adequada. A técnica de avaliação de ciclo de vida de produto (ACV) pode ser utilizada para o planejamento e estruturação do sistema de logística reversa das LF. O objetivo deste trabalho consiste em apresentar a correlação entre a ACV e o planejamento da logística reversa para lâmpadas fluorescentes.

2. Lâmpadas fluorescentes Lâmpadas fluorescentes são preenchidas internamente com gases a baixa pressão, sendo um deles o mercúrio. O interior da LF é revestido com pó fosfórico. Através da passagem de uma corrente elétrica os átomos de mercúrio são excitados e geram a emissão de radiação ultravioleta. Esta radiação por sua vez gera a excitação dos átomos de fósforo, produzindo luz visível (IEA, 2006). De acordo com a ABILUX (Associação Brasileira da Indústria de Iluminação), a quantidade média de mercúrio, para LFC, é de 5mg e para as LF tubulares é de 9mg (MMA, 2008).

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Segundo presidente da ABILUMI (Associação Brasileira de Importadores de Produtos de Iluminação) são importadas anualmente 200 milhões de LFC, com índice de aumento de 15% (LUME ARQUITETURA, 2011). No Brasil, são produzidas somente LF tubulares, cerca de 32 milhões de unidades por ano (OSRAM, 2011). As LF correspondem a mais de 50% do parque brasileiro de lâmpadas, apresentando a classe residencial o consumo mais expressivo (ELETROBRÁS, 2009). De acordo com pesquisa realizada pela Eletrobrás através do Sistema de Informações de Posses de Eletrodomésticos e Hábitos de Consumo - SINPHA, o consumo doméstico de lâmpadas indica que 49,4% equivalem a lâmpadas incandescentes, 31,9% a LFC, 15% a LF tubulares, 1,7% a LF circulares, 0,8% dicróicas e 0,5% a outros tipos (ELETROBRÁS, 2005). De acordo com Bastos (2011), as lâmpadas incandescentes serão eliminadas gradativamente do mercado e substituídas pelas LFC, devido a sua eficiência energética superior. Para isto, a lei 10.295, relativa à eficiência energética, foi regulamentada pela portaria interministerial nº 1.007. Segundo a IEA (2006), as LFC foram desenvolvidas, visando à substituição das lâmpadas incandescentes. As LF apresentam vida útil e eficiência energética superior as incandescentes. As LF são 99% recicláveis, devido aos seus materiais constituintes (SEMA, 2005). Entretanto, somente, aproximadamente 5% das LF pós-consumo são recicladas no Brasil (APLIQUIM BRASIL RECICLE, 2012). O descarte indevido das LF ocasiona a quebra e a liberação de parte do mercúrio imediatamente na forma de vapor, podendo atingir o ar, o solo e a água e ocasionar poluição ao meio ambiente, como em lagos, oceanos, podendo contaminar os peixes. Além disso, segundo Raposo, Windmöller e Durão Júnior (2003) é na fase de descarte das LF pós-consumo que ocorre o maior risco ambiental, devido à conversão do mercúrio para espécies com maior toxicidade, sendo o pó de fósforo o material constituinte que mais apresenta riscos, devido a sua interação com o mercúrio.

3. Logística Reversa A PNRS foi instituída em agosto de 2010, através da lei 12.305, e prevê obrigatoriedade da logística reversa para LF pós-consumo, através do artigo 33 (BRASIL, 2010). Segundo a Política Nacional de Resíduos Sólidos define-se logística reversa como: » Instrumento de desenvolvimento econômico e social caracterizado por um conjunto de ações, procedimentos e meios destinados a viabilizar a coleta e a restituição dos resíduos sólidos ao setor empresarial, para reaproveitamento, em seu ciclo ou em outros ciclos produtivos, ou outra destinação final ambientalmente adequada. (BRASIL, 2010, p.2). A logística reversa é classificada em duas categorias: pós-venda e pós-consumo. A primeira caracterizase pelo retorno de itens industriais aos fornecedores, os quais posteriormente são reintroduzidos ao mercado. No caso da categoria de pós-consumo, os produtos após o uso, se convertem em resíduos. Os canais de distribuição reversos, para os produtos pós-consumo, geram o retorno dos materiais para novas cadeias produtivas (LEITE, 2009).

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4. Avaliação de Ciclo de Vida de Produto De acordo com ABNT (2009), a avaliação de ciclo de vida do produto (ACV) é definida como: “Compilação e avaliação de entradas, saídas e dos impactos ambientais potenciais de um sistema de produto ao longo de seu ciclo de vida.” A lei 12.305 define ciclo de vida do produto como etapas que contemplam desde o projeto do produto, a compra de matérias-primas, a produção, o ato de consumir e o descarte final. Alguns dos princípios da PNRS são: o ciclo de vida do produto vinculado à responsabilidade compartilhada e o incentivo à rotulagem ambiental (BRASIL, 2010). A avaliação de ciclo de vida de produto permite identificar oportunidades de melhoria da performance ambiental do produto nas suas fases do ciclo de vida, bem como elencar os indicadores ambientais relacionados e pode ser aplicada na rotulagem ambiental (ABNT, 2009). Através da ACV são definidas as matérias-primas, os processos e tipo de embalagem. Esta ferramenta deveria ser utilizada como técnica para o planejamento da cadeia do fluxo reverso contribuindo dessa forma para uma produção ambientalmente correta, pois atualmente a obtenção de produtos não pode estar desvinculada dos fatores ambientais (RAZZOLINI FILHO; BERTÉ, 2009). O projeto do produto contribui significativamente para a viabilidade técnico-econômica da reciclagem, o qual é um aspecto relevante para estruturar os canais de distribuição reversos (LEITE, 2009). A ACV leva em consideração desde a obtenção dos insumos até a destinação final do produto. Possui quatro etapas, sendo elas: definição de escopo e objetivos, realização de inventário de entradas e saídas, avaliação de impactos de ciclo de vida (AICV) e análise de dados. A fase de AICV tem foco na avaliação dos potenciais impactos ambientais, quanto a sua significância (ABNT, 2009). Os impactos ambientais associados às LF ocorrem principalmente pela presença do mercúrio na sua composição. O mercúrio contido em LF pode ser liberado para as matrizes solo, ar e água. As quantidades de mercúrio liberadas nos EUA, no ano de 2000, foi de 41 t liberadas para o ar, 0,8t para a água e 106 t para a matriz solo (CAIN et al., 2007). Devido à quebra de LF que pode ocorrer durante o transporte, estima-se que às emissões de mercúrio liberadas para o ar nesta operação são maiores do que as ocasionadas por outras atividades, desde a sua produção até a disposição final. Entretanto, as emissões de mercúrio para o ar podem ser reduzidas através do aumento da taxa de reciclagem de lâmpadas, melhorias no sistema de transporte e armazenamento (USEPA, 1997 apud CAIN; et al., 2007).

4.1 Avaliação de custo de ciclo de vida para lâmpadas fluorescentes Uma lâmpada fluorescente compacta possui vida útil média de 10.000 h, enquanto uma lâmpada incandescente tem 1.000 h (COSTA, 2010). Uma avaliação de custos do ciclo de vida (ACCV) de LFC, 8 e 11 W, considerando os custos da compra da lâmpada, de consumo de eletricidade, de manutenção, de remoção e custos de tratamento dos resíduos, obteve valor para cada lâmpada de R$ 6,20 e R$ 8,10 por ano, para estes tipos de lâmpadas, respectivamente (ÖKO-INSTITUT, 2010).

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Tabela 1: Parâmetros da ACCV para Lâmpadas Fluorescentes.

Composição (%)

Parâmetro

Unidade

Entrada

Investimento em lâmpada fluorescente e manutenção

R$/lâmpada

4,20

Alumínio

Kg/lâmpada

0,01

5

Vidro

Kg/lâmpada

0,18

90

Pó de fósforo contendo Hg

Kg/lâmpada

0,01

5

Custo de laboratório

R$/kg

0

Nova capacidade

W/lâmpada

36,00

Capacidade comparada

W/lâmpada

40,00

Fator de operação

%

40,00

Rendimento do vidro

R$/kg

0,03

Rendimento do alumínio

R$/kg

2,10

Coleta de 3t a 200km

R$/kg

0,09

Custo CO2 equivalente externo

R$/KWh

0,02

Emissões CO2 equivalente

Kg/KWh

0,02

Preço da t de CO2 reduzido

R$/kg

0,02

Custo da disposição

R$/kg

0,54

Eletricidade - preço médio

R$/KWh

0,15

Risco monetário 10 anos

R$/kg

98,64

Peso total (kg)

Recuperação (%)

75 0,2

75

Fonte: adaptado de TECHATO; WATTS; CHAIPRAPRAT, 2009.

Um estudo do ciclo de vida de produto para LF de 36 W, resultante do “retrofitting”, ou seja, renovação de prédios visando melhoria da eficiência energética, baseou-se nos parâmetros da Tabela 1 e resultou em quantidades de resíduo comum e resíduos perigosos (TECHATO; WATTS; CHAIPRAPRAT, 2009).

5. Discussões Na Tabela 1, visualiza-se a composição geral para LF, sendo 90% vidro, 5% alumínio e 5% de pó fosfórico contendo mercúrio. Vale a pena ressaltar que, apesar de uma lâmpada fluorescente apresentar o seu conteúdo de mercúrio em miligramas, a quantidade em uso e descartada anualmente no Brasil é considerável, podendo ser estimada em mais de 206 milhões de unidades, em 2011 e a quantidade de mercúrio que pode ser recuperada destes resíduos, em aproximadamente 2.060kg/ano. Além disso, é no final da vida útil da lâmpada que o mercúrio pode ser convertido para espécies mais tóxicas.

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Desta maneira, estes produtos usados devem ter a sua destinação adequada, visando evitar os impactos ambientais negativos. Para isto, existe a logística reversa determinada através da PNRS. Visando realizar o planejamento ambientalmente correto deste retorno, pode ser utilizada a ferramenta de análise de ciclo de vida do produto. Os custos contemplando todas as etapas do ciclo de vida das LF devem ser considerados, pois impactam diretamente na viabilização da implantação do sistema de logística reversa. De acordo com Öko-Institut (2010), os custos do ciclo de vida para tipos específicos de LFC ficaram entre R$ 6,20 e R$ 8,10. Estes custos tiveram como base os valores obtidos (EUR 2,60 e EUR 3,40) em estudo realizado na Alemanha e foram convertidos para a moeda brasileira. Considerando o peso médio de uma lâmpada de 11 W, equivalente a 120g e o valor de R$ 8,10, pode-se estimar o custo total em R$ 67,50/kg. Outro estudo realizado por Techato, Watts e Chaipraprat (2009), para lâmpada fluorescente compacta de 36 W, revelou que somente os custos de disposição resultantes do procedimento de “retrofitting” em prédios ficaram em torno de R$0,54/kg, considerando a conversão do valor monetário tailandês, em Baht, para Reais. Através da ACV os potenciais impactos ambientais podem ser previstos, bem como os custos envolvidos e também pode ser empregada para avaliar a necessidade da rotulagem ambiental, devido a presença de metais pesados como o mercúrio, que devido a sua toxicidade e mobilidade no meio ambiente gera a preocupação sobre os riscos à saúde e os cuidados que devem ser adotados no manuseio das lâmpadas fluorescentes.

6. Conclusões Devido à política de eficiência energética, há uma forte tendência do aumento significativo do consumo de LF e consequentemente a necessidade emergente da estruturação da logística reversa pós-consumo para estes produtos. Atualmente os índices de reciclagem de LF estão com valores muito baixos, sendo estimados em aproximadamente 5%. Além disso, LF contêm mercúrio, o que pode ocasionar impactos ambientais e danos à saúde irreversíveis. Sendo assim, a avaliação de ciclo de vida de produto é uma ferramenta importante que deve ser considerada no planejamento para a implantação da logística reversa. Ela permite avaliar os impactos ambientais relacionados à destinação final pós-consumo e os custos relacionados. Baseando-se no princípio da PNRS, sobre a responsabilidade compartilhada do ciclo de vida do produto, todos os elos da cadeia de LF devem participar na implantação da logística reversa. Desta forma, através do retorno dos produtos usados há melhoria nos índices de reciclagem já existentes, gerando a minimização dos impactos ambientais.

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7. Referências ABNT. Associação Brasileira de Normas Técnicas. NBR ISO 14040: Gestão Ambiental- Avaliação do Ciclo de Vida- Princípios e Estrutura . 2ª ed. 21 de mai 2009. Rio de Janeiro, 2009. APLIQUIM BRASIL RECICLE. Vídeo institucional. Disponível em: . Acesso em: 15 fev. 2012. BRASIL. Lei n. 12.305, de 2 agosto de 2010. Institui a Política Nacional de Resíduos Sólidos; altera a Lei nº 9605 de 12 de fevereiro de 1998; e dá outras providências. Diário Oficial da União, Brasil, Brasília, DF, 03 ago. 2010. CAIN, A.; DISCH, S.; TWAROSKI, C.; REINDL, J.; CASE, C. R. Substance Flow Analysis of Mercury Intentionally Used in Products in the United States. Journal of Industry Ecology, Chicago, v. 11, n. 3, p. 61–75, 2007. COSTA, Daniel Oliveira. Estudo e Determinação das Características de Lâmpadas de Diferentes Tipos. 2010, 79f. Dissertação (mestrado)- Universidade do Minho, Departamento de Eletrônica Industrial, Portugal, 2010. ELETROBRAS. Relatório resultados Procel 2009. Disponível em:< http://www.eletrobras.com>. Acesso em: 24 out. 2011. ELETROBRAS. Sinpha Simulador, 2005. Disponível em: < http :// www.procelinfo.com.br/ >. Acesso em: 03 dez. 2011. IEA. International Energy Agency. Light´s Labor´s Lost, Policies for Energy- efficient lighting, 2006. Disponível em: < http://www.iea.org>. Acesso em 20 out. 2011. LEITE, Paulo Roberto. Logística Reversa- Meio Ambiente e Competitividade. 2ª Edição. São Paulo: Prentice Hall, 2009. LUME ARQUITETURA. Presidente da ABILUMI fala sobre a importação de produtos de iluminação e o mercado brasileiro. São Paulo, n. 53, p. 6-10, 2011. MMA. Ministério do Meio Ambiente. Reunião do Grupo de Trabalho sobre Lâmpadas Mercuriais do CONAMA. Descarte de Lâmpadas contendo Mercúrio, ABILUX, 2008. Disponível em: < http://www.mma.gov.br/ > Acesso em: 20 out. 2011. ÖKO-INSTITUT. Lampen in Privathaushalten. Entwicklung der Vergabekriterien für ein klimaschutzbezogenes Umweltzeichen. Studie im Rahmen des Projekts „Top 100 – Umweltzeichen für klimarelevante Produkte“.Gefördert durch: BMU und Klima Schutz, august, 2010. OSRAM. A Produção Nacional de Lâmpadas. [mensagem pessoal]. Mensagem recebida por: em: 27 jun. 2011. RAPOSO, Claúdio, WINDMÖLLER, Claúdia Carvalhinho, JÚNIOR, Walter Alves Durão. Mercury speciation in fluorescent lamps by thermal release analysis. Waste Management, Minas Gerais, n. 23, p. 879–886, 2003. RAZZOLINI FILHO, Edelvino, BERTÉ, Rodrigo. O Reverso da Logística e as Questões Ambientais no Brasil. 1ª Edição. Curitiba: Ibepex, 2009. SEMA. Secretaria de Estado de Meio Ambiente e Recursos Hídricos. Desperdício Zero, Programa da Secretaria de Estado de Meio Ambiente e Recursos Hídricos. Ano 2005. Disponível em: < http://www.meioambiente.pr.gov.br>. Acesso em: 22 fev. 2012. TECHATO, Kua-anan, WATTS, Daniel, CHAIPRAPRAT, Sumate. Life cycle analysis of retrofitting with high energy efficiency air-conditioner and fluorescent lamp in existing buildings. Energy Policy, Thailand, v. 37, p. 318-325, 2009.

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Redução do uso de inseticidas no controle de cupins mediante modificações nas práticas construtivas E. Pontes1, A. C. Carvalho Filho2 1 Eng.Civil, Mestrando do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil da Escola Politécnica de Pernambuco, Universidade de Pernambuco –PEC-POLI/UPE. 2 Professor Doutor, Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil da Escola Politécnica de Pernambuco, Universidade de Pernambuco –PEC-POLI/UPE.

A moderna engenharia civil utiliza os conceitos e práticas que visam à redução dos impactos causados pelo setor, dentro deste aspecto devemos observar que o ataque pela praga cupim subterrâneo e consequente tratamento implicam em impactos ambientais e sociais. Considerando a grande capacidade de adaptação dos cupins as edificações das cidades, faz-se necessário uma nova ótica nos conceitos de construção, de forma que os projetos, técnicas construtivas e materiais utilizados, sejam dimensionados para impedir ou dificultar o acesso, procriação e instalação de pragas, objetivando a redução do uso dos praguicidas (ativos químicos) e consequente redução dos riscos de contaminação de pessoas e do meio ambiente. Os controles químicos são extremamente agressivos ao meio ambiente, pois disponibilizam grande quantidade de inseticidas no solo e estruturas tratadas, além disso, coloca em riscos a saúde dos habitantes ou usuários da edificação, assim como a dos operadores que fazem a aplicação dos praguicidas. Este trabalho faz uma análise das técnicas atuais empregadas no controle de infestações por térmitas e apresenta sugestões de adequação às práticas construtivas atuais que visam à redução do uso de ativos químicos nas diversas fases da construção e uso das edificações. Palavra-Chave: Cupim subterrâneo. construção sustentável. Introdução A ocupação do solo ou dos vários nichos do planeta pelo homem tem ocorrido pela ampliação das fronteiras agrícolas (criações de animais, plantações, desmatamentos) ou pelo crescimento das cidades (cidades transformando-se em metrópoles). Toda esta ação tem produzido alterações significativas no meio ambiente Dentro deste aspecto de adaptação a novos nichos destaca-se o cupim subterrâneo, inseto social pertencente à Ordem Isóptera, ocorrem nas áreas tropicais e temperadas do planeta. O mesmo tem se adaptado a vida nas cidades, produzindo uma série de prejuízos ao patrimônio, devido a sua capacidade de atacar peças que possuem em sua constituição a celulose (madeira, papel, papelão, tecido, entre outros) que fazem parte do dia a dia das pessoas. Diante da ação dos cupins serem de modo lento, os prejuízos ou danos só são percebidos algum tempo após a instalação das colônias. Esta instalação é facilitada pelos hábitos humanos, especificamente na construção civil pelo desconhecimento da biologia, das formas de ação e acesso as fontes de alimento do cupim, mediante a utilização de técnicas ou materiais que colaboram com a disseminação da praga nas cidades. MILANO & FONTES (2002) apresentaram um novo conceito de dano, que não fica restrito ao econômico, o que não é pouco se expandindo para o social, cultural e psíquico. Neste aspecto vale lembrar, por exemplo, os riscos de desmoronamento de telhado, os transtornos decorrentes do tratamento e suas necessidades como afastamento de pessoas da área ou mesmo desocupação do imóvel, quebra de rotinas de trabalho e convivência, entre outros.

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Este artigo faz uma análise entre registros de ocorrências de cupins em edificações, das técnicas atuais empregadas no controle de infestações por cupins subterrâneos e os riscos potenciais do uso de ativos químicos neste controle.

Metodologia A pesquisa foi realizada utilizando como fontes a literatura específica de biologia do cupim, informações prestadas por empresa controladoras da praga e fichas técnicas de cupinicidas com respectivas indicações. Foi realizado um comparativo dos registros de ocorrências de cupim e tratamentos das ocorrências. MILANO & FONTES (2002) apresentaram um padrão de ocorrências de cupins subterrâneos: ataques a estruturas de madeiras das edificações como grades de portas e janelas, madeiramento de telhado; papéis, papelões, cabos elétricos e telefônicos, materiais têxteis, estruturas históricas ou de valor cultural como museus, quadros, etc. além de árvores, gramados e plantações. O acesso do cupim subterrâneo às fontes de alimentos ocorre fundamentalmente de duas formas: a primeira externamente, no interior de túneis de proteção e a segunda internamente pelos pontos de descontinuidade das estruturas como juntas de dilatação, contatos de pisos com alvenarias, ao lado de tubulações hidrossanitárias, fissuras em estruturas ou ainda pelo interior de conduítes e eletrodutos, shaft e demais pontos que permitam o acesso às fontes ricas em celulose. A Tabela 1 apresenta dados de uma pesquisa dos serviços de controle da infestação por cupins subterrâneos realizados por uma empresa controladora de pragas em edificações do Recife (clientes pessoas físicas) no período de 01/01/2010 a 31/05/2011. Foram utilizados 292 registros, sendo 157 casas e 137 apartamentos o que confirma as informações contidas na literatura especializada em pragas quanto ao registro de ocorrências de cupins em estruturas.

Tabela 1: Locais dos imóveis que mais sofrem tratamentos químicos para o controle de cupim subterrâneo.

LOCAL TRATADO

PERCENTUAIS

Grade porta

80,54

Grade janela

18,80

Armário

56,71

Piso

7,38

Forro

17.11

Alvenaria

49.66

Telhado

27,18

Barreira química

26,17

Ponto elétrico

40,27

Árvores

16,41

Fonte: Elaborado pelo autor a partir das informações prestadas por empresa profissional de controle de pragas urbanas.

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As técnicas de controle de cupim subterrâneo visam impedir o acesso do mesmo as fontes de alimentos (materiais ricos em celulose). O tratamento de madeiramento de grades de portas, grades de janelas, armários embutidos, tacos, assoalhos, rodapés, forros, lambris e madeiramentos em contato direto com a alvenaria é feito mediante perfurações, para posterior injeção de inseticida específico contra cupim. No tratamento do madeiramento de telhado, forro livre, estrados e prateleiras são executadas pulverizações das superfícies, com inseticida específico. No caso de controle em redes elétrica e telefônica são aplicados inseticidas específicos, sob a forma de pó, nos dutos de eletricidade e telefonia e quadros de distribuição de eletricidade e telefonia. Já o controle de Cupins em alvenarias, muros, guia de dilatação e junções dos pisos com alvenarias: São efetuadas perfurações para posterior introdução de inseticida específico. Em determinados casos são feitas trincheiras para posterior aplicação de inseticida O controle químico utiliza inseticida em volumes significativos. Nas bulas (fichas técnicas) de alguns dos praguicidas mais utilizados para o controle de cupins apresentam indicações do quantitativo dos inseticidas a serem utilizados conforme Tabela 2. Foram analisadas as orientações contidas nas bulas dos inseticidas Premice SC 200, Termidor 25CE e Bifentol 200SC. Assim como nas orientação do uso dos ativos químicos. Na Tabela 2 foram compilados das fichas técnicas as indicações de uso de três praguicidas bastante usados no controle de cupim subterrâneo. Os praguicidas são compostos químicos destinados ao controle de pragas, no caso de cupins são denominados de cupinicidas ou inseticidas e liberados pelo Ministério da Saúde para uso domissanitário. Não são considerados agrotóxicos (usados em agricultura), porém carregam um risco potencial.

Resultados e Discussão Recomendações quanto ao risco de infestação por cupins são colocadas de forma superficial nos livros de engenharia, como técnicas de construção e publicações afins. Desta forma os profissionais não têm a oportunidade de impedir o acesso, procriação e/ou instalação de pragas em edificações mediante a adoção de medidas preventivas, de técnicas de construção ou projetos eficientes quanto ao foco na prevenção de infestações por pragas. De acordo com BONTURI (1998) é mais econômico e mais simples utilizar-se metodologias que previnam infestações por cupins do que combater a infestação.

Tabela 2: Comparativo entre os inseticidas mais usados no controle de cupim subterrâneo.

LOCAL / TIPO DE APLICAÇÃO

QUANTIDADE CALDA POR PRODUTOS Premice SC 200

Termidor 25CE

Bifentol 200SC

Superfícies (solo)

4,0 a 6,0 litros de calda por m2

4,0 a 6,0 litros da calda inseticida por m2

5,0 litros da calda inseticida por m2

Injeção solo /piso

1,5 a 2,0 litros de litros da calda por orifício

2,0 litros de litros da calda por orifício

1,5 litros da calda por orifício

Vala / trincheira

4,0 a 5.0 litros de calda para cada metro linear

5,0 litros de calda para cada metro linear

5,0 litros da calda por m2

Fonte: Elaborado pelo autor a partir das informações contidas nas fichas técnicas dos praguicidas.

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A análise dos dados referentes aos serviços de controle de cupim subterrâneo fornecidos por empresa controladora de pragas confirmam os dados obtidos na literatura especializada em cupins, quanto à ligação entre práticas construtivas e os riscos potenciais de ataques de cupins subterrâneos. PRIORI (2008) apresentou dentro do conceito de construção sustentável o ciclo de vida dos empreendimentos que vão a extração e beneficiamento da matéria prima passando pelas de planejamento, construção, uso até a demolição. Na fase de uso do ambiente construído deve ser considerado o volume significativo de ativos químicos que são usados em um controle de infestação (Tab. 1) e os riscos potenciais para o meio ambiente. Considerando um tratamento de um imóvel com 100 metros quadrados de área, mediante a confecção de uma tricheira serão necessários pelo menos 200 litros de calda o que poderia ser reduzido com a adoção de práticas construtivas que previnem a instalação, procriação ou desenvolvimento da praga cupim, como por exemplo a remoção de restos de madeira do solo antes da construção. Dessa forma poderiam ser minimizados os riscos de contaminação dos ambientes e das pessoas. No trabalho produzido por MARICONI (1999) observam-se indicativos de prevenção da infestação em edificações por cupins: Durante a construção ou reforma, recomenda-se a preparação do terreno mediante destocamento completo, remoção de entulhos, realização de obras de drenagem que impeçam a permanência de umidade, e tratamento químico preventivo do solo da área a ser construída e adjacências. Abaixo são apresentadas algumas práticas construtivas que podem ser trabalhadas no sentido de reduzir os riscos de infestação por cupim subterrâneo e consequentemente redução do uso de ativos químicos no controle da infestação: • Reduzir ao máximo o uso de madeiras. Quando necessário usar madeira naturalmente resistentes às pragas, conhecidas por madeiras de lei; • Eliminar vazamentos e infiltrações nos subsolos; • Utilizar estruturas de perfis em aço para fixação de quadros elétricos; • Dotar de meios de ventilação ambientes confinados, subsolos e locais que estejam quadros elétricos; • Eliminar raízes remanescentes de árvores já eliminadas; • No caso de arborização utilizar preferencialmente árvores da região; • Eliminar formas de madeira em vãos confinados; • Evitar estruturas de madeira em contato direto com solo; • Eliminar fissuras e furos nas estruturas (piso ou alvenarias).

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Conclusão Considerando que uma construção sustentável deve atender os princípios do desenvolvimento sustentável, fica evidenciado que é possível reduzir o impacto do uso de ativos químicos no controle de infestação por cupim subterrâneo mediante a adequação dos projetos de construção civil, das técnicas e de materiais utilizados nas edificações, adoção de soluções não químicas, reorientação das ações humana e em último caso a utilização racional dos praguicidas. Portanto é imperativo que projetos de construções sejam concebidos e direcionados para impedir o acesso, a procriação e/ou instalação de pragas a partir do conhecimento da biologia e adequação das técnicas construtivas. Sendo importante que este conhecimento seja compartilhado nos cursos de engenharia e arquitetura.

Referências BIFENTOL 200 SC Disponivel em: . Acesso em: 14 abr. 2012. BONTURI, D. A. O cupim nas instalações elétricas. In.: FONTES, L. R. & BERTI FILHO, E. (Eds.). Cupins: O desafio do conhecimento. Piracicaba: FEALQ, 1998.p. 99-108. MARICONI, Francisco A. M. Insetos e outros invasores de residências. Piracicaba. FEALQ.1999.V.6.460p. MILANO, Sidney; FONTES, Luiz Roberto. Cupim e cidade implicações ecológicas e controle. São Paulo. Sidney Milano e Luiz Roberto Fontes.2002.142p. PRIORI JÚNIOR, Luiz (Org.). Construção sustentável: Potencialidades e desafios para o desenvolvimento sustentável na construção civil. Disponível em: . Acesso em: 11 abr. 2012. PREMISE SC 200 Disponível em: . Acesso em: 14 abr. 2012. TERMIDOR 25 CE Disponível em: Acesso em: 14 abr. 2012.

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Reforçando capacidades nacionais para a gestão de recursos (Projeto gesre) na América Latina e no Caribe S. Valdivia1, T. Bicalho2 1 2

UNEP DTIE. UNEP consultant.

A América Latina e o Caribe (ALC) são fontes essenciais de recursos renováveis e não renováveis para o mercado mundial. O objetivo do presente documento é apresentar o projeto “Reforçando Capacidades Nacionais para a Gestão de Recursos (GESRE)”, realizado na região da ALC no intuito de reforçar e promover as práticas de gestão de recursos na região. O projeto GESRE foi implementado pela UNEP entre 2010 e 2012 e combinou estrategicamente em suas atividades a participação de organizações chave para facilitar o compromisso com relação ao uso e à provisão sustentável de recursos. Os resultados alcançados incluem: (1) o estabelecimento de um network na área de gestão de recursos da ALC, com a participação de representantes governamentais e outros stakeholders essenciais para a gestão de recursos na região; (2) a criação de um sistema de gestão do conhecimento em gestão de recursos e (3) a publicação do relatório de avaliação do status da gestão sustentável de recursos (GESRE) na América Latina e no Caribe. 1. A importância da Gestão Sustentável de Recursos GSR na America Latina e no Caribe e o projeto GESRE A humanidade depende dos serviços fornecidos pela natureza. Tais servicos permitem a produção de recursos materiais sob a forma de bens, como infra-estrutura e habitação humana que atendem as necessidades essenciais para o bem-estar. Durante anos, os baixos precos das matérias primas contribuiram para a disponibilidade de materiais mas não promoveram eficiencia em termos de utilização. Contudo, uma nova tendência surgiu a partir de 2002. Os preços das matérias-primas começaram a aumentar consideravelmente a nível mundial. O preço do índio, por exemplo, quase dobrou a cada ano desde 2000. Os preços dos principais metais ferrosos e não ferrosos assim como os metais preciosos e Elementos de Terras Raras (ETR) também aumentaram muito. Finalmente, a importância da GSR está em contribuir para a solução de três questões intimamente ligadas à prestação de bem-estar humano: a preservação de recursos altamente escassos, o aumento da geração de benefícios socio-econômicos a partir do uso de tais recursos e a redução do impacto sobre o meio ambiente. A região da América Latina inclui 34 países com uma superfície que cobre mais de 21 milhões de km2 (cerca de 50% do continente americano) e abriga quase 600 milhões de pessoas. Embora a região represente menos de 10% da população mundial, a ALC é uma importante fonte de recursos renováveis e não renováveis para o mercado mundial e possui 23% do potencial da terra arável do globo. O modelo de desenvolvimento vigente na ALC se concentra no crescimento econômico baseado em recursos naturais e patrimônio natural. Este modelo de crescimento tem como objetivo central o aumento dos níveis de produção para os mercados e tem seus investimentos focados em setores produtivos com alta demanda de recursos naturais.

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Cerca de 54% das exportações da ALC são matérias-primas (ECLAC, 2007). Conseqüentemente, o sucesso comercial da região tornou-se um fator determinante para explicar as atuais pressões sobre os recursos naturais em áreas que vão desde a mineração e uso da água até a expansão da fronteira agrícola e o desmatamento. Como a ALC tem sua base produtiva especializada na exportação de recursos naturais (concentrada em alguns produtos) e importação de bens manufaturados, o resultado é uma forte dependência dos mercados internacionais. Neste contexto, o PNUMA lançou o projeto “Gestão Sustentável de Recursos” (GESRE)1 na América Latina. O projeto foi realizado entre 2010-2012 com o objetivo de reforçar capacidades em gestão de recursos e promover tais práticas na região da ALC. O projeto identificou as necessidades da região da ALC em termos de gestão de recursos e focou suas atividades na melhoria da compreensão e da coordenação da gestão sustentável de recursos.

2. O estabelecimento de um network na área de gestão de recursos na ALC A criação de um network no campo da gestão de recursos região da ALC foi uma primeira contribuição do Projeto GESRE. O network inclui stakeholders essenciais ao projeto, o que foi fundamental para a realização das atividades planejadas e o alcance dos resultados esperados. Uma vez que foram identificados os stakeholders do governo, das organizações privadas e das as universidades, iniciaram-se as consultas públicas sobre os recursos críticos da região da ALC. A identificação dos recursos críticos deu lugar a seis projetos-piloto que tiveram um papel central no GESRE. Os projetos tiveram suas atividades relacionadas aos recursos identificados e foram implementados em diferentes países da ALC. As atividades de formação foram desenvolvidas no âmbito dos projetos-piloto com a participação de atores locais, incluindo os governos locais, e com foco na descentralização. Com base nos resultados dos projetos-piloto, os planos de ação já podem ser propostos (juntamente com os governos) e incorporados nas políticas governamentais locais ou nacionais. Os resultados e acordos relacionados com o projeto tem sido divulgados publicamente através da plataforma online do PNUMA, um mecanismo permanente de coordenação dos especialistas e implementadores de Gestão Sustentável dos Recursos na ALC, criada em colaboração com os países da região. A definição de “Gestão Sustentável de Recursos”

2

Ou Gestion Sostenible de Recursos (em espanhol)

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Um resultado específico essencial gerado pelo estabelecimento do network (no contexto do seu papel na realização das atividades do Projeto GESRE), foi a definição do termo “Gestão Sustentável dos Recursos” (GSR) a partir da percepção dos atores regionais. A definição foi elaborada a partir de duas consultas aos stakeholders do projeto, conduzidas pelo PNUMA DTIE (Divisão de Tecnologia, Indústria e Economia) e pelo Escritório Regional para a América Latina e o Caribe (ROLAC). A primeira consulta foi feita online com a participação de cerca de 80 participantes e a segunda através de um encontro na cidade do Panamá (em conjunto com a Abordagem Regional Estratégica para Gestão de Substâncias Químicas - Reunião Internacional/SAICM) com 31 participantes de 25 países no dia 13 de abril de 2010. A Gestão Sustentável dos Recursos (GSR) foi assim definida como ações coordenadas que visem acomodar um fornecimento sustentado de recursos para atender as necessidades atuais sem comprometer a capacidade para atender a necessidade das gerações futuras. Esta é a definição de GSR que melhor se adapta às necessidades e expectativas regionais da ALC.

3. A criação de um sistema de gestão do conhecimento em GSR A segunda contribuição principal do projeto foi a criação de um sistema de gestão do conhecimento que inclui materiais de treinamento sobre recursos naturais críticos da região da ALC. O sistema de gestão do conhecimento descreve a estrutura da GSR, que foi projetada para interligar recursos naturais críticos com estratégias relevantes que ajudem a melhorar as atuais e futuras práticas de gestão de recursos da região visando, portanto, uma sociedade do bem-estar. Vários estudos de caso que ilustram a estrutura conceitual da GSR (Fig. 1) podem ser encontrados no capítulo 5 do relatório do PNUMA “Assessment of the status of Sustainable Resource Management Practices (GESRE) in Latin America and the Caribbean region and Prioritization of Resources” disponível em: http://gesrelac.wordpress.com/. Os projetos-piloto conduzidos com base na abordagem do GESRE transformaram abordagens isoladas em um kit de gestão para orientar o processo de aprendizagem e troca de experiências nos países que desejam adotar uma gestão sustentável de recursos.

300

250

200

150

100

50

Metal index

Oil index (Average of U.K. Brent, Dubai, and West texas intermediate)

Figura 1: Nova tendência dos preços das matérias-primas (commodities primárias FMI) (FMI, 2012).

Feb-12

Dec-10

May-10

Oct-09

Mar-09

Aug-08

Jan-08

Jun-07

Nov-06

Apr-06

Sep-05

Feb-05

Jul-04

Jul-11

Dec-03

May-03

Oct-02

Mar-02

Aug-01

Jan-01

Jun-00

Nov-99

Apr-99

Sep-98

Feb-98

Jul-97

Dec-96

May-96

Oct-95

Mar-95

Aug-94

Jan-94

Jul-93

Nov-92

Apr-92

Sep-91

Feb-91

Jul-90

Dec-89

May-89

Oct-88

Mar-88

Aug-87

Jan-87

Jun-86

Nov-85

Apr-85

Sep-84

oct-81

Feb-84

Jul-83

Dec-82

May-82

Mar-81

Aug-80

Jan-80

0

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387

A base da abordagem da GSR está no desenvolvimento das capacidades locais e regionais como um pré -requisito para habilitar e implementar os elementos adicionais necessários a gestão sustentável de recursos. Uma melhor compreensão das inter-relações entre as intervenções humanas e os impactos da gestão insustentável de recursos é alcançada através da capacitação a nível local e nacional. A Figura 1 mostra a abordagem conceitual da GSR. Se o objetivo consiste em, por exemplo, desenvolver um sistema de gestão sustentável de água, como trata-se de um recurso transversal utilizado pela sociedade como um todo, a implementação de um sistema integrado (incluindo o produto e os setores produtivos que afetam direta e indiretamente a sua escassez), seria a única maneira de alcançar a gestão sustentável deste recurso. A abordagem conceitual da Gestão Sustentável de Recursos Uma abordagem um pouco diferente é a aplicada para os recursos pesqueiros e minerais que estão intimamente ligados aos setores de pesca e mineração. Tais recursos permitem a implementação de medidas e sistemas mais específicos de gestão sustentável. Outro elemento importante é a identificação da paisagem natural como um recurso crítico nos países da ALC e a sua ligação direta com um setor de turismo altamente competitivo. Enfim, o recurso “terra fértil” tem relação direta com o setor agrícola e de recursos florestais para atividades de extração de madeira. Conforme mostra a Figura 2, os mecanismos propostos no âmbito da GSR para a promoção de uma gestão melhorada de recursos críticos da ALC são: o intercâmbio de conhecimento técnico entre stakeholders e os diferentes países da região; as práticas de gestão e uso sustentáveis de recursos; e a sua integração nas políticas nacionais e estratégias regionais.

Gestão Sustentável de Recursos CRITICAL NATURAL RESOURCES

ÁGUA

CONSERVAÇÃO E USO SUSTENTÁVEL DE RECURSOS

GESTÃO E INTERCAMBIO DE CONHECIMENTO TÉCNICO

INTEGRAÇÃO DA POLÍTICA NACIONAL E REGIONAL

Gestão Sustentável da Aguá

MINERAIS & METAIS

Gestão Sustentável de Minerais & Metais

TERRA, FLORESTA E AND PAISAGEM NATURAL

Agricultura Sustentável Gestão Sustentável de Florestas Gestão Sustentável de Áreas Naturais Turismo Sustentável

RECURSOS DE PESCA

Práticas de Pescaria Sustentáveis Capacitação loca, NACIONAL e Regional Infra-estrutura Social

Figura 2: Estrutura proposta para a Gestão Sustentável de Recursos (GSR).

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4. O relatório de Avaliação do Status das Práticas de GSR A terceira principal contribuição do projeto foi a publicação do relatório “A Avaliação do Status das Práticas de Gestão Sustentável de Recursos (GESRE) na América Latina e no Caribe e a Priorização de Recursos2“. O relatório fornece uma análise do estado atual dos recursos naturais críticos identificados na Região da ALC assim como as perspectivas para o futuro. O atual status dos recursos críticos na ALC e a priorização de recursos Devido à disponibilidade limitada de dados, o estudo sobre o status dos recursos críticos na ALC combinou informações obtidas na literatura e fontes de estatística nacionais e regionais com a opinião de especialistas. Os resultados fornecem uma linha de base para a identificação de recursos críticos na região, utilizando um esquema de avaliação semi-quantitativo. Trinta e três questionários respondidos foram recebidos de 16 países3. O objetivo desse levantamento foi avaliar a percepção dos especialistas sobre a importância sócio-econômica relativa e a escassez de diferentes tipos de recursos naturais. Dada a diversidade da categoria de metais e minerais, a avaliação incluiu categorias específicas sobre os principais recursos (metais e minerais), em termos relativos quanto às esferas sócio-econômica e ambiental. Seis recursos críticos em termos sócio-econômicos, escassez ambiental e importância cultural na região da ALC foram identificados através do estudo: (1) água, (2) terra fértil, (3) floresta, (4) recursos pesqueiros, (5) paisagem natural, e (6) metais e minerais. A Tabela 1 mostra o resumo da avaliação. A criticidade de um tipo de recurso é definido como “um produto do desenvolvimento sócio-economico e da escassez” (rotulados na tabela como “Importância X escassez). As pontuações sobre a importância sócio-econômica e a escassez de metais e minerais, obtiveram definição « 1 ». Os autores do estudo utilizaram a produção total de cada recurso em Dólar Americano (USD) como um indicador pela sua importância sócio-econômica. O total da produção em recursos metais e minerais na região e produção foi estimada em cerca de 260 bilhões de dólares em 2006. A produção de recursos bióticos (madeira e de plantas de florestas) da região foi estimada em menos de 10 bilhões de dólares para o mesmo período. De acordo com a Organização nas Nações Unidas para Agricultura e Alimentação FAO (2010), os produtos de pesca da região foram estimados em menos de 25 bilhões de dólares em 2008. Para o valor econômico da paisagem natural, os autores utilizaram como indicador, a receita turística de 2005, que é de 17 bilhões de dólares. Para os recursos solo fértil e água, foi utilizado o valor da produção agrícola total da região em 2008, que é de 178 bilhões de dólares. Dado que a produção agrícola depende da terra e da água, os autores atribuíram 178 bilhões de dólares milhões igualmente para as duas categorias (esta foi uma decisão subjectiva, o que pode conduzir a uma contagem dupla). Enfim, como resultado, a água foi identificada como o recurso mais crítico, seguido por metais e minerais, e, em seguida, terra fértil. Entretanto, quando o dado para a produção agrícola total (178 mil milhões de dólares) é dividido igualmente entre água e terra fértil, o recurso metais e minerais leva o primeiro lugar em criticidade, seguido por água e terra fértil.

2

Título original em ingles: Assessment of the Status of Sustainable Resource Management Practices (GESRE) in Latin America and the Ca-

ribean region and Prioritization of Resources. 3

O questionário utilizado se encontra no Anexo 1 do Relatório.

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Tabela 1: Avaliação global de recursos críticos na região da ALC.

Importancia Socio-economica

Escassez

Importancia X Escassez

Importancia X Escassez normalizada pela media (A)

Importancia Socio-economica

Escassez

Importancia X Escassez

Importancia X Escassez normalizada pela media (B)

A+B

Metais e minerais

1.00

1.00

1.00

1.98

1.00

1.00

1.00

0.78

2.75

Recursos Bióticos – Madeira e plantas de florestas

0.04

1.32

0.05

0.11

1.00

1.32

1.33

1.03

1.14

Recursos Bióticos Peixes

0.08

1.23

0.10

0.20

0.85

1.23

1.04

0.81

1.01

Água

Total

0.74

1.27

0.94

1.86

1.50

1.27

1.90

1.47

3.33

Paisagem Natural

Opinião de especialistas

0.07

1.14

0.08

0.16

1.01

1.14

1.14

0.89

1.05

Terra fértil para o uso potencial ou atual em agricultura

Análise de dados publicados

0.74

1.16

0.86

1.70

1.15

1.16

1.33

1.03

2.73

5. Conclusão A gestão sustentável dos recursos naturais (GSR) é imperativa na região da ALC, uma vez que as economias nacionais, regionais e global dependem amplamente da sua disponibilidade. Os projetos-piloto demonstram que abordagens de GRS têm o potencial de aumentar a competitividade bem como a sustentabilidade ambiental e econômica dos recursos. O envolvimento dos governos fortalece a vontade política

390

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de melhorar a gestão atual de recursos e também é evidente que os objetivos econômicos não podem ser alcançados com a desconsideração da capacidade de regeneração dos recursos naturais. Contudo, o desafio de concentrar os esforços necessários para a GSR permanece em todos os setores críticos da ALC. Através da estrutura proposta de GSR, o relatório de avaliação apóia a implementação das recomendações incluídas nos relatórios do Painel Internacional de Recursos (International Resource Panel) e confirma a importância das abordagens do ciclo de vida promovidas pela Iniciativa do Ciclo de Vida da UNEP/SETAC. A publicação revela ainda a grande importância da produção de dados sobre a situação dos recursos naturais, o que contribui para uma melhor compreensão, no âmbito das decisões políticas, do papel da gestao de recursos para a proteção do meio ambiente, das comunidades locais e da sociedade como um todo. Finalmente, o trabalho evidencia a relação entre o fortalecimento das economias nacionais e regionais e a necessidade de cooperação entre os países da ALC para o impedimento de padrões insustentáveis de utilização de recursos. O próximo passo é o desenvolvimento de planos, políticas, estratégias, regulamentos e avaliações de impacto ambiental para a GSR em cooperação com os diferentes atores envolvidos incluindo o apoio de especialistas locais.

6. Agradecimentos Os autores deste artigo gostariam de agradecer os co-autores da publicação “A Avaliação do status das Práticas de Gestão Sustentável de Recursos (GESRE) na América Latina e no Caribe e a Priorização de Recursos”, Sangwon Suh, Maite Aldaya, Clarice Sandoval e Elisa Tonda. Isenção de responsabilidade O conteúdo desta publicação não implica a expressão de qualquer opinião por parte da Iniciativa do Ciclo de Vida da UNEP / SETAC Vida sobre a situação legal de qualquer país, território, cidade ou área ou de suas autoridades, ou a respeito da delimitação de suas fronteiras ou limites. Além disso, as opiniões expressas não representam necessariamente as PNUMA ou do SETAC, nem a citação de marcas ou de processos comerciais constituem endosso.

7. Referências ECLAC (2011b) Network for Cooperation in Integrated Water Resource Management for Sustainable Development in LAC, Circular Letter No. 34, June 2011. ECLAC/ UNWTO, (2008) Indicadores Economicos del Turismo. ECLAC (2009) Statistical Yearbook for LAC FAO (2009) The state of world fi sheries and aquaculture, 2008. Food and Agriculture Organization of the United Nations, Roma: 176 pp. PNUMA (2011) Resource Efficiency: Economics and Outlook for Latin American Case Studies: MERCOSUR, Chile and Mexico UNEP (2010) State of Biodiversity in LAC. Report, Panama: UNEP Rolac, 2010. Valdivia S., Aldaya M, Sandoval C and Tonda E. (2012). Assessment of the Status of Sustainable Resource Management Practices (GESRE) in LAC and Prioritization of Resources

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Sistema brasileiro de inventario de ciclo de vida (Sicv Brasil) e a iso 14044: 2009 S. Palma-Rojas1,2, P. Paiva-Castro1, C. Gama-Lustosa1, C. Rosa Lamb1 1 2

IBICT – Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia Setor de Autarquias Sul (SAUS). UnB – Universidade de Brasília Campus Universitário Darcy Ribeiro.

O Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia do Ministério de Ciência e Tecnologia coordena e gerencia a implementação e publicação do sistema brasileiro de inventários de ciclo de vida (SICV Brasil). Este sistema organiza as informações referentes às tecnologias que serão providas aos especialistas em avaliação de ciclo de vida, no acesso aos dados de inventários da indústria brasileira. O SICV Brasil é um banco de dados de armazenamento de inventários de ciclo de vida que tem a missão de criar, manter e prover o acesso aos dados de inventários e de processos da indústria brasileira. A organização de informação do SICV Brasil tem como base a plataforma International Reference Life Cycle Data (ILCD). A rica heterogeneidade dos pesquisadores e profissionais de ACV no Brasil exige um formato que facilite a troca de informação entre bases de dados ICV. Este documento visa ao entendimento da correspondência do SICV Brasil com a norma ISO 14044:2009, como resultado, pretende-se entender o processo de troca de informação do SICV com dois dos formatos de inventários mais usados nos estudos de ACV, o ILCD e o EcoSpold. Keywords: SICV Brasil. ILCD. EcoSpold. ISO 14044. Gestão de informação. 1. Introdução Desde 2009, o Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia, Instituto do Ministério de Ciência e Tecnologia, coordena o projeto Sistema de Inventário de Ciclo de Vida (SICV Brasil). Este projeto focaliza suas ações na implementação e publicação do sistema brasileiro de inventários de ciclo de vida, que organiza as tecnologias que serão providas aos especialistas em avaliação de ciclo de vida (ACV), no acesso aos dados de inventários de ciclo de vida (ICV) da indústria Brasileira. O Sistema Brasileiro de ICV, é um banco de dados de armazenamento de inventários de ciclo de vida de produtos e processos, que tem a missão de criar, manter e prever acesso aos dados de inventários ICV de produtos e processos da indústria Brasileira, bem como validar a informação a ser inserida pelos diferentes parceiros de ACV/ICV. O SICV Brasil é um sistema de informações gerenciais, composto por: pessoas desempenhando papéis gerenciais e técnicos que visam o cumprimento da missão externa do sistema; um sistema gerenciador de bases de dados que conterá o conjunto consolidado dos inventários brasileiros e; rotinas processos de trabalho formalizados. Conseqüentemente, o projeto tem procurado a formatação e padronização da base de dados Brasileira de ICV baseada, principalmente, na plataforma International Reference Life cycle Data (ILCD). Mas, consciente da importância da troca de informação com outros formatos de bases de dados, o SICV Brasil tenta ampliar seu escopo de formatação para ser capaz de exportar de forma confiável, transparente,

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segura e precisa a outras plataformas de base de dados ICV, bem como fazer de forma eficaz um cruzamento de dados importados de datasets com outros formatos, como o formato EcoSpold da Ecoinvent. Este documento visa ao entendimento da correspondência do SICV Brasil com a série da norma ISO 14044, e como resultado, pretende-se entender o processo de troca de informação do SICV com dois dos formatos de inventários mais usados nos estudos de ACV, o ILCD e o EcoSpold.

2. A norma ISO 14044 A série de normas ISO14000 foi desenvolvida pela Comissão Técnica 207 da ISO (TC 207), como resposta à demanda mundial por uma gestão ambiental mais confiável, onde o meio ambiente foi introduzido como uma variável importante na estratégia dos negócios, e foi estruturada basicamente em duas grandes áreas: Foco nas organizações empresariais e Foco nos produtos e serviços. O interesse no desenvolvimento de métodos de análise de aspectos ambientais e impactos ambientais potenciais de um produto ou serviço levaram ao desenvolvimento e padronização da técnica de avaliação de ciclo de vida. A norma ISO 14040 descreve os princípios e a estrutura de um ACV e a ISO 14044 especifica os requisitos e provê orientações para a ACV, incluindo: a definição de objetivo e escopo da ACV; a fase de análise de ICV; a fase de avaliação de impacto de ciclo de vida; a fase de interpretação do ciclo de vida; a comunicação e a revisão crítica da ACV; as limitações da ACV; a relação entre as fases da ACV; e as condições para o uso de escolhas de valores e de elementos opcionais. A série ISO 14040 abrange os estudos de ACV e os estudos de ICV, mas ela não detalha a técnica de ACV, nem especifica metodologias para as fases individuais da ferramenta. A partir desse grau de liberdade que as normas dão para o usuário, apareceram a discrepâncias metodológicas encontradas nos estudos implementando a ferramenta. Como resultado, isso levou à busca pela padronização das plataformas de informação dos estudos de ACV/ICV. Na estrutura metodológica, o objetivo de um ACV/ICV declara (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.2): a aplicação pretendida; as razões para a execução do estudo; o público-alvo, ou seja, aquele quem se pretende comunicar os resultados do estudo; se existe a intenção de utilizar os resultados em afirmações comparativas a serem divulgadas publicamente. As normas especificam que é conveniente que o escopo seja bem definido para assegurar que a abrangência, profundidade e detalhamento do estudo sejam compatíveis e suficientes para atender o objetivo declarado (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3). Entre as definições estabelecidas estão: o sistema de produto a ser estudado; as funções do sistema de produto ou, no caso de estudos comparativos, dos sistemas; a unidade funcional (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.2); a fronteira do sistema (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.3, seção 4.2.3.3.1, 4.2.3.3.2, 4.2.3.3.3); procedimentos de alocação (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.4.2); Metodologia de AICV e tipos de categorias de impacto (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.4); Interpretação a ser utilizada (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.7); requisitos de dados (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.5); escolha de valores e elementos opcionais (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.5); pressupostos; limitações; requisitos da qualidade dos dados (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.6, subcapítulos 4.2.3.6.1, 4.2.3.6.2, 4.2.3.6.3); tipo de

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revisão, se aplicável (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.8); tipo de formato do relatório requerido para o estudo (ISO 14044:2009, capítulo 5.1, 5.2, 5.3). A etapa de análise de ICV envolve a coleta de dados e o procedimento de cálculo para quantificar as entradas e saídas relevantes de um sistema de produto. Os dados coletados, sejam eles medidos, calculados ou estimados, são utilizados para quantificar as entradas e saídas de um processo elementar. Todas as fontes devem ser referenciadas, e uma descrição de cada processo deve ser registrada. Entre as medidas para assegurar um entendimento uniforme e consiste dos sistemas de produto a serem modelados estão (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.2.2): o desenho de fluxogramas gerais de processo (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.3.2); a descrição detalhada de cada processo elementar com relação a fatores que influenciam entradas e saídas (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.3.2); lista de fluxos e de dados relevantes para as condições de operação associadas a cada processo elementar (ISO 14044:2009, capítulo 4.2.3.3.2, 4.2.3.3.3); descrição da coleta de dados e das técnicas de cálculo necessárias para todos os dados (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.1); disponibilização de instruções para documentar claramente casos especiais, irregularidades ou outros itens associados aos dados fornecidos (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.1). Já, o cálculo com os dados inclui: validação dos dados coletados (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.2); correlação dos dados aos processos elementares (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.3), A correlação dos dados aos fluxos de referência e à unidade funcional (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.3) os fluxos de todos os processos elementares são relacionados ao fluxo de referência, sendo todas as entradas/saídas do sistema estejam referenciadas à unidade funcional; refinamento da fronteira do sistema (ISO 14044:2009, capítulo 4.3.3.4).

3. SICV Brasil O sistema inventário de ciclo de vida do Brasil SICV foi estruturado com base no ILCD. A plataforma ILCD está baseada nas normas da ISO 14040:1997 e 14044:2006, que provem a estrutura indispensável para avaliações de ciclo de vida, como estruturado no manual ILCD (EC/JRC, 2010). A plataforma ILCD foi desenvolvida para prover um guia para assegurar que os estudos e avaliações de ciclo de vida tenham consistência e qualidade, evitando-se que o grau de liberdade deixado aos usuários de ACV pelas normas ISO 14040 e 14044 afete a legitimidade dos resultados de um estudo. Os datasets estabelecidos na network de dados ILCD estão diferenciados por 7 tipos de datasets: processos; fluxo; propriedade do fluxo; método de avaliação de impacto de ciclo de vida; grupo de unidade; fonte e; contato. Esses datasets estão estruturados com meta documentação, e diferenciam classes de informação. Cada classe está conformada por um conjunto de dados que pode ser classificado por recomendado, mandatório, e completa. A classificação “Completa” considera todos os campos definidos na classe. A classificação “Recomendada” considera um subconjunto dos campos da classificação “Completa”, e dá uma orientação útil sobre qual informação é requerida para que um dataset seja bem documentado. Já, a classificação “Mandatória” considera somente os campos mínimos tecnicamente requeridos para identificar um dataset, e representa aproximadamente 8% da informação completa. Por exemplo, o dataset processos tem 5 classes de informação: Informação de Processo; Modelagem e Validação; Informação Administrativa; Entradas e Saídas; e resultados AICV. A Tabela 1 mostra a Correspondência do dateset processo e classe Informação de Processo para campos recomendados com a norma ISO 14044.

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Tabela 1: Correspondência do dateset processo, classe Informação de Processo para campos recomendados com a norma ISO 14044.

Informação de Processo - ILCD Correspondência com a ISO 14044 Informações chaves do conjunto de dados UUId conjunto de dados de processo Nome Nome base ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Tratamento, padrões, rotas. ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Tipos de mix e localização ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Produto quantitativo ou propriedades do processo ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Sinônimos ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Classificação Categoria superior ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Subcategoria ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Referência quantitativa Tipo de referência quantitativo ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 e 4.2.3.2 Unidade funcional, período de produção, outro ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 e 4.2.3.2 parâmetro. Representatividade temporal Ano de referência n/a ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 Dataset válido até e subcapítulo 4.2.3.6a Descrição da representatividade temporal n/a Representatividade geográfica Localização n/a Representatividade tecnológica Descrição da tecnologia, incluindo o sistema n/a Background. Conjunto de dados utilizados n/a Objetivo técnico do produto ou processo n/a Fonte: Elaboração própria.

Já, na Tabela 2, apresenta-se a correspondência do conjunto de dados da modelagem e validação para os campos recomendados com a norma ISO 14044. Como resultado, o SICV se estrutura, também, em sete diferentes datasets: Processo, Fluxo, Propriedade de Fluxo, Método, Grupo de Unidade, Fonte e Contato. Cada dataset contém classes com campos recomendados segundo a plataforma ILCD. A organização de informação estabelecida para a incorporação de novos inventários no sistema SICV é dividida em 4 passos. Passo 1: Informação de processo, Referência de informação, Localização de Processo; Passo 2: Tecnologia de Processo, Informação de Troca de Processo; Passo 3: Informações de Modelagem e Validação de Processo, Referência de Modelagem e validação de Processo; Passo 4: Informações Administrativas de Processo, Referência de Informações Administrativas de Processo; Como na classe de meta informação de processo do ILCD, o Passo 1 descreve as características do sistema de produto estudado. Já o passo 2 combina a descrição tecnológica com os dados de entrada e saída. Como resultado, o passo 1 e parte do passo 2 fazem referência a classe meta informação do processo do ILCD. Já no passo 3, apresenta-se as informações referentes a modelagem e validação

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Tabela 2: Correspondência da classe modelagem e validação para campos recomendados com a norma ISO 14044:2009.

Modelagem e validação – ILCD método ICV e alocação Tipo de conjunto de dados Princípios do método de ICV Desvio do princípio método LCI / explicações Abordagem metodológica ICV Desvios da abordagem do método ICV/explicações Constantes de modelagem Desvio das constantes da modelagem / explicações Fontes de dados, tratamento e representatividade Regras de corte e princípios de completeza Desvio da regra de corte dos dados e princípios de completeza/ explicações Seleção de dados e combinação de princípios Desvio da seleção de dados e combinação de princípios / explicações Tratamento de dados e princípios de extrapolação Desvio do tratamento de dados e princípios de extrapolação / explicações Fontes de dados utilizadas para este dataset Percentagem da oferta ou produção abrangida Dicas sobre o uso dos dados Completeza Modelo de completeza do produto Métodos de avaliação de impacto apoiados Completeza dos Fluxos elementares por tópico Tipo Valor Validação Tipo de revisão Escopo de revisão Método (s) de revisão Indicadores de qualidade de dados Comentários de revisão Nome do revisor e instituição Outros detalhes da revisão relatório de revisão completa Declarações de conformidade Nome do Sistema de conformidade Aprovação de conformidade global Nomeclature de conformidade Conformidade metodológica Revisão de Conformidade Conformidade de documentação Qualidade da conformidade Fonte: Elaboração própria.

Correspondência com a ISO 14044 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 n/a n/a ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 e 4.3.4.2 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 e 4.3.4.2 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1 e 4.3.4.2 ISO 14044:2009 capítulo 4.3.4.2 e 4.3.4.3 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.3, capítulo 4.2.3.6e, e capítulo 4.3.2.2 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.3, capítulo 4.2.3.6e ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.5 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.5 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6.3 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6.3 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1, 4.2.3.5 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1, 4.2.3.5 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.1, 4.2.3.5 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6.2.e ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.4 e 4.4.2.2.1 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6.2.e ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6.2.e ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 4.2.3.6 e capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 ISO 14044:2009 capítulo 6.2,6.3 n/a ISO 14044:2009 capítulo 6.1 n/a ISO 14044:2009 capítulo 6.1 ISO 14044:2009 capítulo 6.1 ISO 14044:2009 capítulo 6.1 n/a

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como estruturado pela plataforma ILCD, apresentando somente algumas variações na organização da informação. Por último, no passo 4 encontra-se as informações administrativas do processo. Por outro lado, Ecospold é um formato de trocas de dados usado para dados de ICV e AICV. Este formato de troca de dados lista todos os campos de dados disponíveis para a documentação de um único conjunto de dados. A documentação dos dados de processo no formato Ecospold é dividida em dois grupos de dados, denominados metainformação e fluxo de dados. A metainformação é constituída por informações de processo, modelagem e validação, informação administrativa, e o fluxo de dados é constituído por trocas e alocação. A estrutura principal da informação do processo está composta por: função de referência, geografia, tecnologia, informação de dataset e período de tempo. A modelagem e a validação estão constituídos por representatividade, fonte e validação. Já a estrutura da informação administrativa está constituída por entrada de dados da pessoa que insere os dados e gerador de dados e publicação. Todos os campos referentes ao formato Ecospold se consideram os campos obrigatórios da estrutura metodológica apresentada pelas séries da norma ISO 14040.

4. Considerações Finais O SICV Brasil considera em toda sua estrutura de informação à ordem metodológica apresentada pela norma, adicionando campos de informação para manter um padrão de informação que assegure a consistência e transparência dos resultados. Cabe destacar que a maioria dos campos relacionados à classe da meta informação de processo e da modelagem e validação tem uma correspondência direta com as normas ISO 14044:2009, cobrindo as orientações de processo e as orientações para os dados, respectivamente. Já na classe de informação administrativa, a plataforma documenta várias informações importantes sobre a administração do dataset desenvolvido. Mas, não existe orientação na norma sobre esta classe de meta-documentação. Neste estudo foi identificado que todos os campos referentes ao formato Ecospold são relacionados aos campos obrigatórios da estrutura metodológica apresentada pelas séries da norma ISO 14040.

5. Referências ABNT NBR ISO 14044:2009. Gestão ambiental - Avaliação do ciclo de vida: Requisitos e orientações. ABNT/CB-38 Gestão Ambiental / ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas, Brasil. European Commision/ Joint Research Centre. International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook: General Guide for Life Cycle Assessment – Detailed Guidance. First edition 2010. EUR 24384 EN. Luxemburg. Publication Office of the European Union. ISO 14040:2006. Environmental management - Life cycle assessment: Principles and framework. International Organisation for Standardisation (ISO), Geneve.

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Sistema de produto-serviço (pss) e gestão do processo de desenvolvimento de móveis estofados A. Rapôso1, S. F. César2, A. Kiperstok3 1 2 3

PEI, Departamento de Engenharia Química, Universidade Federal da Bahia e Departamento de Infraestrutura e Design, Instituto Federal de Alagoas. LABMAD, Departamento de Construção e Estruturas, Universidade Federal da Bahia. TECLIM, Departamento de Engenharia Ambiental, Universidade Federal da Bahia.

Este artigo apresenta os primeiros resultados obtidos a partir do uso de ferramentas de análise estratégica da Metodologia de Sistemas de Design para a Sustentabilidade (MSDS, derivada da Metodologia MEPSS, MEthod for PSS development) em estudo de caso piloto. O propósito do estudo de caso foi identificar o Sistema de Produto-Serviço (PSS) aplicado ao processo de desenvolvimento de estofados personalizados na produção local de uma empresa de pequeno porte na cidade de Arapiraca, Estado de Alagoas. Este estudo integra parte das atividades de pesquisa de doutorado em Engenharia Industrial desenvolvida na Escola Politécnica da Universidade Federal da Bahia (Salvador, BA). A abordagem desta pesquisa de doutorado baseia-se em questões relativas ao design para sustentabilidade de PSS para móveis estofados personalizados e objetiva a proposição de modelo que promova a melhoria da ecoeficiência do sistema existente. Para o diagnóstico do sistema atual, foram utilizadas ferramentas do MSDS, como por exemplo, o check-list do SDO (Sustainability Design-Orienting) toolkit e Mapa do Sistema (System Map). Os resultados parciais indicam que o PSS para móveis estofados em tela situa-se no primeiro nível de inovação, de acordo com revisão da literatura atual. Eles mostram também que os ganhos ambientais situam-se nos requisitos de otimização da vida do produto (sistema de oferta) e de minimização de recursos. Nestes termos, uma ação futura de ampliação do escopo do PSS para melhoria da ecoeficiência produtiva pode ser bastante positiva. 1. Introdução Segundo Morelli (2006), a produção industrial está evoluindo para modelos que provoquem adequadamente uma profunda mudança do consumo de massa para o consumo personalizado (ou customizado). Cardoso (2012) acrescenta que, para o design industrial, as últimas décadas do século XXI têm direcionado o modelo normativo de produção em massa (século XX) para o de produção flexível. A customização (adaptação do produto a cada consumidor), a gestão contínua do fluxo produtivo, a qualidade total do processo, incluindo responsabilidade social e ambiental são alguns dos conceitos que norteiam a indústria avançada. Esses novos conceitos aliados à automatização têm permitido a indústria atender demandas de pequenos lotes e até peças únicas. Essa evolução, apontada por Morelli (2006) e ratificada por Cardoso (2012), vem sendo facilitada pelo repensar da oferta industrial, a partir da produção de bens para o fornecimento de soluções sistêmicas que consistam em produtos e serviços; para o fornecimento de um mix de elementos materiais e imateriais que atendam demandas específicas dos consumidores, cuja abordagem está baseada na utilidade do sistema ofertado. O consumo personalizado pode favorecer inovações mais sustentáveis. Essas soluções são comumente descritas como Sistemas de Produto-Serviço (ou PSS, Product-Service System), na literatura internacional (VEZOLLI, 2010; MORELLI, 2006; MONT 2002; UNEP, 2002). O PSS é definido como “estratégia inovadora que desloca o centro dos negócios do projeto e da venda de produtos físicos para a oferta de produtos e sistemas de serviços que, conjuntamente, podem satisfazer demandas específicas” (UNEP, 2002, citado por VEZZOLI, 2010, p. 37). Vezzoli (2010) acrescenta que o PSS é visto como inovação de sistema composta pela associação

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de inovação tecnológica à inovação sociocultural e organizacional. A ideia chave que circunda o conceito de PSS consiste em que os atuais consumidores não demandam produtos em si; mas, a utilidade que esses produtos e os serviços a eles associados oferecem (UNEP, s.d). Mont (2002) afirma que a satisfação das necessidades dos consumidores ocorre pela oferta de serviços desmaterializados, associados a mudanças na propriedade do bem. A aplicação do conceito de PSS é relativamente recente em nível internacional e no Brasil. Cabem destacar aqui as iniciativas pioneiras do Politécnico de Milão através da unidade de pesquisa Design e Inovação para a Sustentabilidade (DIS) do Departamento de Design Industrial, Artes, Comunicação e Moda (INDACO), em nível mundial; e do Núcleo de Design e Sustentabilidade (NDS) da Universidade Federal do Paraná, em nível nacional (www.design.ufpr.br/nucleo/).

1.1 Produto-serviço e móveis estofados: definições de função e uso Para Cardoso (2012, p. 62), a palavra “‘uso’ abrange as noções interligadas de operacionalidade, funcionamento e aproveitamento. [...], aproxima-se da palavra ‘função’, comumente empregada para descrever o papel a ser desempenhado por um artefato nas relações sociais”. O autor argumenta que o termo uso mostra-se mais adequado porque não restringe o objeto a uma única vocação como frequentemente ocorre com o termo função. Em sua visão, não existe função e sim funções, visto que produtos obedecem a ‘lógica construtiva’ que resulta da soma das ideias concebidas em seu projeto, associadas aos materiais e condições de fabricação. Além disso, “são passíveis de adaptação pelo uso e sujeitos a mudanças de percepção pelo juízo”; como por exemplo, o “senso comum, quando se escolhe [...] um móvel [...], é que aquele objeto deve expressar algo sobre seu proprietário” (CARDOSO, 2012, p. 36; 107, respectivamente). Esses aspectos validam a demanda crescente de produtos e serviços customizados no setor produtivo moveleiro. No caso específico de estofados, os principais critérios de escolha do produto pelo usuário são estética, conforto, preço e durabilidade; ou seja, o quanto pode durar, mantendo suas capacidades e comportamento em um nível padrão aceitável. Os autores destacam outro aspecto não menos importante que “é a satisfação de uma demanda específica de bem estar social, balizada em uma ou mais funções que o produto estofado pode assumir durante o uso” (RAPÔSO et al., 2011, 2011, p. 5). Os estofados atendem a demanda específica de bem estar social referente à necessidade de assentos para uso pessoal e/ou coletivo em ambiente residencial, corporativo e/ou de serviços. Essa produção pode ocorrer de forma seriada ou sob medida. Estofados sob medida atendem a demanda específica de assentos de forma direta e personalizada à necessidade do usuário ou grupo de usuários que o solicita. Embora o modelo de negócio da produção moveleira seja essencialmente tradicional, no setor de estofados personalizados é possível estabelecer modelo de negócio PSS. Em geral, as estofadoras de pequeno porte trabalham com fabricação de estofado novo e/ou reforma de usado, o que envolve serviços e materiais adicionais. O que já caracteriza um PSS (RAPÔSO et al., 2011). Esse potencial de modelo PSS para estofados personalizados ainda se encontra pouco explorado e ressalta as afirmativas de Morelli (2006) e Vezzoli (2010) de que produtos industriais e serviços não são apenas uma entidade técnica, mas também resultado de um processo sócio-técnico, em que a inovação e sua trajetória são influenciadas pelos atores que participam direta ou indiretamente do PSS.

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1.2 Contexto da pesquisa Este estudo integra pesquisa de doutorado que aborda questões relativas ao design para sustentabilidade de PSS para estofados personalizados, com vistas à proposição de modelo que promova a melhoria da ecoeficiência do sistema. A seleção do objeto de pesquisa fundamentou-se nas necessidades emergentes de soluções que enfatizem a utilização em vez da posse do produto e que favoreçam economia baseada em padrões de consumo desmaterializado. A integração de produtos e serviços permite criar maior valor de uso pelo maior tempo possível com menor consumo de recursos materiais e energia (MONT, 2002). Este artigo objetiva diagnosticar o sistema existente no que tange à gestão do processo de desenvolvimento de estofados em relação às prioridades adotadas quanto à dimensão ambiental da sustentabilidade.

2. Sistema de Produto-Serviço (PSS): características e abordagens O PSS consiste em sistema competitivo de produtos, serviços, redes de suporte e infraestrutura, que inclui manutenção, reciclagem de peças e reposição do produto final. Satisfaz necessidades específicas dos consumidores e mantém a competitividade do negócio, com menor impacto ambiental no ciclo de vida do produto (UNEP, s.d.; MONT, 2002). O Quadro 1 a seguir sintetiza abordagens, características e foco dos negócios para PSSs. Para consumidores, o PSS significa mudança de comportamento da compra de produtos para contratação de serviços e soluções sistêmicas que minimizem os seus impactos ambientais. Para produtores e prestadores de serviços, o PSS significa maior grau de responsabilidade em todo ciclo de vida do produto. Um dos objetivos do PSS deve ser a minimização do impacto ambiental do consumo por: a) ciclos fechados de materiais; b) redução do consumo através de cenários alternativos de uso do produto; c) aumento da produtividade global dos recursos e desmaterialização do PSS; d) fornecimento de soluções integradas de elementos do sistema, associado à melhoria de recursos e eficiência funcional de cada um (MONT, 2002).

Quadro 1: Abordagens de negócios para PSS.

Categorias do PSS

Características gerais

Foco

PSS orientado ao Produto (ou Produto orientado ao serviço)

O produto pertence ao consumidor; o produtor oferece serviços adicionais, que podem estar inclusos à compra ou não (manutenção, reparo, atualização, substituição durante período prédeterminado).

Produto e serviço

PSS orientado ao Uso (ou Uso orientado ao serviço)

O produto pertence ao produtor, que oferece serviços customizados de utilização, como substituto da aquisição de produtos. Para esses serviços pode ser cobrada taxa pelo tempo de uso. Liberase o consumidor de custos de aquisição, uso e manutenção do produto.

Uso do Serviço e produto

PSS orientado ao Resultado

O produtor oferece produtos, ferramentas e oportunidades que possibilitam ao consumidor alcançar os resultados pretendidos. Paga somente pelo tempo que utiliza a plataforma de serviços.

Plataformas de produtos e serviços

Fonte: Rapôso, César e Kiperstok (2012) adaptado de VEZOLLI (2010), UNEP (2002).

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3. MSDS: método e ferramentas Segundo Morelli (2006), o PSS representa área ampla de intervenção para o designer, que deve selecionar o conjunto de ferramentas a ser usado em diferentes contextos e PSSs. Destaca que o designer deve ter ferramentas para: a) identificar atores na rede; b) criar possíveis cenários de PSS, que verifique situações de uso, seqüências de ações e papel dos atores, além de requisitos para um PSS e sua estrutura lógica e organizacional; c) desenvolver instrumentos de representação que visualize um PSS em todos os seus componentes. Neste trabalho, adota-se método apresentado por Vezzoli (2010), intitulado Método de Sistemas de Design para Sustentabilidade (MSDS). Este método oferece suporte e orientação para inovações de Sistema de Produto-Serviço, sendo uma adaptação do método de pesquisa do projeto MEthod for PSS development (MEPSS). As ferramentas do MSDS dividem-se em 2 grupos: 1. Ferramentas de orientação para design de sistemas sustentáveis (Sustainability Design-Orienting (SDO) toolkit e Sustainability interaction story-spot); 2. Ferramentas de suporte à geração de ideias e estratégias para design de sistemas (Mapa do Sistema, Mapa de Satisfação, Plataforma de Interação, Diagrama de Oferta, Diagrama de Polaridade, Solution element brief e Matriz de Motivação). Neste artigo foram selecionadas as ferramentas SDO toolkit (grupo 1) e Mapa de Sistema (grupo 2). O Mapa de Sistema representa graficamente atores socioeconômicos principais e secundários e as interações entre eles quanto aos fluxos de materiais e/ou produtos, informações, dinheiro e desempenho de trabalho. Auxilia na descrição do sistema existente e sua organização. A ferramenta SDO toolkit orienta o processo de soluções sustentáveis, através de check-list de requisitos para análise de prioridades e práticas. Verifica e visualiza potenciais melhorias em relação ao sistema existente. Programa aberto, de livre utilização online (www.sdo-lens.polimi.it) ou instalado (www.design.ufpr.br/nucleo/downloads). A identificação dos elementos do sistema advém de dados coletados em pesquisa exploratória, através de entrevistas junto aos colaboradores da Empresa caso e da observação direta em visitas técnicas.

4. Estudo de caso: análise e discussões 4.1 Caracterização da Empresa caso e do sistema de oferta A Empresa selecionada é de pequeno porte, por ter 25 funcionários. Localiza-se na cidade de Arapiraca, agreste alagoano. Há 15 anos, atua no mercado de estofados sob medida e personalizado para uso residencial e/ou comercial, atendendo necessidades específicas dos clientes. Presta serviços de fabricação e reforma de estofados com garantia estrutural de 7 anos e de estofamento de 2 anos. Os produtos variam em complexidade de modelo e custo. Possui uma unidade fabril e dois pontos de vendas, além do atendimento em domicílio.

4.2 O atual Sistema de Produto-Serviço para móvel estofado A Figura 1 sintetiza visão geral do atual PSS para estofado personalizado na Empresa caso. Nela verifica-se que os fluxos principais do sistema caracterizam-se pelo relacionamento direto entre empresa e clientes-consumidores, através dos setores de vendas e expedição. A equipe de produção é o elo interno de interações. Os fluxos secundários se caracterizam pelas interações entre empresa, fornecedores de materiais e produtos intermediários e prestadores de serviços de transporte, através de parcerias fixas para manutenção de estoque mínimo. Os resíduos (perdas produtivas) gerados pelo sistema apresentam duas formas diferentes de destinação: uma parte é coletada e direcionada para o reuso interno e/ou externo; a outra parte é descartada e recolhida pelo serviço municipal de coleta de lixo da cidade de Arapiraca.

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Móvel Estofado Personalizado

inicio Fornecedor de Madeira (Serrarias e ind. de painéis

Cliente-consumidor

1. O cliente solicita produto estofado sob medida e personalizado Consultor de vendas 2. A vendedora encaminha demanda para pedido

Modelo Ind. Têxtil e de Couros

Ordem de serviço

Pedido

Transportador

Fábrica de Estofados

Ind. Quimica e Siderúrgios

5. O produto segue para casa do cliente

Fornecedores de componentes

3. Uma das células de produção executa a demanda especifica

4. O produto é avaliado e embalado para emtrega

Lixo

Reuso

Expedição e entrega

Equipe de produção

Fluxo de materiais

Fluxo de trabalho

Fluxo de informação

Fluxo de dinheiro

Figura 1: Mapa preliminar do PSS para Móvel Estofado Personalizado da Empresa caso. Principais interações dos atores: 1. Cliente-Vendas; 2. Vendas-produção-expedição; 3. Expedição-cliente.

Embora não sejam explícitos no atual sistema requisitos ambientais, gestão de resíduos e/ou responsabilidade pelo descarte, de forma implícita são observadas características positivas nessa direção. Apesar dos produtos-serviços não terem sido planejados para PSS, enquadram-se na 1ª abordagem: PSS orientado ao produto. Apresentam potencial de melhoria nesse âmbito para que se amplie eficiência e sustentabilidade. A Figura 2 ilustra avaliação qualitativa preliminar desse PSS, sob a ótica da dimensão ambiental. Os resultados variam entre “não prioridade”, “baixa prioridade” e “média prioridade”, porque os requisitos avaliados não se encontram inseridos como política organizacional da Empresa. Consistem em iniciativas isoladas, vinculadas à redução de custos, aumento de lucros e sensibilidade ambiental reativa, que minimiza e valoriza parte dos resíduos. Otimizar a vida do produto é resultado da atuação de mercado proposta. Não foram observadas atuações da Empresa para a ecoeficiência de forma sistemática e consciente.

prioridade: N= não B= baixa M= média A= alta

e e o e ad çã lid va ibi er at ns mp Co oco bi

Não está inserido na política organizacional da empresa. Não é um item de demanda de mercado na visão do produtor.

Redução no trasporte e distribuição

Não é prioridade ambiental. A redução resulta de economia no custo-benefício de fretes. Utiliza material renovável (madeira, tecido natural) e não-renovável (espuma, tecido sintético). Não usa materiais reciclados.

M de inim re iza su ç lta ão do s

Uso de cola a base de solvente. Controle parcial das partículas por varrição.

Otimização da vida do sistema

Mi n tox imiz ida aç de ão d

1º indício de PSS: oferta integrada de fabricação (novo) e reforma (usado) de estofados personalização.

Minimização e valorização dos resíduos

2º indício de PSS: aproveitamento interno e externo de parte dos resíduos gerados.

Figura 2: Radar da dimensão ambiental da Sustentabilidade do atual PSS para Estofado Personalizado.

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5. Considerações finais A Empresa emprega alguns elementos de PSS como extensão natural do seu sistema de oferta. Contudo, seu modelo de negócio segue os padrões atuais de aquisição, utilização e descarte. Isso significa que a Empresa ainda não possui uma estrutura voltada à gestão do ciclo de vida de produtos-serviços. Há diversos benefícios inerentes ao sistema atual que podem ser melhorados através do modelo PSS, como estratégia de inovação de sistema para novo plano de negócios.

6. Referências CARDOSO, R. Design para um mundo complexo. São Paulo: Cosac Naify, 2012. 264 p. MONT, O. K. Clarifying the concept of product-service system. Journal of Cleaner production, nº. 10, p. 237-245, 2002. MORELLI, N. Developing new product service systems (PSS): methodologies and operational tools. Journal of Cleaner production, v. 14, p. 1495-1501, 2006. RAPÔSO, A.; CÉSAR, S. F.; KIPERSTOK, A. Sustentabilidade no design de móveis estofados personalizados: uma síntese da experiência moveleira de pequeno porte em Alagoas, Brasil. In: Anais do 3º Simpósio Brasileiro de Design Sustentável, III SBDS. Recife: UFPE, 2011, p. 251263, disponível em http://www.sbds2011.com/download/eBook- Anais ISSD-SBDS 2011.pdf, acesso em 16//02/2012. UNEP United Nations Environment Programme. The role of Product-Service Systems in a sustainable society, brochura. [s.l]: UNEP, [s.d.], disponível em http://www.unep.fr/scp/design/pdf/pss-brochure-final.pdf, acesso em 14/04/2012. UNEP United Nations Environment Programme Product-Service Systems and Sustainability: Opportunities for Sustainable Solutions. Paris: UNEP, 2002, disponível em http://www.unep.fr/scp/design/pdf/pss-imp-7.pdf, acesso em 11/07/2011. VEZZOLI, C. Design de sistemas para a sustentabilidade: teoria, métodos e ferramentas para o design sustentável de ‘sistemas de satisfação’. Salvador: EDUFBA, 2010. 343p.

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Sistematização dos métodos de contabilização de emissões de gases de efeito estufa R. M. Dinato1, G. A. Silva1 1

Grupo de Prevenção da Poluição do Departamento de Engenharia Química da Escola Politécnica da Universidade de São Paulo.

Para mitigar as mudanças climáticas é necessário reduzir as emissões de Gases de Efeito Estufa (GEE). Para reduzir, é necessário primeiramente mensurar. O presente estudo tem por objetivo analisar, comparar e sistematizar os diversos métodos existentes no mundo para a contabilização de emissões de GEE. Os cientistas começaram a entender melhor o fenômeno das mudanças climáticas na década de 1980 e, desde então, diversos métodos foram criados para contabilizar as emissões de GEE. Nenhuma sistematização dos métodos existentes foi encontrada na literatura. No total, dez métodos foram analisados, comparados e sistematizados. 1. Introdução e Caracterização dos Métodos Existem diversos métodos no mundo para auxiliar na contabilização de GEE. Este grande número de métodos pode causar alguns problemas, pois métodos diferentes podem levar a resultados diferentes, inclusive quando um mesmo sistema é analisado. A seguir, dez métodos são apresentados e discutidos brevemente.

A. 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories A United Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC), também conhecida como Convenção do Clima, tem o objetivo de estabelecer a base para a cooperação internacional sobre as questões técnicas e políticas relacionadas ao aquecimento global. Em 1992, a Convenção do Clima foi assinada e ratificada por mais de 175 países com o objetivo de estabilizar a emissão de GEE, prevenindo assim uma interferência humana perigosa para o clima de nosso planeta. Em 1997, durante a III Conferência das Partes da UNFCCC (COP-3), foi elaborado o Protocolo de Quioto com o objetivo de regulamentar a Convenção do Clima e, assim, determinar metas específicas de redução de emissões de seis dos principais gases causadores do efeito estufa: CO2, CH4, N2O, SF6, HFCs e PFCs. O Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) é o órgão internacional responsável pela publicação das diretrizes utilizadas para a contabilização de emissões de GEE dos países que ratificaram o Protocolo de Quioto. A versão mais recente desta diretriz chama-se 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories e é dividida em cinco volumes.

B. The Greenhouse Gas Protocol: A Corporate Accounting and Reporting Standard A primeira edição deste método foi lançada em 2001 pelo Greenhouse Gas Protocol Initiative, uma coalisão de empresas, ONGs, governo e outros, reunidos pelo World Resources Institute (WRI) e pelo World Business Council for Sustainable Development (WBCSD). Conhecido como GHG Protocol, este método é um dos mais antigos publicados sobre o assunto e continua sendo o mais utilizado pelas

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empresas de todo o mundo. Esta iniciativa foi tão bem sucedida que programas nacionais foram criados em diversos países para incentivar a cultura de realização de inventários corporativos. Até o momento, o GHG Protocol já estabeleceu parcerias para facilitar a implementação do programa no Brasil, China, Índia, México, Filipinas e América do Norte. O GHG Protocol apresenta o conceito de limites operacionais. Para ajudar a delimitar as fontes de emissão diretas e indiretas, foi criado algo bastante inovador, a determinação de escopos: Escopo 1: Emissões diretas de GEE Emissões diretas são as provenientes de fontes que pertencem ou são controladas pela empresa. Escopo 2: Emissões indiretas de GEE de energia Contabiliza as emissões provenientes da aquisição de energia elétrica e térmica que é consumida pela empresa. Escopo 3: Outras emissões indiretas de GEE O escopo 3 é uma categoria de relato opcional, que permite a consideração de todas as outras emissões indiretas. As emissões do escopo 3 são uma consequência das atividades da empresa, mas ocorrem em fontes que não pertencem ou não são controladas pela empresa. O conceito dos escopos deixa bem claro que existe uma relação entre um inventário corporativo de emissões de GEE e a lógica do ciclo de vida.

C. Programa Brasileiro GHG Protocol Em 2008, o GHG Protocol foi adaptado ao contexto nacional pela Fundação Getulio Vargas e pelo WRI em parceria com o Ministério do Meio Ambiente, com o Conselho Empresarial Brasileiro para o Desenvolvimento Sustentável, com o WBCSD e 27 Empresas Fundadoras. A aplicação deste método no Brasil acontece de forma adaptada ao contexto nacional. O Programa Brasileiro organiza grupos de trabalho junto às empresas participantes para o aperfeiçoamento do método e desenvolvimento de novas ferramentas para a contabilização de emissões de GEE de acordo com a realidade brasileira.

D. ABNT NBR ISO 14064-1:2007 A norma técnica ABNT NBR ISO 14064-1:2007 é a tradução literal da ISO 14064-1:2006. O título da norma brasileira é “Gases de Efeito Estufa. Parte 1: Especificação e orientação a organizações para quantificação e elaboração de relatórios de emissões e remoções de gases de efeito estufa”. Esta parte da norma especifica princípios e requisitos no âmbito da organização para a quantificação e para a elaboração de relatórios de emissões e remoções de GEE. Inclui determinações para o projeto, o desenvolvimento, o gerenciamento, a elaboração de relatórios e a verificação de um inventário de GEE da organização (ABNT, 2007).

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Esta norma possui apenas 20 páginas e não fornece muitos detalhes sobre as melhores práticas para a realização do inventário de emissões. A versão original foi lançada em 2006, ou seja, cinco anos após o lançamento do GHG Protocol. As bases desta norma são idênticas ao GHG Protocol, não acrescentando nada de novo para a padronização dos inventários.

E. Guidance on how to measure and report your greenhouse gas emissions Este método foi desenvolvido pelo Department for Environment, Food and Rural Affairs (DEFRA), em parceria com o Department of Energy and Climate Change (DECC), dois departamentos do governo do Reino Unido. O método visa dar suporte às organizações deste país para reduzir suas contribuições às mudanças climáticas. Explica como medir e reportar as emissões de GEE, assim como estabelecer metas de redução. O método pode ser utilizado por empresas de qualquer porte, pelo setor público e por organizações do terceiro setor (DEFRA, 2009). Segundo o documento, as informações relatadas pelas empresas não devem ser utilizadas para calcular o inventário nacional do Reino Unido; este método serve apenas para ajudar as organizações a tomarem medidas para gerenciar e reduzir suas próprias emissões. DEFRA (2009) aponta princípios genéricos para mensurar e reportar as emissões de GEE e foi baseado no GHG Protocol.

F. The GHG Indicator: UNEP Guidelines for Calculating Greenhouse Gas Emissions for Businesses and Non-Commercial Organisations O método lançado pela United Nations Environmental Programme (UNEP) no ano 2000 é o mais antigo encontrado para contabilização de emissões corporativas. Segundo UNEP (2000), uma característica essencial desse método é que ele utiliza informações prontamente obtidas pelas empresas. Os dados podem ser convertidos e agregados para calcular a contribuição total às mudanças climáticas. O GHG Indicator é relevante tanto para países desenvolvidos quanto para os países em desenvolvimento (UNEP, 2000). Este método não foi desenvolvido para mensurar os impactos ao aquecimento global de produtos durante o ciclo de vida. Tais impactos ficam de fora das normas existentes para a contabilização de corporações. Entretanto, os impactos do ciclo de vida dos produtos podem ser bastante consideráveis, como no caso da indústria automobilística. Pesquisas adicionais são necessárias para examinar como isto poderia refletir num indicador corporativo de uma maneira sensata. Se a companhia possuir recursos suficientes, os impactos do ciclo de vida devem ser considerados, pois esta linha de pesquisa deve se tornar cada vez mais importante com o aumento da experiência e do conhecimento. Isto é particularmente relevante ao passo que a importância das soluções “fim de tubo” estão se movendo de modo crescente para soluções que reduzem os impactos em todos os estágios do processo (UNEP, 2000).

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G. The Greenhouse Gas Protocol: Product Life Cycle Accounting and Reporting Standard Este método foi lançado em outubro de 2011, de forma a complementar o método já existente, o GHG Protocol, utilizado para a contabilização de emissões corporativas. Até pouco tempo atrás, as empresas estavam focadas apenas em suas próprias emissões. No entanto, estas mesmas empresas começaram a perceber a necessidade de contabilizar também as emissões ao longo de sua cadeia de suprimentos e de seus produtos a fim de gerenciar riscos e oportunidades. Devido ao seu recente lançamento, este método ainda é pouco utilizado no Brasil e, por enquanto, está sendo chamado de GHG Protocol para Produtos. Ele fornece requisitos e orientações para que empresas possam quantificar e publicar um inventário de emissões de GEE associado a um determinado produto. A contabilização de emissões de GEE no ciclo de vida de produtos é um subconjunto da Avaliação de Ciclo de Vida (ACV), que visa quantificar e indicar aspectos ambientais e potenciais impactos ambientais ao longo do ciclo de vida do produto desde a extração da matéria-prima até o descarte dos resíduos. O GHG Protocol para Produtos baseia-se nas normas ISO 14040:2006, ISO 14044:2006 e PAS 2050 e segue a abordagem atribucional (WRI, 2011).

H. PAS 2050:2011. Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services O método PAS 2050:2011 foi lançado pela British Standards Institution (BSI) e trata-se de uma especificação aberta, conforme diz o próprio significado de PAS, Publicly Available Specification. Enquanto as emissões de GEE são geralmente observadas em nível global, nacional, corporativo ou organizacional, emissões dentro deste arranjo podem cruzar fronteiras entre empresas e países por meio da cadeia de suprimentos. As emissões de GEE associadas a bens e serviços refletem o impacto de processos, materiais e decisões tomadas por todo o ciclo de vida desses bens e serviços (BSI, 2011). A PAS 2050 foi desenvolvida em resposta ao desejo de grande parte da comunidade e indústria por um método consistente para avaliação das emissões de GEE ao longo do ciclo de vida de bens e produtos. Estas emissões ocorrem como parte dos processos de criação, transformação, transporte, armazenagem, uso, reciclagem ou disposição final de tais bens e serviços (BSI, 2011). Assim como o GHG Protocol para Produtos, a PAS 2050 também se baseia nas normas ISO 14040 e ISO 14044, colocando especificações para a avaliação das emissões de GEE no ciclo de vida de bens e produtos. Tal método pode ser aplicado para a contabilização de emissões ao longo de todo o ciclo de vida do produto (do berço ao túmulo) ou para a contabilização apenas do berço ao portão da fábrica.

I. Bilan Carbone A primeira versão deste método foi lançada em 2004 pela Agência Francesa para o Meio Ambiente e Energia (ADEME). A versão analisada neste estudo é a mais recente, lançada em junho de 2010

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(versão 6.1). Seu objetivo é apresentar como calcular as emissões de GEE provenientes de atividades que produzem bens e serviços, assim como as emissões de todas as atividades em uma área. A tradução de Bilan Carbone para o português é Balanço de Carbono. Este método é bastante diferente de todos os outros analisados neste estudo, pois apesar de ignorar fronteiras regionais e corporativas, não se trata de um simples método de contabilização de emissões de um produto. O Bilan Carbone possibilita ao usuário estimar as emissões de GEE resultantes de todos os processos físicos necessários para a existência de uma atividade humana ou organização. Por processos físicos necessários, entende-se que a entidade não existiria da maneira como é hoje se os processos físicos em questão não fossem possíveis (ADEME, 2010). Um dos pontos fundamentais desse método consiste em colocar em pé de igualdade as emissões de GEE que ocorrem diretamente dentro da entidade e as emissões que ocorrem fora da entidade, mas são na verdade um deslocamento dos processos necessários para a existência da atividade ou da organização da maneira como é hoje.

J. ABNT NBR ISO 14040:2009 / ABNT NBR ISO 14044:2009 As normas ISO 14040/14044 tratam da ACV e uma é indispensável para a aplicação da outra. Embora não sejam normas específicas para a contabilização de emissões de GEE, podem ser utilizadas para esta finalidade, pois a ACV engloba a Pegada de Carbono. Uma norma ISO específica para a contabilização de emissões de GEE está em desenvolvimento, a ISO 14067: Carbon Footprint of Products. Esta norma ainda está na versão Draft International Standard (DIS).

2. Resultados e Discussões A revisão bibliográfica demonstrou a existência de uma grande quantidade de métodos de contabilização de GEE. O presente estudo apontou e analisou brevemente dez métodos, mas esta lista não é exaustiva. Empresas utilizando diferentes métodos podem chegar a resultados diferentes, incompatíveis e incomparáveis. No entanto, a comunidade em geral desconhece estas nuanças e poderá ficar tentada a fazer comparações entre as empresas. A segunda etapa do estudo propõe uma sistematização destes métodos, criando três categorias: Métodos de Contabilização Regional, Métodos de Contabilização Corporativa e Métodos de Contabilização de Produtos. Apesar desta divisão não ter sido encontrada na literatura, os especialistas da área costumam discutir estes conceitos entre si, ainda que de uma forma pouco sistêmica. Os Métodos de Contabilização Regional são indicados para mensurar as emissões de um país, de um estado, de um município ou de qualquer outro tipo de região determinada. A abordagem utilizada é conhecida como top-down, na qual os dados são obtidos a partir de valores totais da região, sem o detalhamento setorial. Segundo a pesquisa bibliográfica realizada, só existe um método de

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contabilização regional utilizado no mundo e este é adotado pela ONU nas negociações sobre o clima. Trata-se do método exposto no item A. Os Métodos de Contabilização Corporativa são comumente chamados de Inventário de Emissões de GEE. Existem diversos métodos diferentes utilizados no mundo todo para este tipo de contabilização. No presente estudo, os métodos descritos nos itens B, C, D, E e F foram classificados nesta categoria. Os Métodos de Contabilização de Produtos são comumente chamados de Pegada de Carbono. É a categoria que possui o conceito mais imediato de ciclo de vida, no qual as emissões do produto são contabilizadas do berço ao túmulo do mesmo. Alguns especialistas classificam a Pegada de Carbono como um estudo reduzido de ACV. No entanto, outros especialistas acreditam que, dado o caráter sistêmico da ACV, tal caso não poderia ser chamado de estudo de ACV, mas apenas de um método que utiliza a lógica do ciclo de vida. No presente estudo, os métodos apresentados nos itens G, H, I e J foram classificados nesta categoria. A decisão de classificar o método J como um método de contabilização de produtos foi tomada por dois motivos: 1. O conceito deste método é bastante similar à lógica do ciclo de vida, a qual possui uma visão do todo, ao invés de analisar apenas a empresa. 2. Este método é pouquíssimo utilizado no Brasil para a contabilização de emissões de empresas ou regiões. No entanto, o supermercado Pão de Açúcar possui diversos produtos alimentícios da marca Casino com a pegada de carbono no rótulo. Desta forma, esse método ficou conhecido no Brasil como um método de contabilização de produtos. A premissa básica para a sistematização foi a fronteira adotada pelo método de contabilização. Todos os métodos apontam maneiras para inventariar emissões, ou seja, criar uma lista com fontes de emissão, coletar dados, coletar fatores de emissão e calcular o resultado final. No entanto, cada categoria foca em uma fronteira diferente.

3. Referências ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. ABNT NBR ISO 14064-1:2007. Gases de efeito estufa. Parte 1: Especificação e orientação a organizações para quantificação e elaboração de relatórios de emissões e remoções de gases de efeito estufa. 2007. ADEME – AGENCE DE L’ENVIRONNEMENT ET DE LA MAÎTRISE DE L’ENERGIE. Bilan Carbone. Versão 6.1. França: 2010. BSI - BRITISH STANDARDS INSTITUTION. PAS 2050:2011. Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services. Londres: 2011. DEFRA - DEPARTMENT FOR ENVIRONMENT, FOOD AND RURAL AFFAIRS. Guidance on how to measure and report your greenhouse gas emissions. Londres: 2009. UNEP – UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAMME. The GHG Indicator: UNEP Guidelines for Calculating Greenhouse Gas Emissions for Businesses and Non-Commercial Organisations. Genebra: 2000. WRI - WORLD RESOURCES INSTITUTE. The Greenhouse Gas Protocol. Product Lyfe Cycle Accounting and Reporting Standard. Washington, DC: 2011.

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Sugestão de inventário ambiental da soja para estudos de ACV no RS R. B. Zortea1, L. F. Cybis2, C. F. de Almeida3, N. C. Cardoso3, M. P. Cenci3 1 2 3

Instituto Federal Sul-riograndense, Avenida Piratini, 100 – Sapucaia do Sul/RS. Instituto de Pesquisas Hidráulicas – UFRGS. Departamento de Engenharia Ambiental – UFRGS, Av. Bento Gonçalves, 9500 – Porto Alegre/RS.

O presente trabalho pretende apresentar um procedimento para a verificação da confiabilidade e completeza de dados obtidos em trabalho de campo visando montar um inventário ambiental para a produção da soja em uma determinada região do RS, sendo esta soja utilizada como matéria-prima na produção de biodiesel. A utilização desta metodologia pretende não só avaliar a consistência dos dados levantados, como também apontar em quais etapas e processos, a obtenção destes dados deverá ser repensada e revista. 1. Introdução Com o estabelecimento da Lei no 11.097, pode-se verificar um crescimento na importância do biodiesel na matriz energética brasileira. Baseado nesta recente demanda de mercado, verifica-se uma evolução significativa na produção e no número de usinas de biodiesel instaladas nestes últimos anos. Assim, esta crescente produção de biodiesel com a utilização de oleaginosas, entre elas a soja, acaba gerando um uso intensivo de recursos e obrigando, no mínimo, a se questionar, este diferencial ecológico defendido quando se utiliza combustíveis de fonte renovável. Desta forma, o presente artigo busca oferecer, uma forma de verificação da confiabilidade e completeza nos dados, de modo que tal metodologia oportunize a utilização de dados nos softwares de Análise de Ciclo de Vida (ACV), oferecendo, então, uma sugestão de inventário para futuros estudos comparativos do ciclo de vida de biocombustíveis. Dentre as etapas de ACV, a “Análise do Inventário” pode se tornar uma das mais difíceis e trabalhosas em função da não-disponibilidade de dados, da qualidade dos dados disponíveis ou da necessidade de estimá-los. Com relação aos dados a serem coletados, a busca da credibilidade e qualidade dos mesmos pode significar um procedimento trabalhoso. Pensando nisso, Sonnemann (2003), coloca que a coleta de dados pode ser construída de diferentes fontes, que podem ser divididas em 4 (quatro) principais categorias: base de dados eletrônicos (dados retirados da base de dados dos softwares de ACV ou dados retirados da internet ou sites específicos de ACV), dados da literatura (artigos, periódicos publicações acadêmicas e estudos de ACV existentes), dados não declarados (provindos de empresas, laboratórios, autoridades e fontes correlatas) e medições e/ou simulações (calculados ou estimados onde as fontes são inexistentes ou onde os dados devam ser melhorados). No caso particular do Brasil e, mais especificamente do Rio Grande do Sul (RS), ao se avaliar que o hemisfério sul possui condições ambientais diferentes das do hemisfério norte, torna-se necessário buscar dados distintos aos dos bancos de dados dos softwares de ACV, pois estes possuem majoritariamente dados de fontes européias e norte-americanas para a análise de impacto ambiental da ACV. Sendo assim, o presente trabalho busca apresentar dados que se aproximem da realidade de região de Santa Rosa no estado do RS. Portanto, a primeira etapa desta coleta de dados será a realização de um levantamento da situação gaúcha no que diz respeito ao preparo do solo, plantio e colheita da soja.

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2. Metodologia O RS até o fim de abril de 2011, possuía 6 (seis) usinas de biodiesel de soja. Somado a isso, Rathmann (2008), coloca que cada uma destas usinas trabalha com uma rede de fornecimento estruturada através de Cooperativas de Produtores Rurais (CPR), tendo o cuidado para que exista uma complementação com agricultores familiares a fim de poderem manter a certificação do Selo Social (Zonin, 2008). Este autor complementa ainda, que a região de Santa Rosa (RSR) e as respectivas CPRs lá existentes, atualmente, apresentam uma estrutura bem organizada e sedimentada, o que acaba qualificando os produtores e a cadeia produtiva da soja naquela área. Baseado então nestas informações, o trabalho buscará obter dados junto a 3 pequenos produtores de soja (15 a 20 hectares) na RSR. A escolha por pequenos produtores justifica-se pela importância da adesão que as Usinas de Biodiesel fizeram ao Selo Social, além de ser a estrutura dominante e característica daquela região. Já, com relação à escolha da RSR, tal decisão acabou sendo ratificada numa troca de informações juntamente a FETAG (Federação dos Trabalhadores na Agricultura do RS) e com um aluno de Doutorado do Curso em Agronegócios da UFRGS já experiente na área de plantio de soja. Somado a isso, a RSR acaba sendo uma das poucas regiões fornecedoras deste insumo para a grande maioria das usinas de Biodiesel do estado (Rathmann, 2008). Torna-se importante destacar que apesar do trabalho utilizar como referência os dados coletados juntos aos produtores de soja da RSR, tal fato não garante a obtenção de todos os dados necessários para o estudo. Sendo assim, a busca de dados secundários que venham a tornar o inventário completo, poderá será feita, quando necessário. Para realizar tais verificações utilizar-se-á uma matriz de verificação da qualidade dos dados através de teste multiusuário (Weidema, 1998). Tal matriz é sugerida como uma forma de metodologia para a verificação da consistência e completeza dos dados, sendo que a mesma trabalha com indicadores possuindo pontuações numa escala de ponderação de 1 até 5, onde a pontuação 1 demonstra o maior grau de qualidade destes dados chegando até a pontuação 5 onde a qualidade dos mesmos acaba tornando-se muito baixa. Weidema (1998) destaca que para se obter uma boa consistência e completeza dos dados, os 5 (cinco) indicadores que serão avaliados devem ser considerados como mutuamente independentes. Portanto, utilizando como base a pontuação indicada pela Tabela 5, realizou-se um “branstorming” de duas rodadas intermediado por uma etapa de análise entre os avaliadores a fim de atingir um resultado para os dados levantados junto aos pequenos produtores de soja na RSR no RS.

3. Resultados 3.1. Inventário Os resultados obtidos para o inventário do cultivo de soja relativo às etapas de preparo do solo, plantio e colheita da soja dizem respeito a uma área de 0,04422 hectares. Foi definida tal área especificamente, pois se trata da área de colheita de soja necessária para a produção de 1 GJ de biodiesel de soja considerando a produtividade média de soja da região, além dos índices de eficiência necessários numa reação de transesterificação via rota metílica retirados da literatura (Apostolakou et al, 2009; EMBRAPA, 2006; Fontoura, 2010; Knothe et al, 2005; Suarez et al, 2009; Zonin, 2008). As quantidades obtidas estão apresentadas na Tabela 1.

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Tabela 1: Etapas de preparo do solo, plantio e colheita da soja.

Fluxo

Entrada-Saída

Quantidade

Unidade

Diesel – Preparo do solo

Entrada

0.181302

kg

Calcário

Entrada

0.5896

kg

Diclosulam

Entrada

0.001114344

kg

Glifosato

Entrada

0.020516196

kg

Diesel- Plantio e colheita da soja

Entrada

0.0725208

kg

Nitrogênio (Fertilizante)

Entrada

0.2211

kg

Fósforo e Potássio (Fertilizante)

Entrada

2.211

kg

Triflumurom

Entrada

0.002547072

kg

Piraclostrobina

Entrada

5.85915E-07

kg

Epoxiconazole

Entrada

2.20304E-07

kg

Sementes de soja

Entrada

2.211

kg

Grãos de soja

Saída

119.394

kg

3.2. Valoração dos Indicadores Os dados foram coletados no local de estudo, ou seja, RSR, tomando como base a safra 2010/2011. Todavia tais valorações estão embasadas primeiramente em informações retiradas dos questionários realizados junto aos três produtores. Quando as mesmas não foram suficientes para a construção do inventário, utilizou-se dados provenientes da bibliografia especializada, informações da FECOAGRO-RS e o descritivo técnico dos produtos que constavam nos questionários realizados. Vale destacar que os questionários acabaram se apresentando um pouco carentes no que se refere aos dados referente a sementes de soja e calcário, obrigando a se buscar uma quantidade maior de informaçõesque não constavam no questionário para estes dois fluxos. Uma vez obtido estes dados, aplicou-se a matriz multiusuário discutida em Weidema (1998) e chegouse aos seguintes indicadores (Tab. 2):

Tabela 2: Indicadores para preparo do solo, plantio e colheita da soja.

Fluxo

Correlação

Conf. da Fonte

Complet.

Temp.

Geog.

Tecn.

Diesel – preparo do solo

2

2

1

1

1

Calcário

4

5

1

1

1

Diclosulam

2

4

1

1

1

Glifosato

2

4

1

1

1

Diesel – plantio e colheita da soja

2

2

1

1

1

Nitrogênio, Fósforo e Potássio (Fertilizante)

2

4

1

1

1

Triflumurom, Piraclostrobina e Epoxicinazole

2

4

1

1

1

Sementes de soja

4

4

1

1

1

Grãos de soja

2

3

2

1

1

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Tabela 3: Matriz de qualidade dos dados com 5 indicadores de qualidade.

Indicador

Pontuação 1

Pontuação 2

Pontuação 3

Pontuação 4

Pontuação 5

Indicadores (independentes do estudo em que os dados são aplicados)

Confiabilidade da fonte (Dados)

Verificados estão embasados em medições

Completeza (Dados)

Representativos de uma amostragem suficiente de locais num período adequado até mesmo fora das flutuações normais

Verificados estão parNãocialmente verificados parcialmente embasados ou embasados em embasados em medidas não hipóteses verificadas

Representativos de um número menor de locais mas para períodos adequados

Representativos de um número adequado de locais de por períodos menores

Estimativa qualificada (por exemplo: técnico de indústria)

Estimativa não-qualificada ou origem desconhecida

Incompletos de um adequado Incompletos de um pequeno número de locais e períodos número de locais e/ou de ou representativos de um curtos períonúmero menor dos ou representatividade de locais e desconhecida por períodos menores

Indicadores estão relacionados com a tecnologia e com as condições ambientais nas quais os dados são validados, e portanto dependentes das metas de qualidade dos dados para o estudo em que estes são aplicados Correlação Temporal

Menos de 3 anos de diferença para o ano do estudo

Menos de 6 anos de diferença

Menos de 10 anos de diferença

Menos de 15 anos de diferença

Data do dado desconhecida ou mais de 15 anos de diferença

Dentro da área do estudo

Média mais ampla do que a área onde o estudo está incluído

De uma área com condições de produção similares

De uma área com condições de produção com alguma similaridade

De uma área desconhecida ou com condições de produção muito diferentes

De empresa, processos e materiais contidos no estudo

De processos e materiais contidos no estudo, mas de diferentes empresas

De processos e materiais contidos no estudo, mas de diferentes tecnologias

Correlação Geográfica (Dados)

Correlação Tecnológica (Dados)

De processos ou materiais De processos relacionaou materiais dos, mas de relacionados diferentes mas de mesma tecnologias ou tecnologia tecnologias desconhecidas

Fonte: Weidema (1998).

4. Conclusões Com relação aos resultados apresentados, primeiramente pode-se verificar que a coleta de dados em trabalhos de campo pode ser uma alternativa viável. No entanto, percebe-se através dos resultados que ainda existem problemas com relação a confiabilidade da fonte e completeza dos dados, fatos estes não verificados para as correlações. Portanto, pode-se concluir que a coleta de dados em campo se mostra aceita com relação aos três últimos indicadores analisados

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Com relação a confiabilidade percebe-se que os fluxos que acabaram apresentando menores confiabilidades foram os fluxos de correção de acidez (calcário) e sementes de soja. Tal fato teve como uma das causas a não padronização da matéria-prima utilizada pelos produtores consultados entre si, ou seja, tais insumos não possuem uma marca ou tipo específico que se destaque como é o caso dos pesticidas e produtos químicos em geral que se restringem a poucas marcas e que já apresentam ou padrão de utilização. Percebeu-se tal verificação, na etapa de entrevistas, mais precisamente, no momento que os produtores informavam o produto, pois enquanto que para o fluxo de correção de acidez e sementes foram citados como insumos: calcário e sementes (grandes ou pequenas), para o caso dos pesticidas e produtos químicos a informação vinha através do nome do produto e a respectiva marca e em que momentos do plantio os mesmos deveriam ser utilizados. Já, no caso da completeza, verificou-se que uma amostragem de 3 produtores acabou se apresentando insuficiente para este fator de qualidade dos dados, levando então a se analisar a necessidade da realização de uma amostragem maior de produtores a fim de buscar fatores de qualidade mais confiáveis no que diz respeito a completeza. Diante destes resultados, o trabalho em questão deixa a sugestão de uma amostragem maior de produtores, buscando então realizar mais coletas em outras regiões do estado a fim de enriquecer a qualidade dos mesmos para a construção de um futuro inventário para a soja no RS. 5. Referências ABNT NBR ISO 14040: Gestão Ambiental - Avaliação do ciclo de vida -Princípios e estrutura. Rio de Janeiro: 2009. APOSTOLAKOU, A.A, KOOKOS, I.K., MARAZIOTI, C., ANGELOPOULOS, K.C. Techno-economic analysis of a biodiesel production process from vegetable oils. Fuel Processing Technology: n. 90, pages 1023-1031, 2009. BRASIL. Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento - Secretária de Produção e Agroenergia. Plano Nacional de Agroenergia, 20062011. Embrapa Informação Tecnológica. 2a edição rev., 110p., Brasília: 2006. BRASIL. Ministério do Desenvolvimento Agrário (MDA) - Secretária da Agricultura Familiar. Programa Nacional de Produção e Uso de Biodiesel: inclusão social e desenvolvimento territorial. Lâminas de apresentação: 2011. EMBRAPA. Tecnologias de Produção de Soja. In: Documento Síntese da XXV Reunião de Pesquisa de Soja da Região Central Do Brasil. Uberaba: 12 a 14 de agosto 2003. EMBRAPA. Indicações técnicas para a cultura da soja no Rio Grande do Sul e em Santa Catarina 2006/2007. In: Reunião de Pesquisa de Soja da Região Sul. Pelotas: 2006. FONTOURA, L. A. M. A Química do Biodiesel. In: I ESCOLA DE BIODIESEL. Polígrafo do Curso. Porto Alegre: CIENTEC-UFPEL-UFRGS. 2010. KNOTHE, G., GERPEN, J. V., KRAHL, J. The Biodiesel Handbok. Champaign: AOCS Press, 2005. MENDONÇA, Renata Maéry de Lima. Avaliação do Ciclo de Vida do Carbono na Queima de Biodiesel à Base de Óleo de Soja. Faculdade de Tecnologia, UnB: Departamento de Engenharia Mecânica. Dissertação de Mestrado. Brasília: 2007. RATHMANN, R. et al. Motivações dos Atores da Cadeia Produtiva do Biodiesel no Rio Grande do Sul. In: XLVI Congresso da Sociedade Brasileira de Economia, Administração e Sociologia Rural. Apresentação Oral. Rio Branco: 20 a 23 de julho de 2008. SONNEMANN, G. et al. Integrated Life Cycle and Risk Assessment for Industrial Processes. Boca Raton: CRC Press Company, 2003. SUAREZ, P. A.Z. et al. Biocombustíveis a partir de óleos e gorduras: desafios tecnológicos para viabilizá-los. Química Nova, São Paulo, v. 32, no 3. pág. 768-775. 2009. WEIDEMA, B. P. Multi-User Test of the Data Quality Matrix for Product Life Cycle Inventory Data. International Journal Life Cycle Assessment. Number 3 (5). Pages 259-265, 1998. ZONIN, Valdecir J. Potenciais e Limitações da Indústria de Biodiesel no Brasil: um estudo de caso. Engenharia da Produção e Sistemas, Unisinos. PPG. Dissertação de Mestrado. São Leopoldo: 2008.

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Sustentabilidade na produção e transporte do biodiesel A. P. C. Sampaio1, A. C. S. Barbosa2, M. R. Albertin3 1

Departamento de Engenharia Química, Universidade Federal do Ceará Centro de Tecnologia. Departamento de Engenharia Química, Universidade Federal do Ceará Centro de Tecnologia. Departamento de Engenharia Mecânica e Produção, Universidade Federal do Ceará Centro de Tecnologia.

2 3

Este trabalho objetiva identificar ações para o suplemento da Análise do Ciclo de Vida (ACV) como um instrumento para o estudo da sustentabilidade ambiental na cadeia produtiva do biodiesel. A ideia central do estudo de caso é comparar os processos de pré-refino, refino e transporte entre uma planta de biodiesel de pequeno porte e outra de grande porte. Através do software Umberto realizou-se a modelagem dos principais processos produtivos nas duas plantas e avaliaram-se os fluxos de materiais e energia do processo de obtenção do biodiesel. Foi considerado o transporte da matéria prima do óleo vegetal e o transporte do biodiesel até a refinaria. Os dados foram coletados através de visitas técnicas e os resultados parciais comparam o impacto ambiental nas plantas analisadas com os respectivos transportes. A empresa de pequeno porte apresentou um gasto energético e descarte maior para a produção da mesma quantidade de biodiesel. Concluiu-se ainda que o impacto ambiental maior da empresa de pequeno porte se deve, principalmente, pelas diferenças tecnológicas dos respectivos processos produtivos. 1. Introdução Os combustíveis renováveis apresentam-se como uma alternativa viável na substituição dos combustíveis fósseis, pois atualmente há uma crescente preocupação ligada ao meio ambiente e a necessidade de garantir segurança no abastecimento de energia para a mobilidade nos transportes (BRÄUNIGER et al., 2007). Desta forma, os biocombustíveis tornaram-se uma possível opção para a redução do impacto ambiental de forma a não comprometer o meio ambiente e os recursos disponíveis. Estudando os biocombustíveis, em especial, o biodiesel, observa-se que existe uma discussão em torno dele. Ele representa uma alternativa socioeconômica e ambiental, mas é necessário adequá-lo a critérios internacionais de sustentabilidade. Entende-se por sustentabilidade o “desenvolvimento que supre as necessidades do presente sem comprometer a capacidade das gerações futuras” (ABNT NBR 16001, 2004), sendo que o desenvolvimento sustentável busca o equilíbrio das dimensões econômica, ambiental e social. Pode-se exemplificar citando o desenvolvimento da cadeia produtiva do biodiesel no Nordeste que atrai diversas possibilidades de negócios para a região, assim como as várias alternativas de obtenção de oleaginosas para o óleo vegetal, retirados em matrizes vegetais como a soja, algodão e mamona, entre outros. A sustentabilidade dessas cadeias poderá contribuir para amenizar os problemas socioambientais da região e promover o desenvolvimento do Biodiesel como alternativa viável para a produção e para a utilização no consumo para o transporte. Utilizando-se o ACV no estudo do processo produtivo do Biodiesel, considerando diversas fontes de vegetais, objetiva-se determinar o impacto causado pelos processos de manufatura do óleo, identificando aquelas etapas que causam maior impacto ambiental.

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2. Análise do Ciclo de Vida A Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) é a compilação e avaliação das entradas, saídas e dos potenciais de impactos ambientais de um sistema de produto ao longo do seu ciclo de vida. O termo “ciclo de vida” refere-se à maioria das atividades no decurso da vida do produto desde a sua fabricação, utilização, manutenção, e deposição final; incluindo aquisição de matéria-prima necessária para a fabricação do produto. Num estudo ACV de um produto ou serviço, todas as extrações de recursos e emissões para o ambiente são determinadas, quando possível, numa forma quantitativa ao longo de todo o ciclo de vida, desde que “nasce” até que “morre”- sendo com base nestes dados que são avaliados os potenciais impactos nos recursos naturais, no ambiente e na saúde humana (ANDRADE; 2005). A Figura 1 específica quatro componentes da ACV utilizadas para realizar o seu estudo. Com eles é possível selecionar tecnologias para a obtenção de melhores resultados, apontar a fase do Ciclo de Vida em que os impactos ocorrem optar por indicadores ambientais relevantes e reformular processos ou produtos, identificando oportunidades para maior eficiência econômica e criação de novos produtos (IBICT, 2008). O conceito de ciclo de vida tem-se estendido para além de um simples método para comparar produtos, pois possui numerosas aplicações, desde o desenvolvimento de produtos, passando pela rotulagem ecológica e regulação, até a definição de cenários de prioridade e de política ambiental; sendo atualmente visto como uma parte essencial para conseguir objetivos mais abrangentes, tais como sustentabilidade (MACHADO, 2009).

Escopo e Objetivos

interpretação

Construção do inventário

Determinação de impacto Classificação Caracterização Normalização

Figura 1: Componentes da ACV; Fonte: http://lcinitiative.unep. fr/ acessado em 14 fev. 2012.

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3. Sustentabilidade A definição mais aplicada para desenvolvimento sustentável é: “O desenvolvimento que procura satisfazer as necessidades da geração atual, sem comprometer a capacidade das gerações futuras de satisfazerem as suas próprias necessidades”, essa definição surgiu na Comissão Mundial sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento, criada pelas Nações Unidas para discutir e indicar meios de harmonizar objetivos como o crescimento econômico e a preservação ambiental, ou seja, significa possibilitar que as pessoas atinjam um nível satisfatório de desenvolvimento socioeconômico e de realização humana e cultural, agora e no futuro, ao mesmo tempo fazendo um uso razoável dos recursos da terra e preservando as espécies e os habitats naturais.

4. Software Umberto Umberto é um software de gestão ambiental e análise de fluxos de materiais e energia. Este programa é utilizado em numerosas empresas industriais, consultorias, universidades e outras instituições científicas na Europa. A sua utilização não é limitada a um setor específico, destacando-se os seguintes ramos: automóvel, químico, farmacêutico, revenda, alimentação, polpa e papel, equipamentos e máquinas, semicondutores e outros. A utilização do software em ACV pode ser feita levando-se em consideração no caso, um estudo quantitativo de entrada e saída de todo um processo em uma usina de biodiesel, considerando seu balanço mássico e energético. A Figura 2 apresenta o fluxograma feito no software para a empresa de grande porte:

P4 Insumos

P1 Matéria-prima

P6 Energia

T1 Pré-tratamento

P5 Co-produtos

P7 Insumos

P2

P8 Energia

T2 Transesterificação

P9 Co-produtos

Figura 2: Processo para produção de Biodiesel; Fonte: Software Umberto, Projeto n°2.

P3 Biodiesel

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Tabela 1: Constatação de dados.

Componentes

Empresa X

Óleo de Soja

1000 kg

Empresa Y 1000 kg

Metanol

200 kg

108,6 kg

Glicerina

120,5 kg

95,1 kg

Resíduos

193,5 kg

34,5 kg

Água

108,5 kg

11406 kg

Energia elétrica

397422 kJ

36958,2 kJ

Biodiesel

1000 kg

1000 kg

Distancia média do transporte do óleo vegetal

10 Km

1000 Km

Transporte do B100 até refinaria

10 Km

250 Km

5. Estudo de Caso: Plantas de Biodiesel de pequeno e grande porte. O estudo foi realizado em duas plantas de produção de biodiesel, de onde os dados foram extraídos ora por entrevistas ora por pesquisas de documentos. Foram realizadas 4 visitas em cada planta e entrevistados os gerentes de produção e técnicos envolvidos na programação e aquisição de matérias primas. Entre os documentos consultados destacam-se planilhas eletrônicas de Planejamento de Recursos de Materiais (MRP), catálogos de fabricantes, entre outros. Por se tratar de dados tidos como estratégicos tais empresas serão denominadas por X e Y, sendo a primeira (X) uma empresa de peq-ueno porte e, a segunda (Y) de grande porte, com destaque nacional. Ambas atendem os principais critérios para comercialização para participação de leilões e comercialização do biodiesel. Foi considerada uma proporção de óleo e biodiesel de 1:1. Essa proporcionalidade é explicada pela alta taxa de conversão observada na reação, em outras palavras, tem-se que para a produção de 1 (um) litro de biodiesel, seria necessário 1 (um) litro de óleo vegetal. Foi observado que a quantidade de metanol utilizada na empresa Y para reagir com o óleo vegetal, visando alcançar a mesma quantidade final de biodiesel obtida pela empresa X, é menor. Essa diferença ocorre pelo fato de que a empresa Y permite o alcance de melhores condições de reação, com a utilização de melhores equipamentos e a existência de uma fase denominada “pré-tratamento”, que permite aos componentes de entrada participar do processo apresentando um maior grau de pureza, assim um melhor contato entre os reagentes é possibilitado, o que não ocorre na empresa X. Visto que o processo, na empresa X, é realizado em equipamentos mais antigos, de tecnologia inferir e manutenção informal, é esperada, por consequência, o aparecimento de uma maior quantidade de resíduos como borra, goma e glicerina. O descarte desses materiais é, também, distinto em cada planta de produção. Enquanto a empresa de pequeno porte utiliza parte dos resíduos descartados para pesquisa, na outra planta realiza-se o seu tratamento e posterior venda. Há um maior consumo de água na planta Y, uma vez que nela, além da lavagem do biodiesel, é realizado um tratamento da glicerina antes do seu descarte, incluindo a sua diluição. No entanto, toda a água utilizada segue para uma Estação de Tratamento de Efluentes (ETE) da própria empresa, o que não acontece com a primeira planta, na qual toda a água utilizada para lavagem é descartada sem

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nenhum tipo de tratamento. A perda de água em todo o processo da planta Y é mínima, sendo, então, esta característica apontada como o grande diferencial deste processo. A discrepância quanto à energia elétrica é explicada pela tecnologia superior utilizada por Y, que investe no desenvolvimento de estudos e pesquisas visando o menor consumo de energia para o seu processo e, assim minimizando o impacto no meio ambiente. Quanto ao transporte a empresa X obtém o seu óleo através da compra de óleo já refinado e sua distância média chega a 10 Km em média, e a empresa Y obtêm o óleo bruto vindo de diversos estados como: Bahia, Pernambuco, Piauí entre outros, tendo-se em média a distância de 1000 Km.

6. Conclusão Este estudo teve como objetivo caracterizar as diferenças existentes entre uma planta de produção do biodiesel em empresas de pequeno e grande porte, relacionando a quantidade de produção com fatores como energia elétrica, matéria-prima utilizada e o transporte. Observa-se que a produção em pequeno porte se torna mais impactante, pois a forma para a obtenção do óleo, matéria-prima do processo, é difícil, tendo-se muitas vezes que recorrer a óleos de qualidade duvidosa. Há também um gasto energético maior para produção do biodiesel e uma quantidade maior de descarte residual. Isto ocorre, provavelmente, mais pelas diferenças tecnológicas entre as usinas do que, propriamente, pelas diferenças de porte entre elas. Na produção em grande porte a obtenção do óleo e a qualidade do mesmo foram consideradas e o gasto energético para a produção da mesma quantidade de biodiesel é bem menor. A unidade de grande porte recicla a água utilizada no processo através de uma estação de tratamento, sendo em seguida reutilizado, o que reduz bastante o seu descarte residual. Os cálculos correlacionados ao transporte apontam que o meio-transporte utilizado, geralmente caminhões tanque com capacidade de 33000L gastam em torno de 1L de diesel a cada 1,5 Km a 3,5 Km; logo o gasto da empresa Y seria muito maior do que a empresa X nesse quesito, no entanto a esse gasto é reduzido quando comparado a alta produção de biodiesel da empresa X. Embora a empresa de grande porte necessite de uma maior estrutura, ao longo do tempo, conclui-se que a mesma torna-se mais sustentável devido a sua relação custo benefício que se dá através da avaliação da sustentabilidade do quanto foi gasto em energia elétrica e a quantidade de água de utilizada no processo, sendo parte dessa água reciclada. 7. Referências ALMEIDA, C. M. V. B; GIANETTI, B. F; RIBEIRO, C. M. Avaliação do ciclo de vida (ACV): uma ferramenta importante da ecologia industrial. Disponível em: . Acesso em: 14 abr. 2012. ANDRADE, J. N. de et al. Avaliação de ferramentas computacionais para analise do ciclo de vida. In: XI SEMINÁRIO DE INICIAÇÃO CIENTIFÍCA DA UESC, 2005, Ilhéus. Anais do XI Seminário de Iniciação, 2005. P. 204-205. BARBIERI, J.C. Gestão ambiental empresarial: conceitos, modelos e instrumentos. São Paulo, Saraiva, 2004. CHEHEBE, J.R.B. Análise do Ciclo de Vida de Produtos: ferramenta gerencial da ISO 14000. Rio de Janeiro, Ed. Qualitymark, 1997. CONSOLI, F. et al.; Guidelines for Life-Cycle Assessment: a code of “practice”. In: Society of Environmental Toxicology and Chemistry, 1993, Portugal. Sesimbra, SETAC, 1993. MACHADO, Carla Gonçalves. A relevância do uso da avaliação do ciclo de vida para a manufatura sustentável: análise e tendências. In: XXIX ENCONTRO NACIONAL DE ENGENHARIA DE PRODUÇÃO. A Engenharia de Produção e o Desenvolvimento Sustentável: Integrando Tecnologia e Gestão. Salvador, 2009, Bahia. Anais do XXIX Encontro Nacional, 2009. P.191-192.

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Trajeto para implementação de sustentabilidade a nível do produto M. D. M. Vieira1, R. Morin2, M. J. Goedkoop1 1 2

PRé Consultants bv. PRé North America Inc.

Muitas organizações questionam-se acerca da melhor forma de tornar os seus esforços de sustentabilidade mensuráveis, de como tornar os seus produtos mais sustentáveis e comunicá-lo e, finalmente, de como criar vantagem competitiva com isso. Por este motivo, a Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) tem vindo a tornar-se um tópico cada vez mais urgente na agenda de muitas organizações. Há uma necessidade crescente das organizações para compreender o estado atual e evolução de tendências relacionadas com sustentabilidade. Este deve ser o primeiro passo para identificação de oportunidades e objetivos de sustentabilidade para uma organização. Um estudo simplificado de ACV para determinar quais as atividades mais impactantes da organização também é útil neste momento. Seguidamente, cabe identificar, e caso necessário desenvolver, os métodos e ferramentas necessários. Posteriormente, a organização encontra-se em posição de implementar os métodos e ferramentas desenvolvidos na sua organização. Isto significa que gestores e outros funcionários terão de ser instruídos para poder interpretar e realizar avaliações, respectivamente. Como resultado, a organização torna-se capaz de implementar transversalmente medidas de redução de impacto, de comunicar os resultados às partes interessadas e finalmente “aumentar valor”. 1. Introdução Ao longo dos últimos anos, uma grande mudança ocorreu na forma como as empresas abordam a sustentabilidade (Haanaes, et al. 2012). A sustentabilidade está permanentemente na agenda das reuniões de conselhos executivos, estabelecida nas estratégias e integrada nas operações diárias de empresas bem-sucedidas (McKinsey&Company 2011). A sustentabilidade é importante, no entanto, desenvolver produtos melhores e mais sustentáveis pode ser bastante desafiador. Várias organizações travam batalhas para tornar seus esforços de sustentabilidade mensuráveis, para inserir a sustentabilidade em suas operações diárias e como criar vantagem competitiva com seu conhecimento de sustentabilidade. As organizações, em geral, desejam definir uma estratégia com base em pensamento de ciclo de vida para investigar, avaliar e comunicar as propriedades de produtos selecionados a partir da perspectiva da sustentabilidade. Esta estratégia pode ser apoiada por uma plataforma para avaliar os aspectos relacionados com a sustentabilidade dos produtos para uso em comunicação de empresa para empresa e de empresa para consumidor. Esta comunicação pode, então, ser usada para diferenciar seus produtos, reter e conquistar participação de mercado, bem como para identificar oportunidades para melhorias ambientais. O presente estudo propõe um roteiro que pode ser seguido por uma organização para a implementação da sustentabilidade a nível de produto.

2. Roteiro para a implementação de sustentabilidade a nível de produtos O roteiro proposto para a implementação da sustentabilidade a nível de produtos inclui quatro fases diferentes que exigem habilidades técnicas e gerenciais. Isso é ilustrado na Figura 1 e será descrito nas subseções a seguir.

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Avaliação da paisagem

Gestão

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Aumento de valor

Desenvolvimento de métricas

técnico

Trajeto para implementação de sustentabilidade

Implementação na organização

Figura 1: Trajeto proposto para a implementação numa organização de sustentabilidade a nível do produto.

2.1 Avaliação do cenário Uma empresa preparada para criar um sistema de avaliação de produtos, que almeja colocar em prática uma comunicação transparente e fundamentada cientificamente com seus clientes, deverá capitalizar fatores externos e internos. Ao iniciar o desenvolvimento de um sistema para avaliar e comunicar as propriedades ambientais dos produtos é importante não só entender as necessidades e objetivos da própria empresa, mas também é essencial capturar o status atual dos esforços de sustentabilidade do setor específico. O entendimento do cenário atual (interno e externo) ajudará a aprimorar os conhecimentos das tendências do setor, identificar as lacunas de dados para análise e foco voltado para a comunicação e evitar esforços duplicados. Interno: Em nossa experiência, as iniciativas de sustentabilidade são mais bem-sucedidas quando são integradas em operações comerciais e não isoladas no departamento de sustentabilidade ou ambiental. Por esse motivo, entrevistar representantes de diversos grupos comerciais permite um melhor entendimento de como a sustentabilidade é gerenciada e incorporada nos negócios diários de uma organização, enquanto oferece aos entrevistados uma plataforma para expressar seus pontos de vista sobre os benefícios da sustentabilidade de produtos para a empresa. Os autores reconhecemos que departamentos separados e sua equipe terão uma boa compreensão desses conceitos individualmente, no entanto, frequentemente as informações que buscamos residem em diferentes unidades comerciais. A pesquisa da situação atual e a apreciação dos resultados em reuniões conjuntas possibilitam uma comunicação interna compartilhada e melhorada. Externo: Como parte da avaliação do cenário, também é necessário pesquisar o “estado da ciência” e o “estado do setor” atuais com relação à sustentabilidade. Em primeiro lugar, atores externos principais são identificados, nas categorias a seguir: clientes primários nacionais e internacionais; organizações não governamentais com foco ambiental; e associações e iniciativas principais específicas do setor. As entrevistas podem ser conduzidas com contatos apropriados de organizações

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selecionadas para solicitar informações, bem como para entender sua perspectiva com relação à comunicação de sustentabilidade do produto. Durante o processo de entrevista, a organização pode ter uma noção sobre a direção futura desses grupos. Chegar a um consenso sobre as metas e objetivos para um programa de sustentabilidade é fundamental para o desenvolvimento bem sucedido e execução desse programa. No presente estudo, um roteiro é proposto para a implementação de sustentabilidade a nível de produtos, considerando que a visão e estratégia de sustentabilidade já foi definida pela organização. Após a realização da devida diligência e avaliação do cenário relacionado à estratégia, descobrimos que a reunião de agentes internos principais é a maneira mais eficaz para a definição de metas e objetivos.

2.2 Sistema de métrica Após alcançar o entendimento de vários cenários de sustentabilidade de produtos e das metas e objetivos do programa, a métrica para atingir os objetivos deverá ser definida. A métrica deverá ser elaborada para atender às necessidades da organização, no entanto, as organizações que embarcaram neste processo têm frequentemente dificuldades para identificar os critérios corretos para determinar a métrica apropriada. A seleção de métodos, ferramentas e procedimentos adequados (por exemplo, certificação ISO, revisões) torna-se um requisito essencial para assegurar o cumprimento dos objetivos. Para ser capaz de quantificar os impactos de todos os produtos, é necessário dispor de uma estratégia de coleta de dados compreensível e eficiente para a organização. Pode ser necessário estabelecer uma plataforma de tecnologia de informação para automatizar este processo. Durante essa fase, a organização estudará se os dados secundários (por exemplo, produção natural de borracha para produção de pneus) já estão disponíveis. Caso contrário, será necessário estabelecer o sistema de coleta de dados e a colaboração com os fornecedores da organização. Igualmente, caso os métodos de avaliação de impacto que abrangem os pontos críticos dos produtos ainda não estejam disponíveis, uma pesquisa será realizada para quantificar tais impactos e será estendida ao portfólio de produtos da empresa. Também pode acontecer que o método de avaliação de impacto já esteja disponível, mas não abranja todos os recursos e emissões de interesse para a organização, por exemplo, no caso do método USEtox (Rosenbaum, et al. 2008) para toxidade muitas emissões provenientes do uso de detergente não são caracterizadas. A simplificação das avaliações para produtos similares também pode ser realizada por meio da identificação dos principais indicadores de desempenho e coleta de dados exclusivamente para esses produtos. Na conclusão da pesquisa, a plataforma encontra-se estabelecida e a organização dispõe de métricas em vigor que possibilitam o cumprimento de suas metas de sustentabilidade de produtos.

2.3 Implementação na organização Com um sistema e métrica desenvolvidos, a organização pode iniciar a implementação de sua abordagem em direção à sustentabilidade de produtos dentro da empresa. Por exemplo, a implementação pode iniciar por meio de uma classificação de avaliação de ciclo de vida para um produto representativo para cada linha de produto. Isso ajuda a organização a identificar os pontos críticos de cada linha de produto e a identificar as diferenças entre produtos similares. Ademais, também serve como uma ferramenta útil

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de manipulação para auxiliar os projetistas e gerentes a tomarem decisões por meio da manipulação do modelo de avaliação de ciclo de vida do produto representativo. Além disso, quando estendido a todos os produtos e serviços, a implementação pode facilmente levar a um inventário organizacional e, desse modo, tornar-se uma importante fonte de informações para um relatório de sustentabilidade corporativa. Com base no modelo da linha de base e nos pontos críticos identificados, a organização também pode, com um pouco de esforço adicional, produzir declarações ambientais para produtos. A aplicação prática do programa de sustentabilidade dos produtos geralmente requer mudanças institucionais e engajamento organizacional. A instalação de um “Centro de Excelência” é uma forma muito eficaz de progredir dentro da organização. Este centro de competência interna pode ser criado por meio de treinamento da gestão e de funcionários enquanto cria uma plataforma para o engajamento dos interessados. O Centro torna-se responsável por conduzir o monitoramento do desempenho, a adoção de estratégias e a comunicação em progresso. O ambiente de operação da organização também pode precisar ser estendido por meio de interfaces de uso simplificado, para atores internos e externos, fornecedores principais, comunicação e medição de desempenhos de sustentabilidade, os quais o Centro de Excelência pode ajudar a avaliar.

2.4 Aumento de valor A organização agora está em posição de abordar problemas de sustentabilidade ao longo dos seus sistemas de apoio à decisão, possibilitando que a organização e seus atores tomem decisões informadas, levando a resultados práticos. Com os recursos internos oferecidos por uma equipe treinada, a organização é capaz de identificar oportunidades e conduzir mudanças de forma independente, assegurando o sucesso de longa duração e quantificável. Os negócios podem gerar valor por meio do crescimento, do retorno sobre o capital e da gestão de riscos (McKinsey&Company 2011). Exemplos de geração de valor incluem: • melhoria da sustentabilidade de produtos existentes para atingir novos clientes ou mercados, resultando na conquista de preços mais elevados ou numa maior participação no mercado; • criação de novos produtos; • gestão da reputação corporativa para a sustentabilidade; • busca por operações sustentáveis por meio da redução de emissões, do uso de energia e água e da produção de resíduos em e a partir de operações, proporcionando a redução de custos. Enquanto há várias maneiras de usar os resultados das avaliações de sustentabilidade do produto, ações apropriadas para a geração de valor dependem do setor específico e do status atual da organização em termos de sustentabilidade, bem como dos recursos disponíveis para a implementação dessas medidas.

3. Resultados e discussão As diversas atividades, divididas em quatro fases para a implementação da sustentabilidade dos produtos, foram previamente apresentadas. Os resultados obtidos de acordo com o que foi proposto são ilustrados na Figura 2 e são definidos mais adiante.

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Gestão

Figura 2: Resultados obtidos após implementação do trajeto proposto para sustentabilidade numa organização.

Visão comum e trajeto

Valor de negoçio

técnico

Trajeto para implementação de sustentabilidade

Dados, métodos e ferramentas

Pessoal e processos equipados

A fase 1 é encerrada com uma visão alinhada do que são os objetivos para a implementação da sustentabilidade em toda a organização. Esta fase é comprovadamente o passo mais importante do processo, pois define como o programa será concebido, conduzido e possivelmente utilizado. No final da fase 2, a organização é equipada com a estratégia de coleta de dados necessária, métodos e plataforma de tecnologias de informação. Quando a fase 3 for concluída, uma equipe treinada da organização realiza as avaliações e a organização do produto. Além disso, há um ambiente inteiramente operacional para estender o programa de sustentabilidade dos produtos. Na etapa 4, é chegada a hora de colher os frutos de todo investimento. Aqui, a organização crescerá e aumentará sua participação de mercado. Após a implementação desse roteiro passo a passo, a organização alcança o sucesso e reconhecimento interno e externo. No entanto, isso não é um processo estático; ele deve ser um ciclo de melhorias continuas onde o programa de sustentabilidade dos produtos é estabelecido para possibilitar investigações adicionais e a identificação de mais oportunidades para continuar acrescentando ainda mais geração de valor. 4. Referências GLOBESCAN E SUSTAINABILITY. The Regeneration Project. Março de 2012. Disponível em: . Acesso em: Abril de 2012. HAANAES, Knut, REEVES, Martin, VELKEN, Ingrid, AUDRETSCH, Michael, KIRON, David, KRUSCHWITZ, Nina. Sustainability nears a tipping point. Research report, Winter 2012. MIT Sloan Management Review, v. 53, n. 3, p. 1-17, 2012. MCKINSEY&COMPANY. The business of sustainability. Outubro de 2011. Disponível em: . Acesso em: Outubro de 2011. ROSENBAUM, Ralph, BACHMANN, Till, GOLD, Lois, HUIJBREGTS, Mark, JOLLIET, Olivier, JURASKE, Ronnie, KOEHLER, Annette, LARSEN, Henrik, MACLEOD, Matthew, MARGNI, Manuele, MCKONE, Thomas, PAYET, Jérôme, SCHUHMACHER, Marta, VAN DE MEENT, Dik, HAUSCHILD, Michael. USEtox—the UNEP-SETAC toxicity model: recommended characterisation factors for human toxicity and freshwater ecotoxicity in life cycle impact assessment. International Journal on Life Cycle Assessment, v. 13, n. 7, p. 532-546, 2008.

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Um modelo IO multi-objetivo incorporando emissões de GEE aplicado à economia brasileira A. L. Carvalho1, C. H. Antunes1, F. Freire1 1

Universidade de Coimbra UC - Polo II, Pinhal de Marrocos, Coimbra, Portugal.

Neste artigo apresenta-se o desenvolvimento de um modelo Input-Output (IO) híbrido que conduz a um modelo de programação linear multiobjectivo (PLMO). O objetivo é analisar conjuntamente os trade-offs no sistema económico brasileiro em relação a aspetos econômicos, energéticos, ambientais e sociais. A Tabela IO brasileira de 2005 foi adaptada de forma a alocar endogenamente o balanço energético brasileiro e então estendida externamente para estimar as emissões de gases de efeito estufa (GEE) associadas a utilização de combustíveis fósseis. A PLMO utiliza essa estrutura IO híbrida para a construção das restrições do modelo. As funções objetivo explicitamente consideradas são a maximização do PIB e do nível de emprego e a minimização do consumo de energia e do Potencial de Aquecimento Global (PAG). 1. Metodologia A Análise Input Output (AIO) tem sido utilizada na análise econômica para estudar as inter-relações entre os diferentes setores do sistema econômico no que concerne aos produtos (ou serviços) utilizados e produzidos (Miller e Blair, 1985). O modelo IO pressupõe que cada indústria consome produtos (ou serviços) de outras indústrias em proporções fixas, a fim de produzir seu próprio (único e distinto) produto (Tan et al., 2008). A fórmula básica pode ser então representada por:

x = Ax + y

(1)

Aqui x é o vetor que indica a produção total de cada setor, A é uma matriz com os requisitos diretos intersetoriais (ou matriz de coeficientes técnicos) onde cada elemento aij representa os inputs necessários do setor i para produzir uma unidade monetária (de output) no setor j (i = 1 ... n, e j = 1 ... n) e y um vetor de demanda final1. Procedimentos adicionais são então realizados para incorporar a avaliação dos consumos de energia no quadro da AIO. Nesta etapa, a produção e o consumo dos produtos energéticos disponíveis no Balanço Energético Nacional Brasileiro (MME, 2009) são incorporados ao sistema IO de 2005 para a economia brasileira (IBGE, 2008) de forma endógena através de setores artificiais. Assim, a Tabela IO é ajustada e novas linhas e colunas são incluídas na matriz de transação para alocar os setores (ou commodities) energéticos. Em seguida, as linhas com os setores (ou commodities) energéticos em unidades monetárias são substituídas por unidades físicas, a fim de alocar os fluxos de energia na matriz de demanda intermediária e no vetor de demanda final. Este procedimento irá gerar uma nova matriz de coeficientes técnicos e novos vetores de produção e de demanda final com unidades híbridas, onde os fluxos de energia estão em unidades físicas de energia (toneladas equivalentes de petróleo, tep) e os fluxos dos setores não energéticos em unidades monetárias (Hilgemberg, 2004). 1

Este vetor representa a soma dos vetores com os componentes da demanda final: exportações exp, consumo público g, consumo dos residentes cr (famílias e

instituições sem fins lucrativos a serviço das famílias (ISFLSF)), formação bruta de capital fixo fbcf e variação de estoques ve.

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Os ajustes realizados no sistema IO terão como resultado: uma matriz quadrada com 109 setores de atividade (51 setores econômicos, 6 setores produtores de energia, 5 setores artificiais usados para distribuir a energia consumida por cada meio de transporte e 47 setores artificiais para as commodities energéticas); 6 vetores coluna com os componentes da demanda final; um vetor coluna de importações competitivas (considerada apenas para as commodities energéticas); 6 vetores linha para os inputs primários (salários, rendimento misto bruto, excedente operacional bruto, contribuições sociais, outros impostos de produção e outros subsídios de produção) e um vetor linha com o total de empregos por setor. A partir desta estrutura, o modelo IO é então expandido externamente para estimar as emissões de GEE associados a utilização de energia fóssil. Nesta etapa, o nível de atividade em cada setor é associado à sua demanda de energia (por fonte de combustível). Em seguida, fatores de emissões de GEE por unidade de energia para cada combustível consumido (IPCC, 2006) são aplicados ao total de energia consumida em cada setor, a fim de obter as emissões totais em cada setor e de toda economia (Oliveira e Antunes, 2004). Finalmente, essa estrutura é utilizada para a formulação de um modelo PLMO. Nesta etapa, os modelos propostos por Oliveira e Antunes (2004, 2011) são adaptados para o sistema econômico brasileiro. O modelo inclui uma restrição de coerência, restrições econômicas (PIB, renda disponível dos residentes, dívida pública, défice público, entre outros) e ambientais. Algumas delas são formalizadas a seguir.

2. Modelo PLMO A restrição de coerência (formulada com base na AIO) estabelece que o consumo intermediário (Ax) e a demanda final (multiplicada por uma matriz de coeficientes técnicos FD) de bens e serviços de cada setor não devem exceder o montante total disponível da produção nacional (x) e de importações competitivas (impc):

Ax + FDy ≤ x + impc

(2)

O PIB é estimado através das abordagens da renda (3) e da despesa (4). Na primeira abordagem o PIB é obtido pela soma do valor adicionado bruto vab (obtido através de coeficientes técnicos aplicados aos vetores de inputs primários) e do total de impostos menos subsídios is (obtidos por vetores e matrizes de coeficientes técnicos aplicados a demanda final e intermediária). Já na abordagem da despesa, o PIB é obtido através da soma dos componentes da demanda final menos as importações a preços FOB (impfob) (obtidos através dos respetivos vetores de coeficientes técnicos):

pibrend = vab + is

(3)

pibdesp = exp + g + cr + fbcf + ve - impfob

(4)

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O PIB a preços correntes é estimado através da multiplicação de cada elemento do PIB na ótica da despesa (a preços constantes) e seus respetivos deflatores. A renda disponível dos residentes (famílias e ISFLSF) é obtida pela diferença entre a renda disponível nacional e a soma da renda disponível das empresas e da administração pública. A dívida pública é estimada pela soma da dívida no período anterior (div-1) com o valor simétrico do saldo global da administração pública (sgg+ - sgg-) e uma variável de ajuste (va):

div = div-1 – (sgg+ - sgg-) + va

(5)

O nível de empregos formais emp é calculado através de um vetor com os coeficientes de emprego bruto (e) aplicado a produção total de cada setor:

emp = ex

(6)

O consumo total de energia cf é obtido através da soma do consumo de energia nacional e importada (excluindo a energia consumida para fins não energéticos) através de coeficientes técnicos aplicados ao consumo intermediário e a demanda final: onde AE é uma sub-matriz da matriz A com os coeficientes de consumo de energia, ANE é a matriz com os coeficientes de utilização de energia para fins não energéticos no consumo intermediário, FDE é uma sub-matriz da matriz FD referente aos coeficientes de utilização de energia na demanda final e FDNE a matriz com os coeficientes de utilização de energia para fins não energéticos na demanda final.

cf = (AE x - ANE x) + (FDE y - FDNE y)

(7)

As emissões de GEE associadas à utilização de energia fóssil são calculadas para os setores intermediários (setores energéticos; comércio e serviços; agricultura, silvicultura, pesca e pecuária; indústrias; transportes; e construção) e para a demanda final (excluindo exportações e FBCF). onde FCTJ é a matriz diagonal com os fatores de conversão de tep para terajoules (TJ) para cada commodity energética, EFw é a matriz diagonal, cujos elementos principais são os fatores de emissões para cada commodity energética e w é um índice que representa os gases CO2, CH4 e NO2.

ecw = (EFw)T {FCTJ [(AE x - ANE x) + ( FDE y - FDNE y)]} (10-9)

(8)

As emissões totais de CO2, CH4 e NO2 de cada setor e da demanda final são somadas e utilizadas para estimar o potencial de aquecimento global pag através dos respetivos fatores de equivalência. Finalmente, foram consideradas 4 diferentes funções objetivo: a maximização do PIB e do total de empregos, e a minimização do consumo de energia e do PAG.

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3. Resultados O modelo PLMO foi desenvolvido a partir de dados provenientes de diversas fontes brasileiras (MME, 2009; IBGE, 2008; MCT, 2010). A estrutura IO foi compilada em folhas de cálculos utilizando-se o Microsoft Excel e as otimizações foram efetuadas utilizando-se o Risk Solver Platform (RSP). Cada função objetivo foi otimizada individualmente, resultando em 4 soluções não dominadas (ver Tabela 1). Estas soluções proporcionam uma visão geral da gama de variação destes objetivos dentro da região não-dominada, bem como as principais características das soluções, que são brevemente descritas a seguir: * Solução 1: O nível ótimo do PIB atingiu o limite máximo estabelecido em nossas projeções. No entanto, para alcançar este PIB o consumo de energia foi maior (317 x 106 tep), tendo como consequência um maior PAG (503Tg CO2e). Os setores energéticos e de comércio e serviços privados foram os que apresentaram as maiores expansões nos seus níveis de produção. * Solução 2: Verificou-se nesta otimização que o menor nível para o consumo de energia (285 x 106 tep) conduziu a um menor nível do PIB e do emprego. Além disso, houve um aumentou no consumo público, gerando pressões negativas sobre a dívida pública (que chegou a 69,4% do PIB, ver Figura 1). * Solução 3: Os resultados obtidos nesta otimização são bastante semelhantes (e correlacionados) aos resultados da solução 2. O valor ótimo do PAG (454Tg CO2e) também originou valores menores para o PIB e para o número de empregos. Os principais setores afetados negativamente em ambas soluções 2 e 3 são os setores intensivos em energia, tais como: indústria extrativa, refino de petróleo e coque, produtos químicos e cimento. * Solução 4: A otimização do nível de emprego é altamente relacionada com a otimização do PIB. Ambas as soluções atingiram o limite superior estimado para o PIB. Esta solução conduziu a um maior nível de FBCF, o que sugere que os investimentos têm um papel importante no processo de criação de emprego. Nesta solução, os setores que atingiram os melhores níveis de produção foram o de agricultura e pesca, indústria química, indústria extrativa e da construção.

Tabela 1: Resultados Ilustrativos dos objetivos em cada solução.

Variáveis

Unidade

Max pib

Min cf

Min pag

Max emp

PIB (preços constantes - 2005)

R$ x 103

3.475.589

3.317.176

3.316.452

3.475.589

Consumo de energia

tep x 103

317.527

284.615

284.667

307.767

Potencial de aquecimento global

Gg CO2e

503.363

454.364

454.109

496.987

Emprego

Efetivos x 103

58.733

57.581

56.531

60.180

Potencial de aquecimento global (ACV)

Gg CO2e

398.609

354.461

354.470

386.385

Fonte: Resultados da Pesquisa.

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69.4

19.9

13.5

11.4

exq

18.2

impfob

% do PIB

64

15

7.6 85.2

67.8

14.8

div

13.1

is

19

vab

19

fbcf

90 80 70 60 40 50 30 20 10 0

85 67.6

g

impfob

14.9

7.6

90 80 70 60 40 50 30 20 10 0

cr

13.1

69.5 Min pag

19

exq

19

85.1

div

% do PIB

67.5

15

12.8 9.7

is

18.1

vab

16.8

Max pib

65.4

fbcf

90 80 70 60 40 50 30 20 10 0

85 68

g

90 80 70 60 40 50 30 20 10 0

cr

Min pag

Max pib

428

Figura 1: Resultados das principais variáveis em relação ao PIB em cada otimização.

A título de comparação foi também apresentado na Tabela 1 uma estimativa para o PAG considerando fatores de emissões de origem fóssil para o ciclo de vida de cada combustível. Esses fatores de emissões foram obtidos através da base de dados da Ecoinvent e transformados para unidades de tep e aplicados ao consumo final de cada combustível. No sentido de obter soluções com valores para as funções objetivo mais equilibradas (i.e., menos extremas) foram calculadas outras soluções utilizando-se procedimentos de escalarização baseados em somas ponderadas e de minimização da distância à solução ideal (que otimizaria simultaneamente todas as funções objetivo, cujas componentes são apresentadas em negrito na Tabela 1), adotando assim abordagens mais compensatórias e não compensatórias ao problema. Depois de uma primeira visão geral fornecida pelas soluções não dominadas que otimizam individualmente cada função objetivo (cujas características estão brevemente descritas acima), o cálculo dessas novas soluções permitiram compreender os trade-offs entre as funções objetivo em diferentes partes da região admissível.

4. Conclusões Neste trabalho a abordagem integrada desenvolvida por Oliveira e Antunes (2004, 2011) foi utilizada para a construção de um modelo aplicado ao sistema econômico brasileiro. No modelo, a tabela IO brasileira de 2005 foi adaptada de forma a alocar endogenamente o balanço energético brasileiro e então estendida externamente para estimar as emissões de GEE provenientes da combustão de energia fóssil. Em seguida a estrutura IO foi utilizada para a formulação de um modelo PLMO, no qual diversas restrições de coerência, econômicas e ambientais são estabelecidas, bem como 4 diferentes funções objetivo. Quatro indicadores, que envolvem os campos econômico (PIB), social (nível de emprego), ambiental (PAG) e energético (consumo total de combustíveis), foram analisados tendo em conta um cenário prospetivo para 2015. As soluções ilustrativas deste modelo fornecem informações positivas sobre a inter-relação entre os eixos de avaliação e identificam de forma genérica a performance e a tendência das variáveis. Os resultados sugerem correlações positivas entre o crescimento do PIB e do

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nível de emprego, bem como entre o consumo de energia e o PAG. Por outro lado, divergências entre os eixos de avaliação também são identificadas, onde os níveis de emprego e do PIB conduziram a maiores consumos de energia e de PAG, enquanto a minimização do PAG e do consumo de energia impactaram negativamente sobre o PIB e o nível de emprego. Desta forma, o Brasil terá um grande desafio em (considerando os coeficientes tecnológicos de 2005) balancear o prospetivo crescimento econômico (cerca de 4% ao ano) com a redução no consumo energético e o cumprimento de metas voluntárias de redução de emissões de GEE. No entanto, como os modelos IO compreendem setores ao invés de processos simples e estes podem ser muito heterogêneos, os resultados podem não refletir corretamente as reais condições de cada setor, o que não acontece por exemplo na Avaliação do Ciclo de Vida. Além disso, tanto a estimativa das emissões de GEE, bem como as projeções econômicas são outras fontes de incerteza inerentes ao modelo, que podem conduzir a um viés nas estimativas, pois a estrutura do sistema econômico brasileiro em 2015 possivelmente seja diferente da estrutura exposta na Tabela IO de 2005 (a mais recente disponível). No entanto, este modelo pode ser considerado como uma ferramenta importante para avaliar as interações entre os 4 campos de análise ocasionadas por mudanças na produção dos setores econômicos no Brasil em um cenário prospetivo. Os resultados obtidos mostram-se coerentes com premissas econômicas e ambientais e corroboram para a robustez do modelo. O tratamento da incerteza, o cálculo de outras fontes de emissões de GEE, bem como a integração da ACV do setor do bioetanol, são etapas adicionais a serem incorporadas a este modelo em estudos posteriores.

5. Referências Hilgemberg, E. Uso de combustíveis e emissões de CO2 no Brasil: um modelo inter-regional de insumo-produto, Nova Economia, v.16, n.1, 2006.. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE). Matriz Insumo-Produto Brasil 2000/2005. Brasil: IBGE, 2008. Disponível em: Financioros (L: .400) Overall Inconsistency = .02 A3 Biodisel de Palma A1 Etanol de Caña A2 Miel de Caña A7 Forestal Industrial A4 Fruto de Palma A8 Reserva Forestal A5 Biomasa Generacion EE A6 Biomasa Generacion EE + ET

.240 .236 .147 .147 .143 .036 .026 .026

Figura 1: Resultados PAJ - Análisis Financiero.

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de emisiones, en caso de contarlas dentro del análisis se presentaría un escenario de doble conteo. En el caso del etanol y el biodiesel se supone que estos productos serían utilizados dentro Ecopetrol, por su potencial de reducción de emisiones pudiera ser considerado. Los resultados de potencial de captura de CO2 son mostrados en la Figura 2 (izquierda). Finalmente para lograr el objetivo de integrar los aspectos de cambio climático a los indicadores financieros, y proveer más información para la toma de decisiones, se utiliza la herramienta ExpertChoice®, cuyos resultados se muestran en la Figura 3 (dereha). Según los criterios de integración de resultados, la alternativa de mayor potencial de interés es la reserva forestal con un 26.6% de atractivo respecto a la demás alternativas; cuando esta alternativa fue valorada exclusivamente por sus beneficios económicos no sobresalía debido a que al implementarla solo representaba egresos en un flujo de caja, en comparación con las demás alternativas en las cuales se recuperaba la inversión asociada a sus respectivas implementaciones.

Reducción de Emisiones Específicas GEI Cogeneración-Biomassa Reserva-Forestal

0,06 -23,34

Forestal-Industrial-Madera

-20,08

Producción-Palma-Malasia

-15,26 -8,92

Mieles-Caña-Azúcar-Brasil -12,31

Ethanol-Caña-Azucar-Brasil

-4,13

Biodiesel-Palma-Malasia -30,0

-25,0

-20,0

-15,0

-10,0

-5,0

Ton CO2 eq / Ha-año Figura 2: Reducción de Emisiones GEI.

Factor de ponderación 40,0% Financieros 60,0% Reduccion GEI Resultados - alternativis 11,5% Etanol de Caña 7,3% A2 Miel de Caña 12,9% A3 Biodisel de Palma 7,2% A4 Fruto de Palma 6,3% A5 Biomasa Generacion EE 6,3% A6 Biomasa Generacion EE + ET 22,0% Forestal Industrial 26,0% A8 Reserva Forestal Figura 3: Integración Ambiental & Financiera.

0,0

5,0

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4. Conclusiones Es posible realizar la inclusión de criterio no-económicos al análisis de alternativas a través de metodologías como el Proceso Analítico Jerárquico y el Análisis de Ciclo de Vida. A pesar de que el análisis realizado se limitó a cambio climático, puede ser extendido a otras variables de tipo ambiental e inclusive de tipo social, para eventualmente alcanzar criterios de sostenibilidad para la toma decisiones. Este tipo de estudios pueden ser vistos como pasos preliminares para incluir múltiples criterios que apuntalen el desarrollo sostenible. 5. Reconocimientos Vicepresidencia de Producción de Ecopetrol. Vicepresidencia de Suministro y Mercado. Instituto Colombiano del Petróleo. Todos los equipos que participaron en la fase I de este proyecto.

6. Referências ALL Consulting. Handbook on Coal Bed Methane Produced Water: Management and Beneficil Use Alternatives. Preparado para el Ground Water Protection Research Foundation - U.S. Deparment Of Energy, 2003. CASTILLO, Mario. Toma de decisiones en las empresas : entre el arte y la técnica. Universidad de los Andes, 2006. GLUCH, Pernilla, BAUMANN, Henrikke. The life cycle costing (LCC) approach: a conceptual discussion of its usefulness for envinronmental desicion-making. Building and Environment, p. 571-580, 2003. HAYES, Tom, ARTHUR, Dan. Overview of Emerging produced water treatment technologies. The anual 11th Annual International Petroleum Environmental Conference. Albuquerque, US, 2004. MARKEVICIUS, A, KATINAS, V. Trends and sustainability criteria of the production and use of liquid biofuels. Renewable and Sustainable Energy Reviews, p. 3226-3231, 2010. SAATY, Thomas. Fundamental of decisions making and priority theory with the analytic hierarchy process. University of Pittsburgh, 1994. TABA, J. Energy and the environment – BIOFUELS. Facts on life. 2009. . Facts on life, 2009. VEIL, John, MARKUS, Puder, ELCOCK, Deborah, y REDWEIK, Robert. A White Paper describing Produced Water from Production of Crude Oil, Natural Gas, and Coal Bed Methane. Argonne National Laboratory, 2004.

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Utilização da avaliação do ciclo de vida (ACV) para cálculo da eficiência de um projeto de captura de CO2 de uma usina termoelétrica D. P. Souza1, R. S. Moita2, R. A. B. Valle1 1 UFRJ – Universidade Federal do Rio de Janeiro. Instituto Alberto Luiz Coimbra de Pós-Graduação e Pesquisa de Engenharia - COPPE, Universidade Federal do Rio de Janeiro Laboratório de Sistemas Avançados de Gestão da Produção – SAGE. Centro de Gestão Tecnológica – CGTEC. 2 UFF – Universidade Federal Fluminense. Departamento de Engenharia de Recursos Hídricos e Meio Ambiente, Universidade Federal Fluminense.

O presente trabalho utilizou a avaliação do ciclo de vida (ACV) para verificar a eficiência de um projeto de captura de dióxido de carbono (CO2) das emissões de uma usina termoelétrica (UTE) situada no estado do Rio de Janeiro. A eficiência foi medida pelo cálculo da pegada de carbono através da diferença entre o potencial de aquecimento global em kg de CO2 equivalente emitido e o total de CO2 absorvido no processo. O processo consiste na captura dos gases de queima da UTE e a utilização dos mesmos para produção de microalgas e bicarbonato de sódio. A produção de microalgas por introdução de CO2 direta não poderia ser contínua, pois acidificaria muito o meio de cultivo, ocasionando a mortandade das mesmas. Por isso, o bicarbonato de sódio é usado para controlar o pH da solução, sendo obtido por meio do processo Solvay que utiliza amônia e CO2 para sua produção. A preocupação com a perda de eficiência no processo de captura proveniente do possível impacto da produção industrial da amônia, indispensável nesse processo, levou à modelagem de dois cenários utilizando-se o software Umberto. Um com produção contínua de amônia e outro com a reciclagem da mesma para verificação da alternativa de maior eficiência de captura. Os resultados revelam que o cenário sem reciclagem da amônia é viável apesar da baixa eficiência, entretanto o cenário com reciclagem da amônia se mostrou extremamente satisfatório, com uma alta eficiência de captura. 1. Introdução A concentração dos Gases de Efeito Estufa (GEE) na atmosfera tem aumentado significativamente por causa das atividades humanas. A faixa natural de concentração do dióxido de carbono (CO2) na atmosfera nos últimos 650.000 anos esteve entre 180 a 300 ppm enquanto que em 2005 chegou a aproximadamente 380 ppm segundo o Painel Intergovernamental de Mudanças Climáticas (IPCC, 2007). Dentre as várias formas de absorção de CO2 existentes no planeta, as microalgas são as responsáveis pela maior parte, sendo essas essenciais para equilíbrio da concentração de CO2 na atmosfera. Porém, o Ser Humano está lançando mais carbono na atmosfera na forma de CO2 do que esta pode absorver pelo seu ciclo biogeoquímico. Segundo Suttle (2005), caso a concentração de CO2 da atmosfera chegue a 450ppm, a acidificação das águas dos oceanos aumentará de tal maneira que poderá ocasionar a mortandade das microalgas, consequentemente seria perdida a maior fonte de absorção de CO2 do planeta, o que causaria um aumento exponencial da sua concentração na atmosfera agravando o efeito estufa. Existem soluções técnicas para reduzir as emissões dos GEE e outras para aumentar a sua fixação. O presente trabalho faz parte de um projeto de captura e reciclagem de CO2 emitido por Usinas Termelétricas, que pode ser aplicado também para outras fontes fixas que utilizam queima de combustíveis não renováveis, por meio da geração de dois produtos: microalga e bicarbonato de sódio.

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As microalgas como matérias-primas estão ganhando interesse no cenário atual da indústria de energia devido ao seu potencial de rápido crescimento (cultivo) juntamente ao seu conteúdo relativamente alto de lipídios, carboidratos e nutrientes. Todas essas propriedades tornam esses microrganismos uma excelente fonte de biocombustíveis, como biodiesel (CHISTI, 2007), etanol e biometano, bem como uma série de outros valiosos produtos farmacêuticos e nutracêuticos (PERLACK et al. 2005). Um aproveitamento da biomassa algal com múltiplos propósitos é uma forma de tornar a atividade sustentável através da biocompatibilidade descrita por Manzini (2002) como um sistema de produção e consumo que se baseia inteiramente nos recursos renováveis. O bicarbonato de sódio é bastante empregado em diversos produtos, na indústria química, farmacêutica, vidro, entre outras. Parte da produção de bicarbonato de sódio no projeto será utilizada no processo de produção de microalgas para neutralizar a acidificação do meio de cultura, e o restante poderá ser comercializado tendo em vista a alta demanda das indústrias químicas e, consequentemente, um preço atrativo, do próprio bicarbonato de sódio e de seus derivados, destacando entre eles a barrilha que hoje é totalmente importada pelo Brasil. Além dos produtos, o projeto ainda pode ser utilizado para buscar a obtenção de Certificação de Redução de Emissões (RCEs), mais conhecidas como créditos de carbono. Dessa forma, o projeto de captura de CO2 possui relevância prática, pois existe uma grande variedade de produtos que podem ser gerados a partir do mesmo e a escolha dependerá de uma análise ambiental e de mercado, além de não ser aplicável apenas para as termelétricas que usam combustível fóssil, mas para todas as fontes industriais de queima de combustíveis, como é o caso das Refinarias, Siderúrgicas, Indústrias Químicas e Petroquímicas, entre outras. O presente trabalho analisou, através da ACV, dois cenários (processos) de captura de CO2 do projeto que está sendo desenvolvido para uma UTE com o objetivo de fornecer subsídios e informações para auxiliar na tomada de decisão da escolha dos processos de maior eficiência.

2. Metodologia Utilizou-se a metodologia de ACV (NBR ISO 14040, 2009) para avaliar e comparar dois cenários de captura de CO2. O projeto consiste no desvio dos gases de exaustão da UTE, onde uma parte é borbulhada em um fotobioreator com microalgas e outra parte é utilizada para produção de bicarbonato de sódio utilizando como insumos além do CO2, a salmoura (solução saturada de cloreto de sódio) e amônia. Os dois cenários avaliados foram (Fig. 1): » Cenário 1: considerando-se a produção de bicarbonato de sódio e microalgas sem reciclagem de amônia; » Cenário 2: considerando-se a produção de bicarbonato de sódio e microalgas com reciclagem de amônia. Parte do bicarbonato de sódio produzido é utilizado para neutralizar a solução com microalgas no fotobioreator, o restante da produção pode ser vendido como barrilha e outros produtos. A microalga pode ser utilizada para diversos fins comerciais, tais como: biodiesel, produção de alimentos e produtos de química fina.

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modelagem dos cenários

UTE

Gases

Resfriamento

50%

Produção de microalgas

50%

Energia Produção de Amônia

Transporte

Produção de Bicarbonato de Sódio

Separação

Cenário 1

Cenário 2

Reciclagem da Amônia

Figura 1: Escopo dos cenários. Fonte: elaboração própria, 2011.

Os dados específicos da Usina Termelétrica (coeficientes técnicos do consumo de gás natural e emissões de CO2) foram coletados em uma empresa localizada no estado do Rio de Janeiro, cujo nome não será divulgado. O restante dos dados foi obtido através de resultados de bancada do laboratório (para os processos de produção de microalgas, produção de bicarbonato de sódio e reciclagem da amônia) e do banco de dados Ecoinvent® (para os processos de produção de amônia, transporte da amônia e produção de energia do sistema energético brasileiro). A avaliação da eficiência de captura de CO2 foi realizada de acordo com a metodologia de Avaliação de Ciclo de Vida (ACV). Utilizou-se o software Umberto® como ferramenta de auxilio para modelagem dos cenários, cálculo dos fluxos de massa e consumo de energia para a unidade funcional de comparação adotada que corresponde a 300 kg de microalgas produzidas para cada cenário. A partir dos resultados obtidos nos Inventários do Ciclo de Vida, realizou-se o cálculo do potencial de aquecimento global (GWP, 100a) de acordo com a metodologia Recipe Midpoint. O cálculo da eficiência (Ef) equação 1, foi feito pela divisão entre o total de emissões provenientes da UTE (que entra nos processos) menos o total das emissões que ocorrem nos processos de captura, pelo mesmo total de emissões que entram no processo pela UTE. Os resultados obtidos estão apresentados nos Gráficos 1 e 2.

(1)

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Onde: E1 = total de emissão de CO2 que entra nos processos de captura E2 = total de emissão em Kg CO2 equivalente proveniente dos processos de captura Ef = Eficiência de captura

3. Resultados e Discussões Para a unidade funcional adotada o quantitativo total de emissões de CO2 necessário a ser capturado na exaustão da UTE corresponde a 621,60kg. Para o Cenário 1 (sem reciclagem), o quantitativo de emissões em kg de CO2 equivalente nos processos de captura é igual a 530,68kg. Dessa forma o quantitativo capturado é de 90,92kg de CO2 equivalente, que corresponde a uma eficiência de aproximadamente 15% para o processo de captura para este cenário. Verificou-se por meio de uma análise por processos, que o processo de produção da amônia é responsável por 92% das emissões do processo de captura para este cenário e o restante é proveniente do consumo de energia e das emissões do transporte. Para o Cenário 2 (com reciclagem de amônia), o quantitativo de emissões geradas em kg de CO2 equivalente nos processos de captura é igual a 90,25. O quantitativo capturado neste cenário corresponde a 531 kg, resultando numa eficiência de 85% para o processo de captura. Os Gráficos 1 e 2 apresentam o resultado comparativo das emissões por processo para os dois cenários e da eficiência da captura de CO2 dos cenários, respectivamente. Os resultados do inventário representados nas Tabelas 1 e 2 foram utilizados para a elaboração dos gráficos comparativos. Essa modelagem foi uma análise preliminar para verificar a viabilidade do projeto. Para prosseguimento do projeto será realizada uma planta piloto, onde os coeficientes utilizados na modelagem atual serão revisados e uma provável queda de rendimento é esperada, porém como os resultados encontrados foram muito positivos pode-se afirmar que o projeto, do ponto de vista da captura de CO2 é mais viável com a reciclagem da amônia.

Kg CO2 equivalente

500 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0

490

120% 100% Cenário 1 Cenário 2 49

Produção da amômia

85%

80% 60%

Eficiência Cálculada Eficiência Máxima

40% 26 40 Energia

15

2 Transporte

Gráfico 1: Comparativo de emissões de CO2 equivalente por processo.

20% 0%

15% Cenário 1

Cenário 2

Gráfico 2: Comparativo de eficiência da captura de CO2 por cenário.

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Tabela 1: Emissões de CO2 equivalente por processo.

Cenário 1

Cenário 2

489,58

48,75

Energia

26,10

39,50

Transporte

15,00

2,00

Produção da amônia

Tabela 2: Comparativo de eficiência da captura de CO2 por cenário.

Cenário 1

Cenário 2

Máximo

Eficiência de captura (%)

Quantidade CO2 absorvida (g)

Eficiência de captura (%)

Quantidade CO2 absorvida (g)

Eficiência de captura (%)

Quantidade CO2 absorvida (g)

15

90,92

85

531,35

100

621,60

4. Conclusões e Recomendações A partir da Avaliação do Ciclo de Vida do Cenário 1 foi possível constatar que a etapa de maior emissão de CO2 correspondia à produção de amônia. Desta forma, esse processo foi identificado como uma grande oportunidade de melhoria, pois inicialmente havia-se cogitado a utilização de amônia direta comprada em um fornecedor, sem haver reciclagem da mesma, porém, após a análise constatou-se que seria mais eficiente buscar uma forma de otimizar o processo, reciclando a amônia, corroborando para a redução de custos e dos impactos ambientais provenientes da produção da amônia que atualmente é realizada industrialmente, pelo processo Haber. Pode-se observar através dos resultados obtidos, que o processo de captura de CO2 do Cenário 2 apresenta uma pegada de carbono menor do que o Cenário 1, obtendo-se uma eficiência aproximadamente 6 vezes maior para o processo de captura, sendo esse então o processo a ser desenvolvido e utilizado na planta piloto. Dentre as várias formas de utilização da ACV descritas na NBR-ISO 14.040, o projeto utilizou a comparação e otimização de processos onde a mesma mostrou-se muito eficaz. Com relação à metodologia utilizada, conclui-se que a ACV é, também, uma excelente ferramenta para cálculo da pegada de carbono, pois modela cada projeto e facilita a identificação de oportunidades de melhoria, além de auxiliar na análise comparativa entre cenários, processos ou produtos. É uma tecnologia capaz de oferecer uma visão mais ampla de toda a cadeia produtiva, facilitando a gestão da mesma.

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5. Referências ABNT. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040 Gestão Ambiental – Avaliação do ciclo de vida – Princípios e estrutura. Brasil: ABNT. 2009. CHISTI, Y. Biodiesel from microalgae. Biotechnology Advances, 25(3), 294–306, 2007. ECOINVENT. Ecoinvent data v2.2 for Umberto 5.5, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, CD-ROM, 2010. GEMAL, J., MEDEIROS, J. A., COUTINHO, M. L., VALLE, R. A. B, et al. Relatório de Acompanhamento - Projetos SAGE. Disponível em: Acessado em: 13 de jan. de 2012. IPCC Intergovernmental Panel on Climate Change: Assessment Reports, Publications_and_data. Climate Change 2007: Synthesis Report. Disponível em: Acessado em: jul/2011. MANZINI, E. e VEZZOLI, C. O Desenvolvimento de produtos sustentáveis. São Paulo, EDUSP, 2002. 368 p. PERLACK, R.D. et al., 2005. Biomass as feedstock for a bioenergy and bioproducts industry: the technical feasibility of a billion-ton annual supply. The United States Department of Agriculture (USDA) and the United States Department of Energy (DOE). Relatório final. Disponível em: Acessado em: set/2011. SUTTLE, Curtis, A. Viruses in the sea. Nature. v. 437, p 356-361, 2005.

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Utilização da avaliação do ciclo de vida no setor farmacêutico I. S. Nunes1, A. T. Pontes2, R. A. B. Valle3, L. S. Xavier4, P. S. B. Lacerda5 Diretoria Científica – Instituto Vital Brazil. Programa de Engenharia de Produção, SAGE/COPPE/UFRJ. Programa de Engenharia de Produção, SAGE/COPPE/UFRJ. 4 Programa de Pós Graduação em Tecnologica, CEFET/RJ. 5 Programa de Pós Graduação do Instituto de Tecnologia de Fármacos, Farmanguinhos/FIOCRUZ. 1

2 3

A preocupação com a manutenção da qualidade de vida vem sendo fortemente debatida nos diferentes setores da sociedade, incentivando a incorporação do fator ambiental na cultura das diferentes organizações. Para tanto, diversas ferramentas foram desenvolvidas para auxiliar a gestão ambiental nas empresas, entre elas a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), a qual busca avaliar os aspectos ambientais e potenciais impactos associados a um sistema de produto ou serviço. O setor farmacêutico, cuja função principal é a promoção da saúde, tem, como os demais, a necessidade de incorporar o pensamento sustentável às suas atividades, tendo em vista a direta correlação entre qualidade ambiental e saúde. Além disso, a natureza química dos produtos e os altos gastos de insumos e energia para manter os processos produtivos dentro dos padrões de Boas Práticas como, por exemplo, nos rigorosos processos de limpeza, também corroboram com esta necessidade. Através de revisão bibliográfica exploratória a respeito da utilização da metodologia de ACV neste setor, este estudo visa incentivar a discussão da sustentabilidade na área farmacêutica. Foram consultados artigos, teses e dissertações, utilizando as principais bases de dados nacionais e internacionais. Observou-se que os estudos de ACV neste setor ainda são incipientes, visto o reduzido número de estudos encontrados. 1. Introdução A expansão da consciência coletiva com relação ao meio ambiente e à complexidade das atuais demandas ambientais que a sociedade repassa às organizações induz a um novo posicionamento de todos os atores sociais. As empresas, na contemporaneidade, precisam atrelar seus objetivos financeiros e econômicos às questões relacionadas com a cidadania, ética nos negócios e preservação do meio ambiente (COSTA e CARVALHO, 2005). Assim, a preocupação em oferecer produtos com o menor impacto ambiental possível e o compromisso com a melhoria contínua do desempenho ambiental devem figurar como objetivos estratégicos das organizações, face à demanda atual da sociedade. No setor farmacêutico isso não é diferente, merecendo maior atenção por conta da natureza química dos produtos e dos altos gastos de insumos e energia para manter os processos produtivos dentro dos padrões de Boas Práticas, como por exemplo, nos rigorosos processos de limpeza. Neste sentido, considerando uma perspectiva ampla do conceito de saúde, que não envolva apenas a ausência de doenças, mas contemple um bem-estar geral, percebe-se que a preocupação com a qualidade do meio ambiente é um assunto relevante no contexto do setor de saúde. Tomando os medicamentos como referencial de produto deste setor, pode-se perceber o potencial de depreciação ambiental da sua produção, ao considerar as características químicas dos produtos e insumos utilizados nos processos produtivos. Porém, o impacto ambiental negativo dos medicamentos não se resume aos processos que ocorrem dentro das indústrias farmacêuticas, mas é dependente de todas as etapas à montante e à jusante da cadeia de suprimentos. Neste sentido, deve-se considerar que um trabalho de avaliação dos impactos ambientais do setor farmacêutico, com consequente formulação de estratégias para a sua diminuição, deve contemplar uma perspectiva de Ciclo de Vida. Entende-se como Ciclo de Vida todas as etapas e processos envolvidos desde a extração das matérias-primas, passando

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pela produção, uso e disposição. É, nesse contexto, que se destaca a metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), que busca uma “compilação e avaliação das entradas, das saídas e dos impactos ambientais potenciais de um sistema de produto ao longo do seu ciclo de vida” (NBR ISO 14040, 2009). A ACV também permite identificar quais estágios do ciclo de vida têm contribuição mais significativa para impacto ambiental do processo ou produto estudado (COLTRO, 2007). Desta forma, este artigo busca identificar a utilização da ACV no setor farmacêutico, através de uma revisão bibliográfica de caráter exploratório.

2. Metodologia No processo de elaboração deste trabalho, foi realizada pesquisa bibliográfica de caráter exploratório a respeito da utilização da metodologia de ACV nos setores farmacêuticos, considerando as publicações científicas disponíveis nas seguintes bases de dados: Scientific Electronic Library Online (Scielo), Banco de Teses da Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), Portal de ACV do Instituto Brasileiro de Informação em Ciência e Tecnologia (IBICT), Scifinder, ISI/Web of Knowledge e Scopus. Procurou-se, assim, realizar uma ampla pesquisa bibliográfica, buscando teses, dissertações e artigos, de acordo com as características de cada base, apresentadas na Tabela 1.

Tabela 1: Características das bases pesquisadas.

BASE DE DADOS

ENDEREÇO

CONTEÚDO

SCIELO

scielo.br

Artigos

Banco de Teses da CAPES

capesdw.capes.gov.br/capesdw

Teses e Dissertações

ACV IBICT

acv.ibict.br/publicacoes

Artigos, Teses e Dissertações

Scifinder

scifinder.cas.org

Artigos

Web of Knowledge

apps.webofknowledge.com

Artigos

Scopus

scopus.com/home.url

Artigos

3. Resultados e Discussão Os números de trabalhos encontrados na pesquisa, utilizando as palavras-chaves ‘Avaliação Ciclo Vida’ e ‘Life Cycle Assessment’ e suas siglas ‘ACV’ e ‘LCA’, estão listados na Tabela 2, separados quanto ao tipo de publicação (artigo, monografia, dissertação ou tese) para cada uma das fontes. Tabela 2: Tipos de publicação por biblioteca virtual.

Tipo de Publicação

SCIELO

CAPES

IBICT

Scifinder

Web of Knowledge

Scopus

Artigo

10

N/A

41

6759

6167

8450

Monografia

N/A

13

8

N/A

N/A

N/A

Dissertação

N/A

85

59

N/A

N/A

N/A

Teses

N/A

25

18

N/A

N/A

N/A

Legenda: N/A = não se aplica.

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Em seguida, através da análise de título e resumo, foram encontrados apenas 13 trabalhos (12 artigos e 1 monografia de conclusão de curso profissionalizante) referentes à área farmacêutica, apresentados na Tabela 3. Observa-se a prevalência de artigos em periódicos, nenhum de autores brasileiros.

Tabela 3: Trabalhos de ACV na área farmacêutica.

Autores

Título

Publicação

Ano

Fischer, U.; Hungerbuhler, K.

Application of indicators for assessing environmental aspects of chemical processes to case studies from pharmaceutical production

International Journal for Chemistry

2000

Herner, K., et. al.

Application of life-cycle assessment for a pharmaceutical product

Hungarian Journal of Industrial Chemistry

2001

Jimenez-Gonzalez, C; et.al.

Cradle-to-gate life cycle inventory and assessment of pharmaceutical compounds

International Journal of Life Cycle Assessment

2004

Bido, C.M.

Aplicação da Metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida no Setor Farmoquímico: Comparação dos Processos Produtivos da Heparina de Origem Suína e Bovina

Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo

2007

Curzons, A. D.; et.al.

Fast life cycle assessment of synthetic chemistry (FLASC (TM)) tool

International Journal of Life Cycle Assessment

2007

Carole, W.A., et. al.

Use of Life Cycle Assessment in Evaluating Solvent Recovery Alternatives in Pharmaceutical Manufacture

8th International Conference on EcoBalance

2008

Kim, S.; et.al.

Enzymes for pharmaceutical applications - a cradle-to-gate life cycle assessment

International Journal of Life Cycle Assessment

2009

Raymond, M.J.; et.al.

LCA approach to the analysis of solvent waste issues in the pharmaceutical industry

Green Chemistry

2010

Wernet, G.; et.al.

Life cycle assessment of fine chemical production: a case study of pharmaceutical synthesis

International Journal of Life Cycle Assessment

2010

Jimenez-Gonzalez, C.; Woodley J.M.

Bioprocesses_ Modeling needs for process evaluation and sustainability assessment

Computers & Chemical Engineering

2010

Ponder, C.; Overcash, M.

Cradle-to-gate life cycle inventory of vancomycin hydrochloride

Science of the Total Environmental

2010

Belboom, S.; et.al.

A life cycle assessment of injectable drug primary packaging: comparing the traditional process in glass vials with the closed vial technology (polymer vials)

International Journal of Life Cycle Assessment

2011

Stone, J.J.; et.al.

Determination of environmental impacts of antimicrobial usage for US Northern Great Plains swine-production facilities: A life-cycle assessment approach

International Journal of Life Cycle Assessment

2011

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Em relação ao conteúdo dos artigos, observou-se uma prevalência dos estudos de ACV focados na análise da produção de Insumos Farmacêuticos Ativos (IFAs), também conhecidos como princípios ativos ou fármacos, que trata-se, geralmente, de uma síntese química ou um processo de biotecnologia. Sete artigos tiveram essa temática. Bido (2007), o único trabalho em português, comparou a ACV de dois processos produtivos de uma matéria-prima com origem animal, uma de origem bovina e outra, suína. Através do levantamento comparativo das consequências ambientais associadas à geração de resíduos e emissões, consumo de recursos naturais (principalmente água) e energia, o processo com origem suína se mostrou menos impactante ambientalmente, embora os dois processos também causem impactos positivos como a captação de dióxido de carbono (CO2). Bido destaca ainda as limitações de sua pesquisa como a falta de dados para este tipo de estudo, o que torna seus resultados preliminares. A publicação de Carole et.al. (2008), trata-se de um estudo dentro de uma indústria farmacêutica multinacional, cujo objetivo foi comparar várias opções de tratamento dos resíduos gerados na fabricação de uma matéria-prima para um medicamento. A aplicação da ferramenta de ACV permitiu definir o desempenho ambiental de cada opção de tratamento, permitindo a escolha do melhor método, segundo critérios da indústria. A técnica escolhida diminuiu o gasto com matéria-prima em 43% pois permitiu, através de um sistema de recaptação, separação e purificação, o reuso do componente na produção. Esta etapa no processo evitou que o componente fosse incinerado como resíduo, reduzindo o custo total da produção em 72%. As emissões totais foram reduzidas em 91,9% e a de dióxido de carbono (CO2) em 94,7%. Outra aplicação da ACV na área farmacêutica pode ser observada nos artigos de Herner et.al. (2001) e de Belboom et.al. (2011), onde foram comparadas diferentes embalagens para um determinado medicamento. Belboom et.al. (2011), por exemplo, comparou duas embalagens primárias para medicamentos injetáveis (vidro versus polímero). Este estudo foi bastante completo, no que diz respeito à aplicação de todas as etapas de um estudo de ACV, inclusive os autores utilizaram alguns elementos opcionais no momento de realizar a Avaliação de Impacto do Ciclo de Vida (AICV), a saber: normalização e análise de sensibilidade. Trata-se, portanto de um bom exemplo de contribuição da ACV na área farmacêutica. Por fim, observou-se um último artigo (Stone, J.J.; et.al., 2011), que tem como tema central a criação de suínos. Neste artigo o autor utiliza a ACV para comparar o desempenho da criação com e sem a aplicação de um antimicrobiano. A produção e transporte deste medicamento fez parte das fronteiras deste estudo, porém a ausência de dados levou os autores a realizarem uma série de aproximações e considerações para estas etapas. Isso levanta a questão dos estudos de ACV na área farmacêutica servirem como informação para a realização de outros estudos, visto que são produtos utilizados em diversos setores. Estes artigos, em geral, faziam parte de um estudo maior, que objetiva criar banco de dados de insumos farmacêuticos, para servir de subsídio para estudos mais completos de ACV de medicamentos.

4. Considerações Finais O levantamento dos trabalhos publicados de ACV no setor farmacêutico, nas bases de dados citadas, indicando um reduzido número de estudos, explicita a necessidade de maior disseminação da metodologia na área, uma vez que a mesma é fortemente cobrada quanto ao cuidado com o meio ambiente. Para as organizações ligadas à cadeia de medicamentos, o sistema de gestão ambiental integrado ao sistema de gestão da qualidade fornecerá dados e informações para a aplicação da ferramenta de ACV nos processos ou produtos. A gestão integrada de materiais e resíduos revelará oportunidades na busca

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pelo aumento da produtividade, redução de perdas e aumento da eficiência produtiva, aliados à preservação ambiental. Por fim, destaca-se a importância para a difusão do pensamento de ciclo de vida nos laboratórios farmacêuticos, públicos e privados, e a discussão das questões relacionadas à preservação e recuperação do meio ambiente por parte das organizações de saúde no Brasil.

5. Referências ABNT. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR ISO 14040: Gestão ambiental - Avaliação do ciclo de vida - Princípios e estrutura: Rio de janeiro, 2009. BELBOOM, S.; et.al.A life cycle assessment of injectable drug primary packaging: comparing the traditional process in glass vials with the closed vial technology (polymer vials). International Journal of Life Cycle Assessment. v.16, n.2, pp.159-167, 2011 BIDO, F. C. M. Aplicação da metodologia de avaliação de ciclo de vida no setor farmoquímico: comparação dos processos produtivos da heparina de origem suína e bovina. 72f. Dissertação (Mestrado em Habitação: Processos Industriais) – Instituto de Pesquisa Tecnológica do Estado de São Paulo, São Paulo, 2007 CAROLE, W.A., et.al. Use of life cycle assessment in evaluating solvent recovery alternatives in pharmaceutical manufacture. In: 8th International Conference on EcoBalance. Tokyo, Japan, 2008. COLTRO,L. Avaliação do ciclo de vida como instrumento de gestão. Campinas: CETEA/ITAL, 2007. COSTA, A. M.; CARVALHO, J. L. F. Legitimando papéis ou conciliando interesses? A reprodução discursiva da responsabilidade social empresarial. In: ENCONTRO NACIONAL DA ASSOCIAÇÃO NACIONAL DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA EM ADMINISTRAÇÃO, 2005, Brasília. Anais... Brasilia DF: 2005. CURZONS, A. D.; et.al. Fast life cycle assessment of synthetic chemistry (FLASC (TM)) tool. International Journal of Life Cycle Assessment. v.12, n.4, pp. 272-280, 2007. FISCHER, U.;HUNGERBUHLER, K. Application of indicators for assessing environmental aspects of chemical processes to case studies from pharmaceutical production. International Journal for Chemistry. v. 54, n.9, pp. 494-500, 2000. HERNER, K. et.at. Application of life-cycle assessment for a pharmaceutical product. Hungarian Journal of Industrial Chemistry. v. 29, n.2, pp. 155-160, 2001. JIMENEZ-GONZALEZ, C.; WOODLEY J.M. Bioprocesses_Modeling needs for process evaluation and sustainability assessment. Computers & Chemical Engineering. v. 34, n.7, pp. 1009-1017, 2010. JIMENEZ-GONZALEZ, C. et.al. Cradle-to-gate life cycle inventory and assessment of pharmaceutical compounds. International Journal of Life Cycle Assessment. v. 9, n.2, pp. 114-121, 2004. KIM,S.;et.al.Enzymes for pharmaceutical applications a cradle to gate life cycle assessment International. Journal of Life Cycle Assessment. v. 14, n.5, pp. 392-400, 2009. PONDER, C., OVERCASH, M. Cradle-to-gate life cycle inventory of vancomycin hydrochloride. Science of the Total Environmental. v. 408, n.6, pp. 1331-1337, 2010. RAYMOND, M. J.; et.al. LCA approach to the analysis of solvent waste issues in the pharmaceutical industry. Green Chemistry. v. 12, n.10, pp. 1826-1834, 2010. STONE, J.J.; et.al. Determination of environmental impacts of antimicrobial usage for US Northern Great Plains swine-production facilities: A life-cycle assessment approach. International Journal of Life Cycle Assessment. v. 16, pp. 27-39, 2011. WERNET, G.; et.al. Life cycle assessment of fine chemical production: a case study of pharmaceutical synthesis. International Journal of Life Cycle Assessment. v. 15, n.3, pp. 294-303, 2010.

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Produção de Biodiesel em escala piloto e sua avaliação segundo as premissas da Análise Ciclo de Vida F. Orlandin2, C. A. dos Santos2, R. S. Costa2, W. Menezes2, M. Orlandi2, R. A. Ligabue1,2, M. Seferin1,2 1 2

FAQUI – Faculdade de Química. PGETEMA – Pontifícia universidade católica do Rio Grande do Sul.

O presente trabalho estuda a cadeia produtiva de biodiesel a partir de óleo de fritura pós-consumo em uma planta piloto com capacidade para 360L de biodiesel produzido por batelada. Com as informações diretamente coletadas nesse sistema realiza-se a montagem de inventário de ciclo de vida para posterior interpretação. Para isso, o escopo está delimitado pelas etapas de coleta de óleo de cocção, caracterização e adequação da matéria prima, produção de biodiesel e caracterização dos gases de sua queima. O objetivo do trabalho é realizar a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) do sistema, comparando os resultados obtidos com os impactos ambientais na geração de energia a partir de outras fontes. Além da avaliação de impactos, o estudo servirá para a escolha do combustível usado na fase de coleta de óleo descartado a partir da análise de diferentes cenários dentro do mesmo escopo.

1. Introdução Existem inúmeras iniciativas que tem como objetivo minimizarem-se os impactos ambientais associados a intervenções econômicas na esfera ambiental. Isso pode ser feito através de estudos dos processos produtivos ou de suas etapas e a partir disso estabelecer estratégias que visem a diminuição desses impactos assim como a redução de emissões de gases do efeito estufa e aquecimento global. A ACV é uma ferramenta de caracterização de sistemas de produção ou prestação de serviços, onde se torna possível comparar e responder de forma fundamentada o quão desfavorável ambientalmente podem ser as etapas de fabricação, uso e descarte dos produtos. Um setor que está se adequando rapidamente a essa concepção, buscando gerar o mínimo de emissões poluentes, é o setor de combustíveis. Por isso o aumento de estudos de ACV no setor de (bio)combustíveis, assim como realização desses estudos para os novos combustíveis gerados a partir de fontes renováveis de energia, os biocombustíveis (CANAKCI). O biodiesel é um biocombustível utilizado já há alguns anos e sua produção ter como matérias-primas óleos vegetais e gordura animal de diversas fontes. Esse trabalho faz o estudo de ACV da produção de biodiesel a partir do óleo de fritura doméstico. Essa matéria prima, pelo fato de ter sido submetida a altas temperatura, ter contato com oxigênio e água, proveniente do alimento que foi preparado, contém grande quantidade da própria água, alem de sais, resíduos orgânicos e principalmente ácidos graxos livres. Por isso há necessidade de pré-tratamentos na matéria prima. Dessa forma a realização da ACV da produção de biodiesel a partir do óleo de fritura doméstico pós consumo, deve contemplar em seu escopo as particularidades de processo, ligeiramente diferente do utilizado para óleos vegetais pré-uso, assim como a etapa de coleta da matéria-prima, tecnologia utilizada para a produção do combustível e a fase de uso do biodiesel e respectivas emissões.

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Esse trabalho prende-se principalmente à etapa de coleta, etapa pela qual se tem maiores informações pelo fato de ser a fase desta ACV para a qual já se tem dados coletados até o momento.

2. Materiais e Métodos O trabalho está organizado em etapas, segundo a definição do escopo. A unidade funcional foi estabelecida como sendo a produção de uma tonelada de biodiesel por semana. Dessa forma todas as etapas estão condicionadas para satisfazerem essa condição. 2.1 Etapa de coleta do óleo de fritura Cenários de coleta podem ser necessários pelo fato de haver diferentes circuitos estipulados com vantagens distintas. Por isso, alguns critérios listados a seguir devem ser considerados para minimizar consumos desnecessários e respectivas emissões. 1. Rota pré-determinada, com previsão de consumo de combustível e distância percorrida; 2. Caminhão partindo vazio e retornando com carga máxima, visando a diluição das emissões por quantidade de carga;

2.2 Etapa de adequação da matéria prima. Tal etapa trata de promover a matéria prima a condições que visem o maior rendimento da reação de produção de biodiesel. Tais processos são a retirada do excesso de água por aquecimento e evaporação e verificação do índice de acidez. A acidez deve-se encontrar em proporções menores que 3mgKOH/g de óleo. Caso a concentração esteja superior a esse valor, deve-se promover primeiramente a reação de esterificação, que agirá nos ácidos graxos livres, esterificando-os (produção de biodiesel a partir de ácidos graxos), e após isso se procede a transesterificação (produção de biodiesel a partir de triglicerídeos). 2.3 Etapa de produção do Biodiesel A produção do biodiesel se procede em regime de batelada, onde a matéria prima deve ser adicionada ao reator, juntamente com álcool e catalisador alcalino, com aquecimento a 60oC. A reação se promove pelo tempo de 1h. No entanto, a etapa de adequação da matéria prima define qual o processo a se promover: esterificação e transesterificação ou apenas a segunda, de acordo com o índice de acidez. 2.4 Etapa de testes da queima do biodiesel Após a produção, serão promovidos testes de queima com o biodiesel para caracterizar os gases de combustão, em motores de bancada e gerador elétrico de bancada, com capacidade para avaliação de consumo, potência e caracterização e quantificação de emissões durante a queima. Os dados coletados nesta etapa alimentarão fluxos materiais e energéticos para distintos cenários para o uso (ou não) do biocombustível produzido para alimentar etapas do processo global, como a etapa de coleta ou mesmo a etapa de produção do biodiesel como fonte de aquecimento e trabalho mecânico.

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3. Resultados e discutições Por se tratar de um trabalho que está em construção e por isso constantemente sendo remodelado de acordo com as necessidades do projeto, se deterá nesse momento sobre a etapa de coleta de matéria prima, cujos dados então parcialmente disponibilizados e juntamente com demais valores coletados na literatura, permitem levantar um modelo para a montagem de balanços mássico e energético dessa etapa e seu correspondente impacto ambiental, após interpretação. Essa etapa é caracterizada principalmente pelos fluxos relacionados ao transporte e sua especificidade. Os valores fazem parte estudos, onde fez considerações acerca das características do caminhão que transporta óleo de fritura. Dessa forma, utilizando alguns desses valores, fixou se o caminhão como Euro 3, com capacidade máxima de 3300Kg. Esse caminhão é abastecido com diesel, com teor de 500ppm de enxofre e o mesmo vai sendo carregado ao longo do trajeto que, neste caso, é de 239Km. Essa etapa, para satisfazer a unidade funcional, produção de uma tonelada de biodiesel por semana, deve ser recolher 908Kg de óleo de fritura por semana. Sendo assim, cerca de 82,63Kg em media de material deve ser coletado em cada ponto, sendo um total de 12 os pontos de coleta. Como não se tem informações da geração de óleo por ponto de coleta, estabeleceu-se que cada ponto contribui com uma massa se óleo de fritura segundo esse valor médio. Então, a carga do caminhão é acrescida desse valor a cada abastecimento, ate se somar o valor da unidade funcional. Nesse trajeto há pontos (B, C, D, E, F, G, H, I, K, J, L, M e N) que podem ser próximos entre si ou distantes dos demais. A Tabela 1 a seguir mostra os trajetos de um ponto a outro (LJ, IH, por exemplo) e suas distâncias. Pelo fato dessas diferentes distâncias, distintas também serão as considerações de emissão de cada trajeto. Assim, levou-se em consideração a localidade onde o caminhão transita entre os pontos de coleta, sendo perímetro urbano ou vias de alta velocidade, cujos consumos em combustíveis são diferentes dependendo das características do trajeto. Dessa forma, esses trajetos mais longos (LJ, JM, NI e BK) onde a velocidade excede muito as velocidades médias do perímetro urbano, considerou-se que o caminhão percorre maior proporção do percurso nessa velocidade maior. A partir das considerações realçadas acima, os impactos ambientais associados a etapa de coleta está atrelada apenas ao consumo de diesel, uma vez que demais impactos, como manutenção, e demais desgastes de pneu e motor são diluídos ao longo do uso repetitivo dessa etapa. As demais etapas estão ainda sendo modeladas e dessa forma os valores são ainda inconsistentes e devem ser ajustados para serem mais bem trabalhados.

Tabela 1: distância entre os pontos de coleta de óleo de fritura.

Trajetos

LJ

JM

MN

NI

IH

HG

GF

FD

DC

CE

EB

BK

Dist.*

48,2

26,2

15,4

3,5

8,70

11,1

3,50

3,50

2,80

5,20

2,10

108

*distância (Km)

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No entanto sabe-se que a etapa de caracterização da matéria prima é de fundamental importância, pois a partir dela se estabelece a sistemática para a próxima etapa, a de produção de biodiesel, onde se tem as reações de esterificação e transesterificação ou apenas a segunda. O que concluirá o uso das duas reações ou apenas uma é exatamente a análise das características do óleo de fritura, sendo assim, ambas as etapas estão relacionadas. A agregação dessas informações também está diretamente ligada a consumo de insumos e energia e correspondentes emissões e/ou impactos ambientais. A última etapa, caracterização do produto da queima, é feita em um analisador de gases, a partir do qual se tem dados medidos diretamente do motor e gerador e suas proporções, tornando-se possível quantificar o impacto da queima do biocombustível e sua interação com o sistema global.

4. Conclusão O método EDIP 2003, usado para etapa de coleta resultou, obviamente, em impactos associados apenas ao consumo de diesel a partir da queima de diesel, sendo todo o impacto remetido a aquecimento global. Porem tal impacto pode ser alterado com a aplicação do biocombustível produzido pelo próprio sistema. A etapa de queima responde o quão positivo ambientalmente é o uso de parte do biocombustível pelo próprio sistema na etapa de coleta, minimizando os impactos ambientais globais. Tal analise está em desenvolvimento e comporá os resultados em breve.

5. Referências BOQUERO, G; Esteban, B.; Riba, J. R.; Rius, A.; Puig, R. An evaluation of the life cycle cost of rapeseed oil as a straight vegetable oil fuel to replace petroleum diesel in agriculture. Biomass and Bioenergy, v32, p. 3687–3697, 2011. BOUAID, A.; Diaz, Y.; Martinez, M.; Aracil, J. Pilot plant studies of biodiesel production using Brassica carinata as raw material. Catalysis Today, v106, p. 193–196, 2005. BÖRJESSON, P. Good or bad bioethanol from a greenhouse gas perspective – What determines this? Applied Energy, v86, p. 589–594, 2009. CANAKCI, M. The potential of restaurant waste lipids as biodiesel feedstocks. Bioresource Technology, v98, p.183–190, 2007. COSTA, Ronaldo, S. Implementação de Mini-Usina Piloto para obtenção de Biodiesel a partir de óleos de frituras usados. Porto Alegre. 2011. 87p. Dissertação (mestrado em Engenharia de Materiais). Faculdade de Engenharia, Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul, Brasil ESTORTI, Gabriela M. E. Análise exergética do óleo de cocção utilizado para produção de biodiesel em uma planta piloto. Porto Alegre. 2011. 33p. Trabalho de Conclusão de Curso. Faculdade de Química, Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul. ESTEBAN, B.; Boquero, G.; Puig, R.; Riba, J. R.; Rius, A. Is it environmentally advantageous to use vegetable oil directly as biofuel instead of converting it to biodiesel? Biomass and Bioenergy, v32, p. 1317–1328, 2011. FELIZARDO, P.; Correia, M. J. N.; Raposso, I.; Mendes, J. F.; Berkemeier, R.; Bordado, J. M. Production of biodiesel from waste frying oils. Waste Management, v26, p.487–494, 2006 PEREIRA, C. L. F.; Ortega, E. Sustainability assessment of large-scale ethanol production from sugarcane. Journal of Cleaner Production. v18, p.77–82, 2010. SIMONE, M.; Bientinesi, M.; Nicolella, C.; Petarca, L. Integration of a small biofuel refinery in a rural context. Chemical engineering research and design, v87, p.1191–1205, 2009. VARANDA, M. G.; Pinto, G.; Martins, F. Life Cicle Analysis of biodiesel production. Fuel Processing Technology, v92, p.1087–1094, 2011.

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