Gestão de resíduos sólidos urbanos entre dez capitais brasileiras - alternativas para um modelo de planejamento e gestão

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Setembro de 2014 Nº 33

Expediente Editora Geral

Conselho Editorial

Maria do Carmo Martins Sobral

Arlindo Philippi Jr, Adriana Rosseto, Asher Kiperstock, Carlos Alberto Cioce Sampaio, Cleverson Vitorio Andreolli , Eliza Maria Xavier Freire, Fabiano Toni, Jorge Tenório, Leandro Gonçalves Oliveira, Marco Antonio Almeida de Souza, Marco Aurélio da Silva Carvalho Filho, Maria de Lourdes Florencio, Miguel Mansur Aisse, Luiz Carlos Beduschi Filho, Wanderley da Silva Paganini

Editor Executivo Valdir Fernandes

Editores Internacionais Günter Gunkel - Alemanha Manuela Morais - Portugal Oscar Parra - Chile Jose Alfaro Joins - EUA

Editores Nacionais Armando Borges de Castilhos Jr Francisco Suetônio Bastos Mota Mário Augusto Gonçalves Jardim Tadeu Fabrício Malheiros Maurício Dziedzic Márcia Maria Rios Ribeiro

Coordenação Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental - ABES

Presidente Nacional da ABES Dante Ragazzi Pauli

Responsável Allan Rodrigues

Submissão de artigos, dúvidas e sugestões: [email protected] Instruções para autores clique aqui Esta é uma publicação em parceria com o Instituto de Ciência e Tecnologia em Resíduos e Desenvolvimento Sustentável - ICTR www.ictr.org.br

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Editorial

A

Associação Brasileira de Engenharia Ambiental (ABES) vem ampliando nos últimos anos suas atividades apresentando um perfil amplo e multidisciplinar incorporando não apenas a visão da Engenharia Sanitária, mas expandindo a área de conhecimento, passando a abranger a Engenharia Ambiental. Essa nova inserção se reflete no aumento de artigos relacionados à temática ambiental que vem sendo submetidos e publicados nos Congressos nacionais e regionais, bem como na Revista de Engenharia Sanitária e Ambiental (ESA). No cenário atual, de grandes pressões antrópicas sobre os ecossistemas brasileiros, é importante conduzir estudos que incentivem e trabalhem com a ideia de uso sustentável dos recursos naturais, bem como pesquisas que abrangem diferentes áreas do conhecimento voltadas a um mesmo objetivo de desenvolvimento sustentável do país. Os avanços tecnológicos e sociais vivenciados no Brasil e no exterior dos últimos anos tem refletido em mudanças de paradigmas e direcionamentos da ciência voltados para incorporação de novos temas relevantes e atuais como a gestão de recursos naturais, mudanças climáticas, governança ambiental, prestação de serviços ecossistêmicos, gestão de conflitos, entre outros. Diante desta demanda significativa de artigos na área de meio ambiente pela comunidade científica acadêmica, bem como pelos atores governamentais e empresariais, a ABES decidiu contribuir para a produção e divulgação do conhecimento científico relacionado às ciências ambientais, com a preocupação crescente, advindas da utilização racional dos recursos naturais e suas relações com o desenvolvimento tecnológico de forma sustentável. Neste contexto, a ABES passa a partir desta edição a incorporar a Revista Brasileira de Ciências Ambientais - RBCiamb, editada em parceria com o Instituto de Ciência e Tecnologia em Resíduos e Desenvolvimento Sustentável - ITCR, que vinha assumindo essa revista desde sua criação em 2005. Durante esses dez anos de existência, a RBCiamb recebeu cerca de 800 artigos submetidos, dos quais 218 foram publicados em 32 edições. Além disso, o grande volume de submissões, de mais de 2090 (dois mil e noventa) artigos submetidos à revista Engenharia Sanitária e Ambiental, sendo mais de 300 na área de meio ambiente, desde que a Revista ESA foi incorporada ao Sistema de submissão online do Scielo, estimularam também esta iniciativa de incorporação desta nova revista com visão interdisciplinar da temática ambiental, que contou com a discussão e adesão de todo Conselho Editorial e Diretoria. A revista RBCiamb seguirá com grandes temas voltados à Área Ambiental: Políticas e Gestão Ambiental; Recursos Naturais e Ambientais; Controle da Poluição; Gestão de Recursos Hídricos; Tecnologias Ambientais; Mudanças Climáticas e Poluição do Ar; Gestão de Resíduos Sólidos e Governança; Percepção e Educação Ambiental. A revista ESA seguirá com temas mais focados na Engenharia Sanitária, como: Água, Sistema de Abastecimento e Tratamento, Águas Residuárias, Coleta e Transporte, Tratamento de Esgoto Sanitário, Tratamento de Efluentes Industriais, Reúso de Águas, Lodo de Estação de Tratamento, Resíduos Sólidos Urbanos e Industriais. Esta nova Revista da ABES é direcionada para profissionais de diversas áreas de conhecimento com atuação interdisciplinar e visões distintas que convergem para a temática ambiental. Esta medida se enquadra na estratégia de atendimento às demandas do público alvo da ABES que vem se expandindo da academia e profissionais relacionados à engenharia sanitária e ambiental, para incluir também os envolvidos nos programas de Pós-Graduação de Ciências Ambientais, além de profissionais dos Órgãos Públicos, Consultorias e Organizações não governamentais que atuam na temática ambiental. Acreditamos que esta nova iniciativa propiciará a ampliação dos espaços de atuação e divulgação da ABES, contribuindo para o desenvolvimento sustentável do país, Contamos com a participação ativa de todos os senhores que fazem da ABES uma das maiores e mais consolidadas associações profissionais brasileiras. Dante Ragazzi Pauli Presidente Nacional da ABES

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ÍNDICE 01-COMPARAÇÃO ENTRE OS PROCESSOS DE COMPOSTAGEM CONVENCIONAL E MECANIZADA NO TRATAMENTO DE RESÍDUOS DE RÚMEN BOVINO Comparison between conventional and mechanized composting process in bovine rumen and waste treatment Priscila Ribeiro dos Santos Marcela de Felicio Moreira Maria Cristina Rizk 13-ESTIMATIVA DA GERAÇÃO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS COMO SUBSÍDIO PARA AÇÕES VOLTADAS À SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL Generation Estimate of Municipal Solid Waste as Subsidy Actions Aimed to Environmental Sustainability David Montero Dias Carlos Barreira Martinez Raphael Tobias de Vasconcelos Barros 23- CARACTERIZAÇÃO DE INDICADORES DE DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL NA RELAÇÃO SAÚDE E AMBIENTE POR MEIO DAS DOENÇAS RELACIONADAS AO SANEAMENTO AMBIENTAL INADEQUADO (DRSAI) Characterization of indicators of sustainable development in health and environmental value through environmental sanitation related diseases inappropriate (DRSAI) Gerciene de Jesus Miranda Lobato Mário Augusto Gonçalves Jardim 32- NOVOS INDICADORES PARA A AVALIAÇÃO DE IMPACTOS SÓCIO AMBIENTAIS DA INOVAÇÃO TECNOLÓGICA EM AGROINDÚSTRIAS DE REAPROVEITAMENTO DE RESÍDUOS. APLICAÇÃO NA AGROINDÚSTRIA DE COCO New indicators for the socio-environmental impact assessment of technological innovation in waste reuse agro industries. Coconut agro industries applications. Melba Garcia Velasco Francisco H. Martinez Luzardo Fermin G. Velasco

45-GESTÃO INTEGRADA EM UNIDADES DE CONSERVAÇÃO: ESTUDO DE CASO DO PARQUE ESTADUAL DE PORTO FERREIRA Integrated management in protected areas: case study of Porto Ferreira State Park Mayra Cristina Prado de Moraes Kaline de Mello Rogério Hartung Toppa 60- ATRIBUTOS QUÍMICOS DO SOLO DE MANGUEZAIS SOB CONDIÇÕES DE VARIAÇÃO SAZONAL Attributes chemical manguezais soil with variations on seasonal conditions Marina Lopes de Souza Maria Aurora da Mota Maria de Lourdes Pinheiro Ruivo Rosecélia Moreira Castro José Francisco Berredo Paulo Jorge Oliveira de Souza Adriano Marlisom Leão de Souza 73-ANÁLISE DO PROCESSO PARTICIPATIVO NA AVALIAÇÃO AMBIENTAL ESTRATÉGICA NO BRASIL Analysis of participatory process in the strategic environmental assessment in Brazil Maria José Ferreira Berti Nemésio Neves Batista Salvador 85-ALTERAÇÕES QUÍMICAS EM SOLO OCUPADO POR CEMITÉRIO HORIZONTAL NO NORTE DO RIO GRANDE DO SUL Chemical changes in soil occupied for cemetery horizontal in rio grande do sul – north Pedro Daniel da Cunha Kemerich Willian Fernando de Borba Natana Schmachtenberg Cristiane Graepin Carlos Eduardo Balestrin Flores Guilherme Barros Ademir Eloi Gerhardt

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100-PERCEPÇÃO AMBIENTAL E EDUCAÇÃO PATRIMONIAL: ESTUDO DE CASO SOBRE A CONSERVAÇÃO DO PATRIMÔNIO PALEONTOLÓGICO Environmental perception and heritage education: a case study on paleontological heritage and your conservation Marcelo de Oliveira Soares Wedja Suhelen Paes da Silva Luana Kelly Ferreira da Silva Thais Chaves da Silva

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GESTÃO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS EM CAPITAIS BRASILEIRAS ALTERNATIVAS PARA UM MODELO DE GESTÃO Urban solid waste management in Brazilian capital cities - alternatives for a model of management Christian Luiz da Silva Gabriel Massao Fugii Alain Hernández Santoyo Nadia Solange Bassi Marta Chaves Vasconcelos

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COMPARAÇÃO ENTRE OS PROCESSOS DE COMPOSTAGEM CONVENCIONAL E MECANIZADA NO TRATAMENTO DE RESÍDUOS DE RÚMEN BOVINO Comparison between conventional and mechanized composting process in bovine rumen and waste treatment Priscila Ribeiro dos Santos Engenheira Ambiental, Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” – Faculdade de Ciências e Tecnologia, campus de Presidente Prudente, Departamento de Planejamento, Urbanismo e Ambiente. E-mail: [email protected]

Marcela de Felicio Moreira Engenheira Ambiental, Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” – Faculdade de Ciências e Tecnologia, campus de Presidente Prudente, Departamento de Planejamento, Urbanismo e Ambiente. E-mail: [email protected]

Maria Cristina Rizk Professor Assistente Doutor, Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” – Faculdade de Ciências e Tecnologia, campus de Presidente Prudente, Departamento de Planejamento, Urbanismo e Ambiente. E-mail: [email protected]

RESUMO A agroindústria brasileira apresenta grande potencialidade na produção de alimentos, especialmente no ramo da carne bovina, levando ao aumento da geração de resíduos sólidos, como o resíduo ruminal. Tal resíduo é gerado em grandes proporções durante os processos de abate de bovinos, podendo ocasionar contaminação, degradação ambiental ou ainda danos à saúde pública, quando não tratado. Fato que justifica o estudo de práticas de reciclagem, como a compostagem. No desenvolvimento deste trabalho foi realizado o processo de compostagem para tratamento do resíduo ruminal bovino gerado num frigorífico, utilizando-se o sistema convencional de leira aerada por revolvimento manual e o sistema mecanizado de reator acoplado a um compressor, permitindo a aeração do sistema. Para o ajuste inicial dos parâmetros da compostagem, foi incorporado o resíduo de casca de café. Os parâmetros determinados no monitoramento do processo de compostagem foram: pH, umidade, carbono orgânico, nitrogênio e relação C/N. Pelas análises realizadas durante o monitoramento de ambos os sistemas, notou-se que o pH se manteve alcalino e apresentou apenas pequenas variações; a umidade apresentouse elevada no início dos estudos; ocorreram variações significativas nas concentrações de nitrogênio; as reduções de carbono orgânico não se apresentaram elevadas; e, ainda, os compostos finais produzidos mostraram-se adequados para serem utilizados como adubo orgânico. Quanto as principais diferenças dos sistemas mecânico e convencional, verificou-se que a leira teve maior redução de carbono orgânico ao longo do tratamento e menor relação C/N final quando comparada ao reator. Palavras-chave: resíduo ruminal; compostagem; leira aerada; reator; adubo orgânico.

ABSTRACT The Brazilian agroindustry has a high potentiality in food production, especially in the segment of bovine meat, which leads to the increase of solid residues generation, like the ruminal residue. This residue is generated in large proportions during the bovine slaughter process, and it can lead to environmental degradation and contamination, or even damage to the public health, when not treated. Fact that justify studying practices of recycling, like composting. In the development of this work it was done the process of composting to the treatment of the ruminal residue produced in a slaughterhouse, using the conventional system of aerated pile through manual mixing and the mechanized system of reactor coupled to a compressor, enabling the aeration of the system. For the initial adjustment of the composting parameters, it was incorporated the residue of coffee husks. The parameters determined during the monitoring of the composting process were: pH, moisture, organic carbon, and nitrogen C/N ratio. With the analyses obtained during the monitoring of both systems, it was noticed that the pH kept on alkaline levels with small variations; the moisture was high at the beginning of the study; there were significant variations in nitrogen concentrations; the decrease of organic carbon was not high; besides that, both composts produced were appropriate to be used as organic compost. The main differences in conventional and mechanized systems were that the pile had a better reduction of organic carbon during the process and a lower final C/N ratio when compared to the reactor. Keywords: ruminal residue; composting; aerated pile; reactor; organic compost.

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INTRODUÇÃO O segmento industrial da cadeia produtiva de carne bovina contribui sistematicamente para a geração de grandes quantidades de resíduos líquidos e sólidos, produzidos desde a extração da matéria-prima até as etapas do processo industrial, como o resíduo ruminal bovino. Este resíduo é um dos resíduos gerados em matadouros frigoríficos de bovinos que requer especial atenção no que se refere ao seu gerenciamento, devido à elevada umidade do material e a dificuldade de destino do mesmo (ROSA, 2009). De acordo com Ferreira (1997) apud Morales (2006), o resíduo ruminal, retirado dos animais logo após o abate, consiste em alimentos parcialmente digeridos, sendo que um animal de 400 kg produz em média 25 kg deste resíduo. Segundo Zimmermann e Eggersglüβ (1986) apud Tritt e Schuchardt (1992), o conteúdo ruminal não tratado deve ser considerado como um risco epidemiológico, já que pode conter raros tipos de salmonela, assim como bactérias, vírus e parasitas em números alarmantes, do ponto de vista epidemiológico. E ainda a destinação inadequada de tal resíduo, sem que se conheçam suas características agronômicas, pode levar a alterações das características dos solos e a outras degradações ambientais (TRAUTMANN-MACHADO et al., 2009). Sua composição é basicamente de forrageiras (capim) parcialmente digeridas, utilizadas na alimentação animal, e ainda sal mineral, fornecido como complemento alimentar aos animais. Assim, por ser material basicamente orgânico, é passível de ser tratado por meio de processos como a compostagem. Já a casca de café é basicamente um resíduo vegetal ligninocelulósico da agroindústria (FERNANDES e SILVA, 1997), além de ser rica em matéria orgânica e ser fonte natural de potássio e nitrogênio (TONACO et al., 2010). Fernandes e Silva (1999) relatam os resíduos vegetais como os mais importantes resíduos estruturantes utilizados na compostagem, e dentre eles está a casca de café, com as funções de conferir integridade estrutural à mistura a ser compostada, absorver o excesso de umidade e ainda equilibrar a relação C/N da mistura.

A compostagem consiste num processo biológico de decomposição controlada da fração orgânica biodegradável contida nos resíduos, caracterizando-se pela produção de CO2, vapor de água, liberação de substâncias minerais e formação de um composto orgânico estável denominado húmus (SOUZA, 2005; BERNAL et al., 1998). Assim, ela permite a agregação de valor devido à transformação de resíduos potencialmente poluidores em composto orgânico e ainda contribui para um saneamento eficaz. Este processo é desenvolvido por uma colônia de microrganismos, o qual é afetado por qualquer fator que atinja a atividade microbiológica, dentre estes fatores, os mais importantes são: aeração, temperatura, teor de umidade, concentração de nutrientes e pH (VERAS e POVINELLI, 2004; COSTA, 2005). O processo de compostagem pode ocorrer por dois métodos: método natural – a fração orgânica é disposta em pilhas (leiras) de formato variável. A aeração é conseguida por revolvimentos periódicos, com o auxílio de equipamentos apropriados. O tempo para que o processo de complete varia de três a quatro meses, e, método acelerado – a aeração é forçada por tubulações perfuradas, sobre as quais se colocam as pilhas de resíduos em reatores, dentro dos quais são colocados os resíduos, avançando no sentido contrário ao da corrente de ar. O tempo total de compostagem varia de dois a três meses (D’ALMEIDA e VILHENA, 2000). Dos métodos de compostagem apresentados, o de leiras revolvidas é o mais simples e se dá geralmente ao ar livre. Elas se caracterizam principalmente pelo baixo investimento inicial, simplicidade de operação, uso de equipamentos simples, e possibilidade de rápida diminuição do teor de umidade das misturas devido ao revolvimento; porém o efeito do revolvimento é limitado (FERNANDES e SILVA, 1999). Já a compostagem realizada em reatores, oferece a possibilidade de maior controle sobre todos os fatores importantes para o processo e menor influência dos fatores climáticos. Além disso, devido à homogeneidade do meio, inclusive com relação à temperatura, a compostagem em reatores também é tida como mais eficiente no controle dos patógenos. Outra característica desta alternativa é a maior facilidade para controlar odores, pois o sistema é fechado e a aeração controlada (FERNANDES e SILVA, 1999).

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OBJETIVOS O presente estudo teve como objetivo estudar o processo de compostagem para o tratamento de rúmen bovino, utilizando-se os métodos manual e mecanizado, a fim de se conhecer a qualidade do composto produzido em cada um dos tratamentos.

MATERIAIS E MÉTODOS O resíduo ruminal bovino foi coletado no setor da “linha verde” de um frigorífico. Em função de sua elevada umidade para o início do tratamento por compostagem, houve a necessidade de incorporação de outro resíduo para adequação de tal parâmetro, optando-se pelas cascas de café, que foram coletadas numa cooperativa agrária de cafeicultores. O rúmen foi coletado em tambores metálicos de 200 litros, as cascas de café em sacos de aproximadamente 25 kg e encaminhados para o local de tratamento.

Compostagem convencional O sistema de compostagem convencional foi realizado numa leira com 175 quilos de resíduos, que foram dispostos em camadas. A proporção da mistura de resíduos foi de 85% de rúmen e 15% de casca de café. Essa proporção foi determinada após ensaios experimentais preliminares que variaram a porcentagem de rúmen e de casca de café, visando a adequação da mistura em termos de umidade para o início do tratamento por compostagem. A Figura 1 apresenta uma foto do processo estudado em leira de compostagem. A leira de compostagem foi construída sobre uma lona plástica com 1,20 metros de comprimento x 0,90 metros de largura x 0,50 metros de altura (aproximadamente), caracterizando um processo em pequena escala. A aeração foi realizada por meio de revolvimento manual com auxílio de pás. No início do processo a aeração era feita todos os dias; após 15 dias de compostagem, o revolvimento passou a ser feito a cada quatro dias, e posteriormente, com 50 dias de compostagem, semanalmente. Nos dias de precipitações pluviométricas, a leira era coberta com lona plástica a fim de evitar a penetração descontrolada de água e a perda de material.

Compostagem mecanizada O sistema de compostagem mecanizada foi constituído por um reator aerado construído em bombona plástica de 200 litros com tampa. A aeração ocorria cinco vezes por semana, três vezes ao dia durante 15 minutos, para isso o reator possuía uma série de furos laterais por onde passavam mangueiras ligadas a um compressor de ar. Assim era possível a aeração do composto em

diversos pontos, o que permitiria uma aceleração do processo de decomposição aeróbia da matéria orgânica. Além disso, o reator possuía em sua base uma torneira plástica para a retirada do possível chorume formado durante o processo. A Figura 2 apresenta uma foto do processo estudado em reator mecanizado. A proporção da mistura de resíduos no reator também foi de 85% de rúmen e 15% de casca de café, totalizando 50 Kg de resíduos que foram dispostos em camadas no interior do reator.

Monitoramento dos processos A leira e o reator foram monitorados a cada 15 dias por meio da análise de pH, umidade, carbono orgânico, nitrogênio e relação C/N. As amostras foram coletadas por meio de amostragem composta. O tempo total de tratamento do rúmen bovino incorporado à casca de café foi de 105 dias, quando se verificou a estabilização do processo. O pH foi determinado em solução de cloreto de cálcio (CaCl2), conforme procedimento estabelecido por Kiehl (1985) e as medidas de pH foram realizadas num pHmetro de bancada, marca HANNA – modelo HI-221. A determinação da umidade e carbono orgânico foi realizada pelo método de calcinação proposto por Kiehl (1985). O nitrogênio Kjeldahl (nitrogênio orgânico e amoniacal) foi determinado pela metodologia descrita pelo Instituto Adolfo Lutz (IAL, 1985).

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RESULTADOS E DISCUSSÃO Na Tabela 1 estão apresentados os resultados da caracterização da mistura dos resíduos de rúmen e casca de café. O valor do pH da mistura de resíduos mostrou-se neutro, e, portanto, dentro da faixa considerada ótima para o desenvolvimento da maioria das bactérias, contribuindo para uma degradação acelerada do material orgânico e favorecendo a compostagem (PEREIRA NETO, 2004). Quanto à umidade, pode-se observar que a mistura apresentou valor elevado de 76,1%. Elevados teores de umidade, superiores a 65%, fazem com que a água ocupe os espaços vazios do meio, impedindo a livre passagem do oxigênio, o que poderá provocar aparecimento de zonas de anaerobiose (FERNANDES e SILVA, 1999). Assim, pode-se dizer que a mistura dos materiais não proporcionou um ajuste adequado para início do tratamento, porém esperava-se que a realização de uma aeração mais intensa no início da compostagem provocasse um ressecamento da massa de compostagem (TSUTIYA et al., 2002) e esse parâmetro se ajustasse rapidamente. Kiehl (1985) considera os teores de matéria orgânica superiores a 61% como “alto nível”. Assim, as altas concentrações de matéria orgânica e carbono orgânico presentes na mistura favorecem seu tratamento por meio da compostagem, por ser basicamente um processo biológico de decomposição de materiais orgânicos por microrganismos. É desejável que o teor de nitrogênio inicial esteja entre 1,2 e 1,5% e o valor encontrado (1,5%) estava dentro dessa faixa. Como os microrganismos absorvem o carbono e o nitrogênio numa proporção de 30/1, essa é a proporção ideal para os resíduos (OLIVEIRA et al., 2008), e também a proporção encontrada na mistura dos resíduos estudados neste trabalho. A Figura 3 apresenta o monitoramento do pH ao longo do processo de compostagem na leira e no reator. Verifica-se que houve uma rápida elevação de pH nos 15 primeiros dias. O pH saiu da condição de neutralidade e atingiu um valor alcalino (aproximadamente 9,5) durante o período em que predominou a fase termófila na leira e no reator. De acordo com Fernandes e Silva (1999) a passagem para a fase termófila, fase inicial em que o material em

compostagem atinge sua temperatura máxima (> 40 ºC) e é degradado mais rapidamente, é acompanhada de rápida elevação do pH que se explica pela hidrólise das proteínas e liberação de amônia. Assim, normalmente o pH se mantém alcalino (7,5-9,0) durante essa fase. Mesmo com o passar da fase termófila o pH da leira continuou apresentando elevações até os 45 dias, porém de maneira mais suave, atingindo valores próximos a 10,0. Até os 105 dias de compostagem, este parâmetro se manteve sem variações significativas finalizando o tratamento na leira com valor de pH 9,7. Por sua vez, o reator apresentou certa estabilidade nos seus valores de pH desde os 15 dias de compostagem, permanecendo todos os resultados numa faixa entre 8,9 e 9,6. Estudando a compostagem com vários tipos de resíduos, incluindo a casca de café, Paiva (2008) relata que durante a maior parte do tempo de compostagem o pH se manteve alcalino com máximo de 9,0, e, ainda afirma que esse resultado pode indicar formação de gás amônia o qual pode ser perdido por volatilização. Porém, ao longo do processo de compostagem deste estudo não foram observadas quantidades baixas de nitrogênio, indicando que não houve perdas significativas desse elemento. Com a estabilização do composto a ser produzido espera-se que o valor de pH esteja entre 8,0 e 9,0 (KIEHL, 1998). Apesar disso, o pH final de ambos os sistemas de tratamento se mostraram um pouco acima de 9,0. A Figura 4 apresenta o monitoramento da umidade ao longo do processo de compostagem na leira e no reator. Durante o monitoramento houve formação de chorume, com presença de larvas na leira e no reator, devido à elevada umidade dos resíduos no início do experimento. Porém, com a redução acentuada da umidade o chorume cessou durante os 10 primeiros dias. Morales (2006), também observou a formação de chorume na primeira semana de compostagem, decorrente da alta umidade do resíduo ruminal visto que as leiras foram manejadas em pátio coberto, e, portanto, ficavam protegidas da chuva. Como observado na Figura 4 esse parâmetro sofreu reduções acentuadas, assim a leira e o reator apresentaram umidade de 48,2% e 61,4 %, 4

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respectivamente, aos 30 dias. Ou seja, ambos já se encontravam próximos da faixa considerada ideal para desenvolvimento da compostagem, entre 40 e 60% (MARAGNO et al., 2007). Foi necessária a adição de água a leira aos 45 dias de tratamento, pois esta alcançou valor próximo de 40%. Após a adição, pôde-se observar um pico no valor de umidade e posteriormente, nova queda, requerendo assim outra intervenção na umidade. Aos 105 dias foi obtido o valor 58,0% de umidade na leira. Por ser um sistema fechado, mais preservado das condições ambientais e climáticas, os resíduos perderam umidade mais vagarosamente no reator do que na leira, assim foi necessário o ajuste desse parâmetro (adição de água) após 60 dias de tratamento. E ao fim do tratamento o reator alcançou valor de 49% de umidade. A Figura 5 apresenta o monitoramento do carbono orgânico na leira e reator ao longo do estudo. No período inicial da compostagem (fase de degradação rápida) a atividade microbiana é mais intensa, assim os microrganismos termofílicos predominam e atacam as substâncias mais facilmente degradáveis, como carboidratos simples e nitrogenados solúveis. Posteriormente, a intensidade das reações químicas e a atividade microbiana diminuem, pois as substâncias de rápida degradação vão se esgotando (BRITO, 2008; FERNANDES e SILVA, 1999). Dessa maneira, durante o início do processo de compostagem (fase termofílica) na leira, houve a redução mais acentuada de carbono partindo de valores próximos a 49 e atingindo 45,5%. Em seguida, notaram-se reduções mais suaves de carbono ao longo da compostagem, e ao fim do processo, o valor de carbono orgânico da leira foi de 39,1%. Da mesma forma que na leira, o reator apresentou reduções muito suaves de carbono orgânico ao longo do processo de compostagem, e praticamente nula nos primeiros 15 dias. Em sistemas mecanizados, a umidade superior a 65% pode causar aglomeração do material em compostagem e, assim, restringir a injeção do fluxo de ar pela massa (SWEETEN e AUVERMANN, 2008). Portanto, essa estabilidade inicial do carbono orgânico do reator pode ser explicada pela falta de oxigênio no sistema, já que nos primeiros 15 dias a umidade manteve-se superior a 65%.

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Ao fim do processo, o reator apresentava valor superior de carbono orgânico do que aquele apresentado pela leira, sendo de 43,5 %. Resíduos com grande teor de celulose e lignina podem influenciar na velocidade de compostagem e nas características físicas e químicas do produto obtido (BRITO, 2008). Portanto, a redução lenta e baixa de carbono tanto no método manual, quanto no método mecanizado, pode ser devido aos elevados teores de celulose e lignina do rúmen e da casca de café. No estudo de compostagem de rúmen de Morales (2006), é possível observar que a redução de carbono orgânico do resíduo ao fim do processo (105 dias) foi de 7%, já o presente estudo teve uma redução de aproximadamente 10% na leira e 6% no reator. O monitoramento do nitrogênio na leira e no reator pode ser visto na Figura 6. A leira apresentou diminuição no teor de nitrogênio aos 15 dias, variando de 1,5 para 1,2%. Após isto, a quantidade de nitrogênio sofreu pequenos acréscimos durante o tratamento, exceto entre 60 e 75 dias que permaneceu estável em 1,6%. Próximo ao fim do tratamento, entre 90 e 105 dias, notou-se os maiores valores de nitrogênio na leira, atingindo 2,4%. Já o reator apresentou certa estabilidade em suas concentrações de nitrogênio nos primeiros 45 dias. Até os 75 dias, houve quedas na quantidade de nitrogênio, chegando a valores abaixo de 1%. Porém, próximo ao final do processo de compostagem, os teores de nitrogênio começaram a aumentar chegando ao valor de 2%, comportamento semelhante ao ocorrido na leira. De acordo com Veras e Povinelli (2004), o nitrogênio pode apresentar maior variabilidade em seu conteúdo quando comparado a outros nutrientes como fósforo e potássio. É o elemento que mais facilmente se perde por volatilização, e aumentos também podem ocorrer pela conversão por organismos especializados, do N2 gasoso em compostos utilizáveis. Apesar da variabilidade nas concentrações de nitrogênio, não foram percebidas perdas significativas a ponto de se gerar prejuízos à compostagem. Ainda segundo Veras e Povinelli (2004), a presença de água ajuda na retenção da amônia (NH3), pois esse gás combinando-se com a água, produz o elemento químico hidróxido de amônio ou amoníaco. E como observado à umidade manteve-se alta na maior parte do processo. 5

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O monitoramento da relação C/N da leira e do reator pode ser visto na Figura 7. Os microrganismos necessitam de nutrientes para seu crescimento, prioritariamente de carbono, que serve como fonte de energia para a oxidação metabólica; e nitrogênio, essencial na síntese de proteínas, ácidos nucléicos, aminoácidos e enzimas (SILVA et al., 2003). A leira teve um pequeno aumento na sua relação C/N aos 15 dias de tratamento, atingindo seu valor mais alto de 36,8/1. Após esse dia, a relação começou a reduzir lentamente, e aos 60 dias uma maior redução pôde ser notada. A relação C/N da leira aos 105 dias de tratamento foi de 16,7/1. Na fase de bioestabilização ou sem cura, a relação C/N do composto deve ser de 18/1 ou mais estreita (SILVA, 2008). Logo, o valor obtido se encontra nesta fase. O reator apresentou leves acréscimos e reduções da relação C/N até os 45 dias de compostagem. Em seguida, aumentos consecutivos fizeram com que a relação C/N fosse de 53,7/1 aos 75 dias. Aos 90 dias, o valor reduziu drasticamente para 22,3/1. Aos 105 dias de tratamento, a relação permaneceu praticamente constante de 21,5/1. Apesar da relação C/N no início da compostagem estar entre 30 e 40/1, considerada uma faixa ideal para Pereira Neto e Mesquita (1992), a relação C/N da leira e do reator variou muito ao longo dos 105 dias do processo. Ainda assim, os valores da relação C/N atingidos por ambos os sistemas estão bem próximos (reator) e dentro da faixa considerada ideal (leira) para o fim da compostagem.

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A Tabela 2 apresenta os valores dos compostos produzidos na leira e no reator, bem como os parâmetros estabelecidos no Anexo III da Instrução Normativa n° 25 de 23/07/2009 do Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento que estabelece as especificações dos fertilizantes orgânicos mistos e compostos (BRASIL, 2009). O pH estabelecido pela Instrução Normativa deve ser no mínimo 6,0. Tanto na leira como no reator, os valores obtidos foram em torno de 9, estando assim dentro do estabelecido. O valor final de umidade da leira se apresentou acima dos valores estabelecidos pela Instrução Normativa n° 25 de 23/07/2009, que determina valor máximo de 50%. Porém, como percebido no estudo, o resíduo pode perder sua umidade facilmente atingindo valores menores que o padrão. No reator a umidade de 49,0% estava adequada. A Instrução Normativa n° 25/2009, estabelece que o parâmetro carbono orgânico seja no mínimo 15%, com isso, verifica-se que a leira e reator estão em acordo com a normativa. Quanto aos valores de nitrogênio, estes também se encontram em acordo (mínimo de 0,5%). Com relação ao parâmetro C/N, a leira atingiu valor inferior (16,7/1) ao máximo estabelecido (20/1), entrando em conformidade com a norma. O valor de C/N obtido no reator está próximo a esse limite, podendo atingir o limite desejável em pouco tempo.

CONCLUSÕES Após a realização deste estudo, pode-se dizer que devido à presença de compostos de difícil degradação no rúmen bovino, como lignina e celulose, assim como nas cascas de café, a degradação do carbono orgânico não foi tão eficiente como esperado, mesmo com a microbiota natural favorável ao processo.

porém a leira apresentou uma degradação um pouco maior do que a do reator; o nitrogênio e a relação C/N mostraram grandes variações, mas com resultados satisfatórios ao fim do tratamento. Além disso, os sistemas mecânico e convencional produzir um produto final passível de ser usado como adubo orgânico.

Em relação à adoção do sistema manual e mecanizado, verificou-se que não houve diferenças significativas nos resultados ao longo do monitoramento do processo. Como pode ser notado em ambos os sistemas o pH se manteve alcalino durante praticamente toda a compostagem; a umidade apresentou quedas significativas ao longo do processo, e assim, houve a necessidade de ajustes neste parâmetro; o carbono orgânico foi degradado de maneira suave e lenta,

Conclui-se, também, que os resultados obtidos com este estudo revelaram que os compostos produzidos pela leira e pelo reator se encontram dentro ou bem próximos dos valores estabelecidos pela Instrução Normativa n° 25 de 23/07/2009. Sendo que apenas os parâmetros umidade da leira e relação C/N do reator estão pouco acima do regulamentado pela norma.

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Assim, o processo estudado pode ser considerado uma das alternativas para tratamento do rúmen bovino, promovendo um saneamento eficaz e viabilizando o

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aproveitamento desse tipo de resíduo gerado em frigoríficos.

AGRADECIMENTOS Os autores agradecem a Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo pelo apoio financeiro.

TABELAS Tabela 1 – Caracterização da mistura dos resíduos

Parâmetros pH Umidade (%) Matéria Orgânica (%) Resíduo Mineral (%) Carbono Orgânico (%) Nitrogênio (%) Relação C/N

Mistura de Resíduos: 85% Rúmen; 15% Casca de Café. 7,0 76,1 88,2 11,8 49,0 1,5 32,0

Tabela 2 – Valores finais dos compostos produzidos na leira e reator e os valores de referência da Instrução Normativa n° 25 de 23/07/2009

Parâmetros

Leira Reator

I. N. n 25/2009

pH

9,7

9,6

Mín. 6

Umidade (%)

58,0

49,0

Máx. 50%

Matéria Orgânica (%)

70,3

78,3

---

Resíduo Mineral (%)

29,7

21,7

---

Carbono Orgânico (%)

39,1

43,5

Mín. 15%

Nitrogênio (%)

2,4

2,0

Mín. 0,5%

Relação C/N

16,7

21,5

Máx. 20/1

FIGURAS Figura 1 – Compostagem convencional em leira

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Figura 2 – Compostagem mecanizada em reator

Figura 3 – Monitoramento do pH na leira e reator 14 12 10

pH

8 6

Leira - 85% Rúmen; 15% Casca de café

4

Reator - 85% Rúmen; 15% Casca de café

2 0 0

15

30

45

60

75

90

105

Tempo de compostagem (dias) Figura 4 – Monitoramento da umidade na leira e reator 100 90 80

Umidade (%)

70

60 50 40 30

Leira - 85% Rúmen; 15% Casca de café

20

Reator - 85% Rúmen; 15% Casca de café

10 0 0

15

30

45

60

75

90

105

Tempo de compostagem (dias)

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Figura 5 – Monitoramento do carbono orgânico na leira e reator

Carbono Orgânico (%)

100 90

Leira - 85% Rúmen; 15% Casca de café

80

Reator - 85% Rúmen; 15% Casca de café

70

60 50 40 30 20 10 0 0

15

30

45

60

75

90

105

90

105

Tempo de compostagem (dias)

Figura 6 – Monitoramento do nitrogênio na leira e reator 5,0 Leira - 85% Rúmen; 15% Casca de café

4,5 4,0

Reator - 85% Rúmen; 15% Casca de café

Nitrogênio (%)

3,5

3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

15

30

45

60

75

Tempo de compostagem (dias)

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Figura 7 – Monitoramento da relação C/N na leira e reator

100 Leira - 85% Rúmen; 15% Casca de café

90

Reator - 85% Rúmen; 15% Casca de café

80

Relação C/N

70

60 50 40 30 20 10 0 0

15

30

45

60

75

90

105

Tempo de compostagem (dias)

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ESTIMATIVA DA GERAÇÃO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS COMO SUBSÍDIO PARA AÇÕES VOLTADAS À SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL Generation estimate of municipal solid waste as subsidy actions aimed to environmental sustainability David Montero Dias Engenheiro civil pela UFRJ, especialista em análise de sistemas pela UCAM-RJ, mestre e doutor em saneamento, meio ambiente e recursos hídricos pela UFMG, analista de planejamento e gerente de relações institucionais do IBGE. E-mail: [email protected] Carlos Barreira Martinez Professor associado da UFMG e Coordenador do Centro de Pesquisas Hidráulicas e Recursos Hídricos. Engenheiro civil pela Faculdade de Engenharia Civil de Itajubá, mestre em engenharia mecânica pela Universidade Federal de Itajubá e doutor em planejamento de sistemas energéticos pela UNICAMP. E-mail: [email protected] Raphael Tobias de Vasconcelos Barros Professor adjunto da UFMG, sendo pesquisador e autor de livros na área de resíduos sólidos. Engenheiro civil pela UFMG, mestre em hidráulica e saneamento pela Universidade de São Paulo - USP São Carlos, doutor pelo Institut National des Sciences Apliquées de Lyon – INSA,

RESUMO A gestão de resíduos sólidos urbanos (RSU) é uma das variáveis que influenciam a sustentabilidade ambiental dentro dos objetivos do milênio previstos pelo Programa das Nações Unidas para o Desenvolvimento, a serem alcançados até 2015. Os RSU, se inadequadamente manejados, oferecem grandes riscos à saúde, além da contaminação ambiental. Visando contribuir com a mitigação desses malefícios, este artigo propõe um modelo para estimar a geração futura dos RSU, o qual considera o tamanho, e a renda das classes socioeconômicas em uma determinada região, segundo cenários socioeconômicos projetados. Assim, os gestores passam a contar com uma ferramenta de projeção que subsidiará o dimensionamento da infraestrutura operacional a ser implantada nas várias etapas da gestão dos RSU. O estudo oferece ainda um cenário hipotético de inclusão das populações nas classes de consumo, mostrando o eventual impacto a ser registrado na geração de RSU em 2015 no município do Rio de Janeiro. Palavras-chave: Sustentabilidade ambiental, geração de resíduos sólidos urbanos, cenários socioeconômicos.

ABSTRACT Municipal solid waste management (MSW) is one of the variables that influence environmental sustainability within the Millennium Development Goals provided by the United Nations Development Program, to be achieved by 2015. The MSW, if improperly managed, offer great risks health, and environmental contamination. To contribute to the mitigation of these evils, this article proposes a model to estimate the generation of MSW. The model considers the size and the income of socioeconomic classes in a given region, according a projected socioeconomic scenario. Thus, managers now have a projection tool that will subsidize the sizing of the operational infrastructure to be implemented at various stages of MSW management. The study also offers a hypothetical scenario which considers the increase of populations in the consumer’s categories, demonstrating the possible impact to be recorded in MSW generation in 2015 in the city of Rio de Janeiro. Keywords: Environmental socioeconomics scenarios

sustainability,

solid

waste

management,

E-mail: [email protected]

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INTRODUÇÃO Os municípios brasileiros ainda têm longo caminho a percorrer para que a Política Nacional de Resíduos Sólidos, estabelecida pela Lei 12.305/10, torne-se uma realidade sustentada. Como se sabe, essa Lei prevê a elaboração de planos municipais (e também para grandes produtores) de resíduos sólidos, os quais devem observar, dentre outros princípios, a prevenção e a precaução, o poluidor-pagador e a visão sistêmica na gestão, tudo isso considerando variáveis ambientais, sociais, culturais, econômicas, tecnológicas e de saúde pública, além do desenvolvimento sustentável (BRASIL, 2010). Um dos objetivos a ser explicitado como conteúdo mínimo era que não existissem mais lixões a céu aberto até o ano de 2014 1 . Porém, segundo a Pesquisa Nacional do Saneamento Básico, em 2012 mais da metade das cidades ainda destinava seus resíduos aos chamados “lixões” (IBGE, 2012). Resíduos sólidos são subprodutos inevitáveis das atividades humanas. No entanto, o desenvolvimento econômico e social brasileiro tem favorecido a elevação dos padrões de consumo por parte das populações das regiões metropolitanas, resultando em um crescimento na quantidade e complexidade dos resíduos sólidos urbanos (RSU) gerados, sobretudo em áreas urbanas. Esse aumento da geração de resíduos pode ocasionar graves problemas sanitários e ambientais, principalmente nos países em desenvolvimento, nos quais ainda se observa pouca capacidade por parte do poder público – notadamente de prefeituras municipais - e participação incipiente da população em se lidar adequadamente com esse tipo de problema (RATHI, 2007). Aliada a uma crescente urbanização, que ultrapassou 84% da população do país em 2010 (IBGE, 2012), a geração de RSU nos principais centros urbanos brasileiros manifesta-se em médias que superam 1,2 kg/hab.dia. Essa quantidade é equivalente à verificada em alguns países desenvolvidos e revela hábitos de consumo e descarte que ainda não refletem políticas ou campanhas voltadas ao consumo racional ou redução do volume de resíduos gerados (ABRELPE, 2010).

Assim, o gerenciamento dos resíduos sólidos urbanos (GRSU) apresenta-se como um dos desafios a serem enfrentados pelos responsáveis na gestão do território. Consequentemente, torna-se necessário desenvolver metodologias que tenham como objetivo o auxílio à tomada de decisão nos processos inerentes ao GRSU, os quais envolvem o processamento e análise de dados distribuídos espacialmente (ORNELAS, 2011). A questão da produção de RSU vem ganhando espaço nas discussões políticas e econômicas, articulando-se com temas como a saúde, o planejamento urbano e a ocupação do solo urbano (BARROS, 2012) 2. No âmbito da cidade do Rio de Janeiro, por exemplo, a Companhia Municipal de Limpeza Urbana (COMLURB), pertencente à prefeitura do município, já tem adotado procedimento sistemático para acompanhamento da produção de seus resíduos sólidos na cidade. Segundo informações divulgadas pela COMLURB, percebe-se um aumento da produção de resíduos sólidos pelas comunidades, aliado a uma expansão na cobertura da população atendida pelo serviço público de coleta convencional (COMLURB, 2010). A visão do GRSU no Brasil ainda está calcada em preocupações higienistas, que continuam decerto válidas, mas que são limitadas diante das imposições que a problemática ambiental traz. Como já mencionado, a Lei nacional 12.305/10 traz princípios e diretrizes modernas e sintonizadas com entendimentos aceitos em países avançados, que esbarram em dificuldades práticas de tempo, de recursos financeiros e humanos, além de maus hábitos da população (BRASIL, 2010). Imaginar que o simples fato de construir aterros, ainda que sanitários, vá resolver a questão dos RSU é privilegiar o lado corretivo da gestão, quando o ideal é atuar na prevenção. A destinação adequada é apenas uma parte do processo do equacionamento da questão, devendo ser cada vez mais reduzida, sendo que a não geração ou minimização da geração deveria ser prioridade, seguidas do imperativo da reciclagem. Assim, muito mais que corresponder e responder às constatações da realidade, a boa gestão dos resíduos sólidos é aquela que pondera e equilibra, de modo

1

O estado de Minas Gerais criou em 2003 o programa “Minas sem lixões”, objetivando erradicar os lixões de seus 853 municípios até 2010. Ainda que haja avanços significativos (em 2013 mais de 67% da população estadual já estava servida por aterros sanitários e controlados) - principalmente ao se considerar os números nacionais -, por inúmeras razões os prazos ainda têm sido dilatados (FIP, 2013).

2

Dentre os fatores que influenciam a produção de RSU estão o aumento da renda per capita em paralelo à diminuição relativa de custos de produção, às modificações comportamentais da população, aos apelos consumistas e às facilidades do descarte.

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ajustado às condições econômicas, políticas e sociais da população, em certo período, suas etapas3 de modo a obter os resultados mais convenientes (BARROS, 2012). Concentrar esforços e investimentos na construção de aterros sanitários, menosprezando as etapas a montante da disposição, pode até ser uma boa solução sanitária, por sua vez, do ponto de vista ambiental, torna-se equivocado e acanhado. Outra vertente investigativa pode ser desdobrada quando se pensa na produção de RSU. Trata-se do potencial de geração de emprego e renda proveniente das atividades de coleta, seleção e reciclagem, principalmente em uma realidade como a do Brasil, na qual ainda se constatam grandes disparidades socioeconômicas nas populações urbanas. Nesse sentido, pesquisa do Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada (IPEA), que aborda o retorno sobre serviços ambientais, aponta benefícios potenciais anuais estimados na ordem de R$ 8 bilhões, caso hipoteticamente todos os resíduos sólidos fossem reciclados. No entanto, tal valor é descartado nos aterros e lixões, em função da baixa taxa de reciclagem registrada no País (IPEA, 2011). Este estudo vai ao encontro do entendimento dos mecanismos que regem a produção RSU, o qual se torna primordial para o planejamento e gestão sanitária e ambiental das regiões metropolitanas a fim de que os objetivos do milênio4 possam ser alcançados em sua plenitude. Por fim, explicita-se que este trabalho objetiva discutir algumas condições no processo de geração de resíduos sólidos urbanos, propondo um modelo para estimativa da produção de RSU como subsídio aos tomadores de decisão e às ações voltadas à sustentabilidade ambiental.

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MATERIAIS E MÉTODOS Adotou-se o caso do município do Rio de Janeiro como exemplo para análise. Baseados nos dados locais de população, renda e produção de resíduos sólidos, foram feitas simulações a partir de um equacionamento que sugere ser razoável, tento em vista a alta correlação verificada entre as variáveis dependente e explicativa. A partir da sistematização dos dados obtidos em fontes oficiais como o Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE), Associação Brasileira de Empresas de Pesquisa (ABEP), IPEA e a COMLURB, discutiu-se e avaliou-se o modelo de previsão de demanda baseado em características socioeconômicas da população. A estrutura das classes sociais no Brasil ainda é um conceito em fase de desenvolvimento e consolidação. Algumas instituições e entidades estabelecem critérios que buscam caracterizar as classes socioeconômicas, relacionando-as à renda familiar, nível de educação e propriedade de bens duráveis. Basicamente, as classes são comumente identificadas como: Classe Alta – aqueles de grande riqueza, influência e prestígio; Classe Média Alta – aqueles de alta qualificação, liberdade e autonomia; Classe Média – aqueles profissionais de qualificação intermediária, nem sempre superior, com rendas moderadas; Classe Trabalhadora – aqueles operários com salários modestos e Classe Baixa – pobres, membros sem instrução ou socialmente marginalizados (BRESSER-PEREIRA, 1981). A flexibilidade existente nos critérios de classificação social permite que diversas instituições definam suas próprias classes sociais. Um dos critérios mais bem aceitos por estudiosos e pela comunidade econômica brasileira como um todo é o Critério de Classificação Econômica Brasil (CCEB) publicado periodicamente pela, o qual define as classes chamadas de A, B, C, D e E, fundamentado em uma escala de pontuação que utiliza, além da renda, características familiares como nível de instrução do chefe do domicílio e posse de bens duráveis. No município do Rio de Janeiro, a população apresenta-se distribuída conforme mostra a Tabela 1 (ABEP, 2012).

3

Ressalta-se aqui a hierarquia da gestão: não produzir, reduzir, reciclar, tratar e dispor. 4 Os objetivos do milênio constituem em acabar com a fome e a miséria; educação básica de qualidade para todos; igualdade entre sexos e valorização da mulher; redução na mortalidade infantil; melhoria da saúde de gestantes; combate a AIDS, malária e outras doenças; qualidade de vida e respeito ao meio ambiente; trabalho pelo desenvolvimento (PNUD, 2013).

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Tabela 1 – Rendas familiares mensais médias e distribuição da população entre cada faixa de corte do CCEB no Rio de Janeiro – vigência 2012

Classe socioeconômica

Renda familiar mensal média (R$)

Distribuição (%)

A1

12.926

0,3

A2

8.418

3,5

B1

4.418

7,7

B2

2.565

17,5

C1

1541

26,8

C2

1024

26,3

D

714

17,0

E

477

0,9

O serviço de coleta convencional de RSU é realizado pela COMLURB no Rio de Janeiro, que utiliza caminhões compactadores com capacidades de carga, em peso e em volume, definido e regulado pela Agência Nacional de Transportes Terrestres (ANTT). Além dos caminhões, caçambas estacionárias são empregadas nos casos de vilas e comunidades de difícil acesso O instrumento de controle da quantidade de RSU produzidos e coletados é a balança rodoviária. Ao entrarem nos aterros ou áreas de deposição, os caminhões são pesados antes da descarga e após a descarga. Por diferença, apura-se o quantitativo de resíduos sólidos descarregado em massa. É considerada ainda a coleta seletiva de papel, metal, plástico, vidro e de resíduos orgânicos realizadas em feiras e sacolões, além de outros resíduos específicos (COMLURB, 2010). Algumas variáveis usadas na determinação da taxa de coleta ou limpeza pública, em vários países, são o tamanho e o padrão do acabamento construtivo de cada unidade residencial, sua região de localização, o consumo de água, o número de moradores por domicílio e a disponibilidade de equipamentos urbanos que auxiliam os serviços públicos, como lixeiras, etc. (BARROS, 2012). No tocante ao custo do serviço de coleta de resíduos sólidos para o contribuinte brasileiro, cabe ressaltar que, nos principais municípios brasileiros, cada imóvel cadastrado na prefeitura paga uma taxa de coleta de

RSU, a qual é atrelada ao imposto de propriedade territorial urbano (IPTU) e baseada na frequência semanal de realização deste serviço. Ressalta-se que o IPTU usualmente incorpora componentes como tamanho, padrão de acabamento, localização da edificação para atribuição de seu valor. Considerando essa modalidade de custeio, uma análise no sentido da aplicação da tarifa por volume ou por massa de RSU coletada e sua possível evolução tarifária fica em segundo plano, uma vez que a taxa de coleta é cobrada de forma única, independentemente do quantitativo de RSU produzidos em cada domicílio individualmente. Os dados da COMLURB foram obtidos em relatórios anuais de atividades que especificam quantitativos mensais coletados em todas as regionais administrativas do município e posteriormente foram confrontados com a renda média das populações apurada segundo a Pesquisa Mensal de Emprego (PME) divulgada mensalmente pelo IBGE (IBGE, 2010). Desta forma, a partir de regressões estatísticas, realizadas sobre uma dispersão de pares de dados renda per capita (R$/hab.mês) versus massa de resíduo sólido per capita coletada (kg/hab.dia), obteve-se o modelo matemático, conforme mostrado pela Figura 1, que relaciona os quantitativos coletados de RSU com a população e seus respectivos níveis de renda auferidos por habitante (DIAS, 2012).

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Figura 1 – Modelo de geração de RSU obtido por regressão a partir da dispersão de renda per capita versus geração per capita de resíduos sólidos 1,30

kg/hab.dia

1,20 1,10 1,00 0,90 0,80 0,70

y = -5E-08x2 + 0,0006x + 0,2848 R² = 0,8525

0,60 0,50 0,40

R$/hab.mês

0,30 100

400

700

1.000

1.300

1.600

1.900

2.200

Portanto, para que se estime um quantitativo de geração de resíduos sólidos em um ambiente urbano, deve-se alimentar o modelo com os dados da população estabelecidos segundo um cenário socioeconômico futuro, de acordo com as variáveis descritas na equação (1). n

C = Σ P * ( - 0,00000005 x2 + 0,0006 x + 0,2848 )

(1)

i

na qual, C = quantitativo total produzido de resíduo sólido domiciliar por dia (kg/dia). x = renda per capita mensal média de cada extrato socioeconômico arbitrado (R$/mês). P = população existente em cada extrato socioeconômico arbitrado na região considerada. i = quantidade de faixas socioeconômicas arbitradas, variando de 1 a n.

RESULTADOS E DISCUSSÃO Inicialmente, destaca-se o coeficiente de correlação (R2) da equação (1) que se mostra satisfatoriamente elevado, denotando boa aderência entre a dispersão dos pares de variáveis e a curva ajustada por regressão matemática. Para um horizonte temporal de curto prazo, devem-se considerar aspectos da dinâmica demográfica em decurso na capital carioca nos próximos anos desta década. Dados do Censo de 2010 dão conta de significativa redução nas taxas de fecundidade (IBGE, 2012): desta feita, a partir da observação da Figura 2, pode-se projetar o tamanho da população carioca. Esse exercício mostra que para o ano de 2015 a população do Município do Rio de Janeiro alcançará um montante em torno 6.495.000 habitantes, estando distribuída entre as classes socioeconômicas, conforme proporções mostradas na Figura 3.

Figura 2- Evolução da população do Rio de Janeiro Evolução populacional - Município do Rio de Janeiro 7.000.000

6.000.000

5.000.000

4.000.000 y = -711,97x 2 + 3E+06x - 3E+09 R2 = 0,9941

3.000.000

2.000.000 1945

1955

1965

1975

1985

1995

2005

2015

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Figura 3 – Proporção percentual das classes socioeconômicas no Rio de Janeiro, em cada ano.

No tocante à economia, programas e políticas governamentais vêm sendo aplicados no sentido de se alcançar uma melhor distribuição de renda e redução da pobreza das populações, a exemplo, dentre outros, do Programa Bolsa Família, que transfere diretamente renda, beneficiando famílias em situação de pobreza e extrema pobreza em todo o país (MDS, 2014). Acrescenta-se a isso a estabilidade monetária derivada do Plano Real, lançado a partir de 1994, aportando ganhos de renda a estratos menos favorecidos da população que se manifestam, entre outros aspectos, num incremento da produção de resíduos sólidos superior ao crescimento vegetativo da população (SLU, 2013). Portanto, se mantido o atual nível de mobilidade socioeconômica entre classes sociais no Brasil, torna-se natural esperar evoluções nos padrões de comportamento e de consumo das pessoas, copiando fenômenos semelhantes à realidade de outros países.

Aliado a isso, era meta governamental manter o PIB brasileiro em ritmo de crescimento de pelo menos 4%, no período 2011-2014, resultando em um aumento real acumulado de renda da ordem de 21,6%, se considerada a data base do ano de 2010. No entanto, os resultados econômicos ao longo de 2013 baixaram essa expectativa, mas mesmo assim constatou-se ganho de renda acumulada no período de 2010 a 2013 de 10,15% (BACEN, 2014). Assim, diante do crescimento da população e do esperado aumento da renda, dentro dos parâmetros mencionados anteriormente, pode-se projetar um cenário socioeconômico conforme apresentado na Tabela 2. Ressalta-se que o cálculo do número médio de moradores dos domicílios de cada estrato socioeconômico foi obtido seguindo a respectiva estratificação das faixas de renda domiciliar, apuradas pelos dados do IBGE (2010).

Tabela 2 – Rendas familiares mensais médias e distribuição da população entre cada faixa de corte do CCEB no Rio de Janeiro, projetadas para o ano de 2015.

Classe socioeconômica

Renda familiar mensal média projetada (R$)

Distribuição da população entre classes socioeconômicas (%)

Média de moradores por domicílio

A1

17.477,68

0,9

3,09

A2

9.853,24

5,1

2,93

B1

5.545,26

13,7

2,99

B2

2.831,03

19,3

3,15

C1

1.692,29

31,8

3,08

C2

1.135,09

21,0

2,86

D

751,86

8,0

2,69

E

490,29

0,2

2,47

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Cabe ressaltar ainda que, nesse caso, considera-se que a mobilidade entre as classes sociais ficará dentro das mesmas taxas de crescimento e tendência observadas no interstício 2000-2010, conforme mostra a Figura 3. Nota-se um aumento das classes C1 e C2, em particular no período considerado, e uma diminuição das classes D e E. Isso causa impacto evidente no consumo de determinados produtos, com os bens duráveis, que atualmente tem vida útil cada vez mais curta, tornandose rapidamente “rejeito” a ser gerenciado de modo adequado. Além disso, permite-se inferir que bens de

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consumo supérfluos, como produtos ligados à moda e à beleza, tenham suas presenças incrementadas, gerando o descarte de embalagens e recipientes. A partir da aplicação da equação (1), diante da realidade projetada, pode-se calcular o impacto na produção dos RSU domiciliares no Rio de Janeiro, conforme mostra a Tabela 3. Em 2009, segundo a Prefeitura Municipal do Rio de Janeiro (RIO, 2012), a COMLURB contabilizou uma média mensal de 132.445,33 toneladas de resíduos sólidos domiciliares urbanos coletados.

Tabela 3 – Apuração do quantitativo futuro de geração de resíduos sólidos domiciliares no município do Rio de Janeiro para o ano de 2015

Classe socioeconômica

População projetada

Renda média mensal per capita projetada (R$)

Massa produzida (kg/dia)

A1

58.456

5.656,21

121.522,58

A2

331.248

3.362,88

575.404,14

B1

889.823

1.854,60

1.090.552,57

B2

1.253.546

898,74

982.349,78

C1

2.065.428

549,45

1.237.960,65

C2

1.363.962

396,88

702.514,60

D

519.604

279,5

233.091,87

E

12.990

198,5

5.221,10

Total

6.495.056

A projeção da produção de RSU utilizando a equação (1) para o ano de 2015 ficou em 1.806.245 toneladas. Portanto, o impacto a ser absorvido representa 13,6% de acréscimo no quantitativo de RSU coletado na Capital em 2009. Esse percentual deve ser previsto no dimensionamento de toda a infraestrutura operacional de coleta, manejo e disposição dos resíduos sólidos. Estaria a cidade preparada para este impacto de tamanha grandeza? Apresentam-se três linhas de raciocínio para equacionar a questão, relativamente óbvias, porém não excludentes. Primeira, aperfeiçoar as capacidades existentes das instalações, equipamentos e mão-deobra, melhorando sua administração. Segunda, investir em uma ampliação gradual dos sistemas, aumentando os equipamentos e instalações. Terceira, uma combinação das anteriores. Em qualquer dessas hipóteses, a participação ativa da população no sentido da diminuição da produção sob a forma de consumo consciente, perpassando pelo adequado condicionamento ou colaboração individual ao se fazer triagem na fonte, torna-se imprescindível.

1.806.245 t/ano Ainda que esta simulação se concentre no atendimento consequente do incremento da demanda, ressalta-se que se torna necessária uma gestão com caráter além do operacional, colocando-se em pauta discussões sobre a adoção de estratégias que privilegiem a redução da produção de resíduos sólidos. A problemática ambiental vai além, impondo a aplicação de princípios como o da precaução, da proximidade e do poluidor-pagador. Do contrário, imaginar que aterros gigantescos resolvem a questão pode configurar-se em uma ação insuficiente. Conforme mencionado na introdução deste texto, este estudo limitou-se a analisar variáveis socioeconômicas, que não são as únicas influenciam a produção e gestão de resíduos sólidos, mas que se constituem como maiores intervenientes na gestão do RSU. Portanto, em caso de sofisticação deste estudo, devem-se incorporar mais variáveis no equacionamento proposto pelo modelo.

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CONCLUSÕES Assim, caso o montante dos investimentos na infraestrutura de todas as etapas de gerenciamento do RSU não seja adequado, o crescimento econômico pode impactar a sociedade negativamente por deficiências no serviço de coleta dos resíduos sólidos. Por se tratar de serviço essencial, o gerenciamento da produção de resíduos sólidos deve ser incorporado à gestão pública continuamente, independente da esfera e dos períodos de mandatos políticos. As projeções derivadas deste estudo mostram necessidades de ampliação e de melhor eficiência de todos os serviços de limpeza, notadamente as coletas convencional e seletiva, que naturalmente não podem acontecer sem um aumento da reciclagem e das capacidades dos aterros sanitários.

Espera-se que a Política Nacional de Resíduos Sólidos consiga fazer valer seus conceitos, salientando a racionalização da produção e a valorização da produção dos RSU. Se de fato houver uma gestão eficiente, mesmo que a produção de RSU cresça a fração destinada a aterramento tenderá a diminuir. A metodologia desenvolvida neste trabalho pode ser usada por gestores públicos nos níveis municipal, estadual e federal para planejar ações de investimento. Com a ferramenta é possível realizar acompanhamento sistemático e conjuntural, para garantir o atendimento estrutural prazo relativamente longo.

AGRADECIMENTOS Os autores agradecem ao Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) pelo apoio dispensado à realização desta pesquisa.

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Armazem

de

dados.

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CARACTERIZAÇÃO DE INDICADORES DE DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL NA RELAÇÃO SAÚDE E AMBIENTE POR MEIO DAS DOENÇAS RELACIONADAS AO SANEAMENTO AMBIENTAL INADEQUADO (DRSAI) Characterization of indicators of sustainable development in health and environmental value through environmental sanitation related diseases inappropriate (DRSAI)

RESUMO Gerciene de Jesus Miranda Lobato Discente do Programa de PósGraduação em Ciências Ambientais – Mestrado. Universidade do Estado do Pará. Belém/Pará. E-mail: [email protected]

Mário Augusto Gonçalves Jardim Doutor em Ciências Biológicas. Museu Paraense Emílio Goeldi. Belém/ Pará. E-mail: [email protected]

Esse estudo objetiva avaliar as relações existentes entre saúde e meio ambiente por meio das DRSAI, com base nos Indicadores de Desenvolvimento Sustentável (IDS). Trata-se de pesquisa com fundamentação bibliográfica, onde as discussões foram validadas pelos indicadores do IBGE nos anos de 2002, 2004, 2008, 2010 e 2012. Excluiu-se 2006, porque não houve publicação referente. Na Região Norte houve evolução dos percentuais relacionados ao saneamento de 2002 a 2012, contudo o Pará apresenta percentuais mais baixos de população abastecida por rede geral de água nas áreas urbanas (59,9%), de atendimento por rede coletora de esgoto nos domicílios (2,7%) e maior número de internações por DRSAI, em que as doenças de transmissão feco-oral foram as principais causas de internações. Portanto, ainda persistem na Região Norte problemas relacionados à falta ou deficiência do abastecimento de água, ocasionando ônus aos serviços de saúde, já que tal região detém altas taxas de internações hospitalares. Palavras-chave: Doenças; Internações hospitalares; Região Norte.

ABSTRACT This study aims to evaluate the relationship between health and the environment through DRSAI based on Sustainable Development Indicators (IDS). This is research with bibliographic reasoning, where discussions were validated by IBGE indicators in the years 2002, 2004, 2008, 2010 and 2012. 2006 was excluded because there was no publication concerning. In the northern region there was an increase in the percentages related to sanitation from 2002 to 2012, yet the Pará has the lowest percentage of population served by general water supply in urban areas (59.9 %), care for the sewage disposal system in households (2.7 %) and a higher number of hospitalizations for DRSAI, in which diseases of fecal-oral transmission were the main causes of hospitalizations. Therefore persist in the Northern Region problems related to lack or deficiency of water supply, causing burden to health services, as this region has high rates of hospitalizations. Keywords: Diseases; Hospitalizations; Northern Region.

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INTRODUÇÃO Tem-se observado que a finalidade dos projetos de saneamento tem saído de sua concepção sanitária clássica, recaindo em uma abordagem ambiental que visa promover a saúde do homem relacionada à conservação do meio físico e biótico. Assim, o conceito de saneamento compreende os sistemas de abastecimento de água e esgotamento sanitário, a coleta e disposição de resíduos sólidos, a drenagem urbana e o controle de vetores (SOARES; BERNARDES & NETTO, 2002). A saúde humana é um processo que pode ser medido pela avaliação do maior ou menor sucesso do homem em suas diferentes interações com o meio ambiente (DIBOS, 1989). A maioria dos problemas sanitários que afetam a população mundial está intrinsecamente relacionada com o meio ambiente, por exemplo, a água servida à população pode ser um veículo de disseminação rápida de agentes infecciosos, causando surtos, principalmente quando o sistema de abastecimento distribui água fora dos padrões bacteriológicos de potabilidade (BARCELLOS & QUITÉRIO, 2006). As condições de vida e ambiente peculiares à região amazônica influenciam cotidianamente o desempenho das populações residentes, que coexistem com a falta de saneamento básico e suas consequências, com as endemias locais incluindo, as hepatites e a malária. Convivem ainda com as doenças que são decorrentes das circunstâncias penosas do trabalho na roça, no garimpo, no rio ou na floresta (CÂMARA & COREY, 1992). Uma das formas de se avaliar como as questões de saneamento influenciam na saúde humana, é por meio de indicadores, que são ferramentas constituídas por uma ou mais variáveis, que associadas através de diversas formas, revelam significados mais amplos sobre os fenômenos a que se referem.

Os Indicadores de Desenvolvimento Sustentável aqui analisado são publicações produzidas pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE. Esses indicadores permitem acompanhar a sustentabilidade do padrão de desenvolvimento brasileiro nas dimensões ambiental, social, econômica e institucional, fornecendo um panorama abrangente de informações, para subsidiar decisões em políticas para o desenvolvimento sustentável. Tais indicadores trazem em seu arcabouço teórico o saneamento na dimensão ambiental, abordando o acesso ao serviço de coleta de lixo doméstico; a destinação final do lixo; o acesso a sistema de abastecimento de água; o acesso a esgotamento sanitário e o tratamento de esgoto (IDS, 2002). Essa dimensão pode ser relacionada à dimensão saúde, especialmente com as DRSAI que foi inserida somente no IDS a partir do ano de 2004. As Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) são relevantes para o desenvolvimento sustentável. Abrangem diversas patologias, como as diarreias, a febre amarela, a leptospirose, as micoses e outras, que têm diferentes modos de transmissão. A presença de tais doenças como indicadores de desenvolvimento sustentável, permite visualizar a precariedade nos sistemas de abastecimento de água, esgotamento sanitário, coleta e destino final dos resíduos sólidos, drenagem urbana e higiene inadequada, o que se constituem risco para a saúde da população, sobretudo para as pessoas mais pobres vivendo em condições insalubres (IBGE, 2012). O objetivo deste trabalho foi avaliar as relações existentes entre a saúde e o meio ambiente por meio das Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) com base nos Indicadores de Desenvolvimento Sustentável.

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MATERIAL E MÉTODOS Trata-se de pesquisa bibliográfica e documental, na qual se buscou analisar os Indicadores de Desenvolvimento Sustentável (IDS) produzido pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) dos anos de 2002, 2004, 2008, 2010 e 2012. Com exceção da edição do ano de 2006 - que não foi avaliada porque não houve publicação dos indicadores foi realizados levantamento e coleta de informações de todos os outros indicadores publicados em que diz respeito à dimensão ambiental – saneamento e dimensão social - saúde.

A edição relativa ao ano de 2002 constituiu um ponto de partida, lançando para amplo debate um trabalho pioneiro de elaboração dos Indicadores de Desenvolvimento Sustentável para o Brasil, e, provocou o intercâmbio de ideias, buscando alcançar especial comunicação com o público não especializado. As edições dos anos de 2004, 2008 e 2010 ampliaram e aprimoraram o rol de indicadores. E a edição de 2012 atualiza os indicadores já publicados e introduzem novos, reafirmando assim, os objetivos inicialmente estabelecidos (IDS, 2012).

RESULTADOS E DISCUSSÃO Na Região Norte no que diz respeito ao saneamento na dimensão ambiental, nota-se que houve evolução nos anos de 2002 a 2012 (Figura 1). Resíduos sólidos, abastecimento de água e esgotamento sanitário fazem parte da infraestrutura urbana, sendo necessários ao ordenamento e planejamento das cidades por condicionar um ambiente de pior, ou melhor, qualidade (LIMA, 2013). Estes indicadores relacionam-se e contribuem para a promoção da saúde. Figura 1 - Saneamento na Região Norte para área urbana segundo os IDS (2002, 2004, 2008, 2010, 2012).

Nos anos de 2010 e 2012, não houve referência a dados para destino final do lixo coletado na Região Norte. Em 2012 há dados apenas para as Unidades da Federação, onde o Pará apresenta um dos menores percentuais (2,7%) de atendimento por rede coletora de esgoto nos domicílios. E em 2010, a Região Norte não é mencionada quanto ao esgoto coletado tratado. A coleta dos esgotos domésticos por si só, não é capaz de eliminar os efeitos ambientais nocivos decorrentes

do lançamento de esgotos em corpos d’água. Resíduos não coletados ou dispostos em locais inadequados, favorecem a proliferação de vetores de doenças, e, podem contaminar o solo e os corpos d’água. Além disso, a decomposição da matéria orgânica presente no lixo, por sua vez, origina gases associados ao efeito estufa. Segundo Santos et al. (2014), o lançamento indiscriminado dos resíduos no meio ambiente mantém-se como prática comum, podendo levar a um desequilíbrio do ecossistema. 25

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O tratamento do esgoto coletado é condição essencial para a preservação da qualidade dos corpos d’água receptores, para a proteção da população e das atividades que envolvem outros usos dessas águas, como, por exemplo, abastecimento humano, dessedentação de animais, irrigação, aquicultura e recreação. De modo geral na Região Norte, o Pará é um dos estados que apresenta percentuais mais baixos de população abastecida por rede geral de água nas áreas urbanas (59,9%). Em relação ao tratamento de esgoto em 2005, o percentual no Brasil foi de 61,6% e a Região Norte apresentou percentual inferior (50,7%). De 2002 a 2005, se observa que a proporção de esgoto tratado em relação ao total coletado nessa região apresenta menores percentuais em comparação as outras unidades da Federação. Por outro lado de 2006 a 2008, a Região Norte possui percentuais mais elevados de esgoto tratado do que a Região Sudeste.

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Norte (36,1%), Nordeste (44,3%) e Centro-Oeste (29,5%). As cidades, independente do tamanho e número de habitantes, produzem uma quantidade muito grande de lixo, que é consequência do padrão de vida urbano (LIMA, 2013). Por isso, o tratamento e a destinação adequados do lixo coletado, são condições essenciais para a preservação da qualidade ambiental e da saúde da população, facilitando o controle e a redução de vetores, e, por conseguinte, das doenças causadas por eles. A disposição inadequada de resíduos sólidos às margens de ruas ou cursos d’água, são práticas habituais que podem provocar, entre outras coisas, contaminação de corpos d’água, assoreamento, enchentes, poluição visual, mau cheiro e proliferação de vetores transmissores de doenças, tais como cães, gatos, ratos, baratas, moscas, vermes (MUCELIN & BELLINI,2008).

A disponibilidade de água facilita ou contribui para o desenvolvimento urbano, que leva em conta os recursos hídricos para a edificação das cidades (MUCELIN & BELINI, 2008). Toda água fornecida à população por rede de abastecimento geral tem de ser tratada e apresentar boa qualidade, porém em áreas urbanas nem sempre é satisfatória, pois o risco de contaminação de nascentes, poços, rios e lençóis freáticos é muito grande.

Analisando esses percentuais para Região Norte depreende-se que já houve avanços, mas, ainda a dimensão ambiental no que diz respeito ao saneamento, precisa de melhorias. Os serviços de saneamento precisam ser implementados de forma que sejam acessíveis a todos, pois as lacunas existentes geram consequências para os serviços de saúde a exemplo das internações por doenças relacionadas ao saneamento ambiental inadequado.

Em relação ao lixo, as observações verificadas a partir dos dados da Pesquisa Nacional de Saneamento Básico PNSB mostram que há um crescimento substancial da quantidade de lixo que recebe destinação final adequada, tendo alcançado em 2008, 66,4% do lixo coletado. Este resultado é ainda mais significativo quando se verifica que a quantidade total de lixo coletado cresceu mais de 50% neste período (PNSB, 2010).

As Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) só foram incorporadas nos IDS a partir de 2004 e em 2012 a análise da distribuição espacial das doenças mostra as desigualdades regionais e intrarregionais. Em 2010, enquanto na Região Norte, 691 pessoas foram internadas para cada 100 000 habitantes, na Região Sudeste, esse número chegou a 121. Em relação às Unidades da Federação, algumas atingiram valores superiores a 900 (Pará e Piauí), uma diferença em relação à média Brasil de aproximadamente 600 pessoas por 100 000 habitantes, enquanto São Paulo não alcançou 90 (IDS,2012).

O percentual de lixo coletado e adequadamente disposto é maior nas Regiões Sul e Sudeste do País, com respectivamente, 81,8% e 82,9%, e menor nas Regiões

As figuras 2, 3, 4 e 5, revelam os números de internações por Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado.

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Figura 2 - Doenças relacionadas ao saneamento ambiental inadequado – 2002. IDS (2004)

Figura 3 - DRSAI, total e por categorias de doenças – 2005. IDS (2008)

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Figura 4 - DRSAI, total e por categorias de doenças – 2008. IDS (2010)

Figura 5 - Internações hospitalares por DRSAI por 100 000 habitantes – 2010. IDS (2012)

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As Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) fazem parte da dimensão social dos Indicadores de Desenvolvimento Sustentáve (IDS), especificamente da área da saúde. E se constitui como um balizador da dimensão ambiental, pois onde há os maiores números de internações o acesso aos serviços de saneamento é menor, e isso se ratifica quando se analisa a Região Norte, Região Nordeste e Centro – Oeste por exemplo. Alguns estados dessas regiões apresentam proporções menores de moradores residentes em domicílios com rede geral de água (Rondônia, Pará e Acre), acesso a esgotamento sanitário adequado (rede geral ou fossa séptica - Goiás, Tocantins e Alagoas) e coleta de lixo (Piauí, Maranhão e Ceará) e com valores elevados de Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI) - mais de 400 internações/100 mil habitantes, acima da média brasileira. Na Região Norte, o estado do Pará apresenta o maior número de internações por Doenças Relacionadas ao Saneamento Ambiental Inadequado (DRSAI), com destaque para os anos de 2005 e 2008, onde as doenças de transmissão feco-oral foram as principais causas de internações (Figura 3 e 4). Estas doenças podem estar associadas ao abastecimento de água deficiente, esgotamento sanitário inadequado, contaminação por resíduos sólidos ou condições precárias de moradia. A precariedade nos sistemas de abastecimento de água, esgotamento sanitário, coleta e destino final dos resíduos sólidos, drenagem urbana, bem como a

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higiene inadequada, se constituem em risco para a saúde da população, sobretudo para as pessoas mais carentes dos países em desenvolvimento, que ainda ficam com sua dignidade afetada (IDS,2012). O estudo de Calijuri et al. (2009), no município de Tucuruí (PA), indicou problemas sanitário-ambientais inadequados a promoção da saúde, a exemplo, de esgoto e águas dos domicílios escoando em valas abertas pelos próprios moradores, e asseio diário realizado em igarapés que cortam o município e ou no rio Tocantins devido a interrupção frequente no abastecimento de água. Dengue, esquistossomose, hepatites virais são doenças veiculadas pela água, esgoto e resíduos sólidos presentes no cotidiano dos indivíduos,e, em especial, nos municipios em que o saneamento ainda é parcialmente ineficiente (LOPES et al., 2014). As doenças mediadas pela presença de vetores; pela deficiência ou falta de saneamento; pela ocupação do solo sem a infraestrutura adequada; pela exposição a radiações ionizantes; pela exposição humana a substâncias químicas utilizadas nos alimentos, na agricultura, no controle de vetores pela saúde pública; decorrentes da poluição industrial; dos desastres naturais e das tecnologias são testemunhas (indicadores) de uma crise civilizatória em que está inserida também a crise ambiental (AUGUSTO & MOISES, 2009). Assim, a conservação e a proteção do meio ambiente assumem papel decisório nas medidas relativas à promoção da saúde nas populações (CALIJURI et al., 2009).

CONCLUSÃO Os serviços de saneamento possuem relação direta com a saúde e geram impactos para o meio ambiente, além de fornecer indicativos importantes sobre a qualidade de vida da população. Os indicadores analisados sinalizam que a Região Norte apresenta os menores percentuais, o que consequentemente contribui para elevação do número de doenças, interferindo assim nas taxas de internações hospitalares.

drenagem, construção de aterros sanitários de forma clandestina e em local inapropriado. Atrelado a isso há insuficiência de recursos físicos e humanos, hospitais com contingente populacional superior a demanda estabelecida, unidades de saúde que priorizam o atendimento ambulatorial em detrimento das medidas de prevenção e controle de doenças e recursos financeiros mal direcionados.

Em termos de atenção à saúde, persistem nesta Região questões não solucionadas, como o desrespeito por parte da população com a educação ambiental e a falta de conhecimento sobre o saneamento básico culminando, entre outras coisas, no lançamento de resíduos sólidos nos rios, portos de embarque e desembarque de pessoas e produtos, ruas e canais de

A saúde é entendida como política de governo e não de estado, pois a cada nova eleição agenda, e, planos são modificados baseados em interesses e negociações partidárias, o que resulta em falta de compromisso com as políticas públicas implementadas.

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Persiste a falta de atuação dos cidadãos como agentes ativos a buscar respostas coerentes quanto ao não cumprimento das ações, a começar pela participação das reuniões do conselho e conferências de saúde e meio ambiente. Projetos de integração entre universidades, escolas e secretarias municipais que envolvam a população na produção do conhecimento e na execução de medidas precisam ser efetivados. Tais projetos podem versar sobre o reaproveitamento da água da chuva e do lixo, ou sobre a criação de sistemas produtivos em locais propícios ao acúmulo de resíduos e entulhos.

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Os processos de gestão, educação e sistemas de informação precisam ser aprimorados e atualizados, e as ações de vigilância sanitária, epidemiológica e ambiental necessitam ser fortalecidas, considerando as especificidades regionais, de modo a possibilitar a qualidade de vida e a conservação ambiental. Nesse sentido, os indicadores de desenvolvimento sustentável devem servir como instrumentos essenciais para guiar a ação, e, subsidiar o acompanhamento e a avaliação do progresso alcançado rumo ao desenvolvimento sustentável, devendo ser vistos como ferramentas de análise e implementação de políticas públicas mais coerentes com a realidade local.

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REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS AUGUSTO, L. G. da S. & MOISES, M. Conceito de Ambiente e suas Implicações para a Saúde. Caderno de Texto: Iª Conferência Nacional de Saúde Ambiental. Coordenação: GT Saúde e Ambiente da ABRASCO, 2009. BARCELLOS, C. & QUITÉRIO, L. A. D. Vigilância ambiental em saúde e sua implantação no Sistema Único de Saúde. Rev. Saúde Pública, v. 40, n.1, p. 170 - 177, 2006. CÂMARA, V. M & COREY, G. Epidemiologia e Meio Ambiente: o caso dos garimpos de ouro no Brasil. Metepec: Centro Panamericano de Ecologia Humana e Saúde/ECO/OPS; 1992. CALIJURI, M.L.; SANTIAGO, A.F.; CAMARGO, R.A.; MOREIRA NETO, R.F. Estudo de indicadores de saúde ambiental e de saneamento em cidade do Norte do Brasil. Eng. Sanit. Ambient., v.14, n.1, p. 19-28, 2009. DIBOS, R. El Hombre em adaptacion. 2 ed. aum. México: Fondo del Cultura econômica; 1989. INDICADORES DE DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL: Brasil 2002 / IBGE, Diretoria de Geociências. Rio de Janeiro: IBGE, 2000. 195 p. (Estudos e pesquisas. Informação geográfica, ISSN 1517-1450; n. 2). __: Brasil 2004. Estudos e pesquisas. Informação geográfica, número 4. IBGE, Rio de Janeiro: 2004. __: Brasil 2008. Estudos e pesquisas. Informação geográfica,número 5. IBGE, Rio de Janeiro: 2008. __: Brasil 2010. Estudos e pesquisas. Informação geográfica,número 7. IBGE, Rio de Janeiro: 2010. __: Brasil 2012. Estudos e pesquisas. Informação geográfica, ISSN 1517-1450. IBGE, 2012. LOPES, E.R.N.; COSTA, M.O.; NUNES, L.A.; SANTOS, A.B.; FERRAZ, M.I.F. Estudo da relação entre saneamento básico e a incidência de doenças na Bahia – uma análise comparativa entre 2002, 2007 e 2012. ENCICLOPÉDIA BIOSFERA, v.10, n.18, p. 3872 – 3887, 2014. LIMA, V. Saneamento Ambiental como indicador de análise da qualidade ambiental urbana. Caderno Prudentino de Geografia, v. 2, n.35, p.65-84, 2013. MUCELIN, C.A. & BELLINI, M. Lixo e impactos ambientais perceptíveis no ecossistema urbano. Sociedade & Natureza, v.20, n. 1, p. 111-124, 2008. PESQUISA NACIONAL DE SANEAMENTO BÁSICO 2008. Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE. Diretoria de Pesquisas Coordenação de População e Indicadores Sociais. Rio de Janeiro: 2010. SANTOS, W.M.; FRANCHINI, B.; HAMMERSCHMIDT, K.S.A. Situação do Saneamento Básico no município de Uruguaiana. Revista Saúde e Desenvolvimento, v.5, n.3, p. 57 – 70, 2014. SOARES, S. R. A.; BERNARDES, R. S.; NETTO, O. de M. C. Relações entre saneamento, saúde pública e meio ambiente: elementos para formulação de um modelo de planejamento em saneamento. Cad. Saúde Pública, v. 18, n. 6, p.17131724, 2002.

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NOVOS INDICADORES PARA A AVALIAÇÃO DE IMPACTOS SÓCIO AMBIENTAIS DA INOVAÇÃO TECNOLÓGICA EM AGROINDÚSTRIAS DE REAPROVEITAMENTO DE RESÍDUOS. APLICAÇÃO NA AGROINDÚSTRIA DE COCO New indicators for the socio-environmental impact assessment of technological innovation in waste reuse agro industries. Coconut agro industries applications.

RESUMO Melba Garcia Velasco Mestre PRODEMA/UESC. Universidade Estadual de Santa Cruz. Ilhéus. Bahia. Programa de Pós-graduação em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente.

Francisco H. Martinez Luzardo PhD, Professor Adjunto DCET/UESC. Universidade Estadual de Santa Cruz. Ilhéus. Bahia. Programa de Pós-graduação em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente. Autor correspondente.

A predição de impactos das inovações tecnológicas se constitui em elemento de essencial importância para a tomada de decisões para sua implantação nos marcos do desenvolvimento sustentável. O presente trabalho objetivou desenvolver novos indicadores que permitam avaliar os impactos socioambientais da implantação de novas tecnologias em agroindústrias de nova geração, cuja matéria-prima fundamental são resíduos agroflorestais. O trabalho coloca em foco inovações tecnológicas ligadas ao aproveitamento de resíduos de coco: na produção de adsorventes naturais de metais, tóxica em água e na produção de materiais de construção, e objetiva fazer a avaliação (“ex-antes”) dos impactos socioambientais da implantação destas novas tecnologias. É proposta e utilizada uma ampliação da metodologia AMBITEC, da EMBRAPA, com a introdução de novos indicadores. Os resultados obtidos dos coeficientes de impacto e o Índice Geral de Impacto, no âmbito ambiental e social nos cenários estudados, indicam a viabilidade da implementação das novas tecnologias estudadas.

Palavras-chave: Impactos ambientais e sociais, Inovação tecnológica, Resíduos

de coco.

E-mail: [email protected]

ABSTRACT Fermin G. Velasco PhD, Professor Pleno DCET/UESC. Universidade Estadual de Santa Cruz. Ilhéus. Bahia. Programa de Pós-graduação em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente.

The impact prediction of technological innovations constitutes key element for making decisions for its implementation as part of the sustainable development. This study aimed to develop new indicators to measure the social and environmental impacts of new technologies implemented in new generation of agro industries, whose main raw material is agroforestry waste. The work focuses on technological innovations related to coconut waste use: in the production of natural adsorbents of toxic metals in water and in the production of building materials, and it aims to make the evaluation ("exante") of the possible socio-environmental impacts that can be caused from the implementation of these new technologies. It’s proposed and used an extension of the AMBITEC methodology, from EMBRAPA. The results obtained from the impact factors and General Index of Impact, in the environmental and social context for the studied scenarios; indicate the feasibility of implementing the cited new technologies. Keywords: Environmental and social impacts, Technological innovation, Coconut residues.

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INTRODUÇÃO Encontrar estratégias de superação da crise ambiental, sem abandonar a trajetória da modernização, constitui atualmente um desafio para a sociedade. Vários autores colocam em destaque a Teoria da Modernização Ecológica, que justamente preconiza que a inovação tecnológica constitui a ferramenta fundamental para solucionar os problemas da crise ambiental atual (MOL A. e SPAARGAREN 2002; HUBER J., 2000; JACOBS KLAUS, 2008). Por outro lado, na história existem inúmeros exemplos da introdução de tecnologias de grande relevância para a sociedade moderna, mas que vêm acompanhados de significativos impactos socioambientais negativos. Nesta lista podem ser elencadas: as tecnologias ligadas à geração de energia a partir de combustíveis fósseis que são responsáveis pelas emissões de gases de efeito estufa; a invenção do plástico, ligada ao aumento do tempo de degradação de resíduos; a questão da indústria eletrônica no que se refere ao “e-waste” (lixo eletrônico) e o aumento da poluição de metais tóxicos; e também a tecnologia nuclear, presente em armas devastadoras e também na geração de energia, com seus conhecidos riscos de acidentes e problemas com o lixo nuclear, ainda sem uma solução técnica definitiva. Mais recentemente, a indústria biotecnológica tem trabalhado para definir seus limites a fim de não afetar os ecossistemas naturais, e assim surge a nanotecnologia emergente, com grande potencial em soluções, mas sem conhecimento preciso das consequências sociais e ambientais da presença das novas nanopartículas no ambiente (PLAGLIARO, 2011; HUNT et al., 2006). Estes elementos acima apontam para a importância de realizar estudos de impactos prévios à introdução de projetos de inovações tecnológicas. Por isto a criação, aperfeiçoamento e aplicação de ferramentas para avaliar estes impactos, constituem-se em um elemento básico para a tomada de decisão referente à implementação das inovações tecnológicas com base na análise de seus possíveis danos e/ou benefícios ambientais e sociais. Alguns dos mais importantes métodos de avaliação de impactos de inovações tecnológicas no setor agrícola (AMBITEC) foram desenvolvidos no Brasil por grupos de pesquisadores da EMBRAPA (Empresa Brasileira de

Pesquisa Agropecuária - RODRIGUES, 1998). A base conceitual e metodológica do Sistema AMBITEC, encontra-se reportada numa ampla literatura e publicada nos trabalhos de Rodrigues e colaboradores (RODRIGUES, 1998; RODRIGUES et al., 2000, 2002, 2003a e 2003b; IRIAS et al., 2004). Um elemento fundamental que confirma o sistema citado é a sua identificação com a avaliação dos impactos em todos os estágios dos processos sob avaliação, desde o planejamento e seleção do projeto até sua implementação (RODRIGUES et al., 2003b). É importante destacar que, diferentemente dos métodos de Avaliação de Impactos Ambientais EIA/RIMA, este tipo de ferramenta, como o Sistema AMBITEC, foca sua atenção nos efeitos que uma inovação tecnológica pode provocar em diversos níveis de abrangência (não necessariamente apenas em um objeto econômico a ser implantado). Esta metodologia constitui uma valiosa ferramenta que subsidia estudos de projetos ou programas de pesquisas relativas à implantação de novas tecnologias. O Sistema AMBITEC/EMBRAPA original tem seu sistema de indicadores direcionado para unidades produtivas agropecuárias, produção animal e para a agroindústria, geralmente no setor alimentar. Este tipo de unidade produtiva contemplada no Sistema AMBITEC, da EMBRAPA, tem como entrada (insumos): matéria-prima padrão, produtos químicos (agrotóxicos), água e fontes de energia. A agroindústria, objeto do presente estudo, apresenta um fluxo diferenciado de insumos devido à matéria-prima utilizada ser constituída por resíduos agrícolas. Assim, como será exposto em detalhes no item 2.2 a seguir, é possível verificar que o sistema AMBITEC/EMBRAPA original não inclui indicadores capazes de avaliar adequadamente o tipo de agroindústria “verde” cuja matéria-prima fundamental são resíduos agroflorestais. Justamente esta questão é um dos focos principais do presente trabalho. Por outro lado, um dos problemas ambientais mais marcantes da sociedade moderna está ligado à produção e gerenciamento de resíduos em decorrência dos padrões atuais de consumo. Com uma população de cerca de 192 milhões de habitantes (estimativa do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística [IBGE 2010]), o Brasil produz, em média, 90 milhões de toneladas de lixo por ano, de acordo com os dados do 33

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Ministério do Meio Ambiente. No que se refere à disposição final, segundo dados de IBGE, 63,6% dos municípios brasileiros depositam seus resíduos sólidos em lixões. É evidente que o panorama da atual realidade do país, quanto à disposição final dos resíduos sólidos, exige a transformação das práticas ambientais tradicionais. Nesse particular, as pesquisas científicas e tecnológicas são fundamentais para o desenvolvimento e aprimoramento de tecnologias limpas. Um exemplo da viabilidade do aproveitamento de resíduos sólidos por meio de tecnologias inovadoras é a reciclagem do grande volume de resíduos orgânicos gerados nos processos agrícolas. O Brasil é o quarto maior produtor mundial de coco, com uma produção aproximada de 2,8 milhões de toneladas, em uma área colhida de 287 mil hectares de coqueiros. Por sua vez, constata-se que a liderança da produção é do Estado da Bahia (MARTINS et al., 2011). Em cidades como Ilhéus e Itabuna, a produção de coco alcançou, no ano de 2011, uma cifra de 8 milhões e 20.000 frutos (SEI, 2011), o que equivale a uma grande geração de resíduos de casca de coco, cujo destino final é o lixão.

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e internacionais, onde se têm demonstrado resultados de suas potencialidades. Visando a resolução do problema da contaminação dos recursos hídricos, diversos autores concluíram que a casca de coco verde pode ser uma alternativa viável de bioadsorção de baixo custo, para tratamento de efluentes industriais contaminados por metais pesados (SOUZA et al., 2007; ALMEIDA, 2009). Por outro lado, a utilização dos resíduos vegetais na elaboração de materiais de construção é outra opção que reduz o volume de resíduos descartados e aumenta suas potencialidades de aproveitamento. Pesquisas feitas demonstram que tratamentos com as fibras de coco são recomendáveis para a construção de painéis não estruturais de cimento/fibra de coco (MENDEZ, J. F., 2011; FILHO, 2004). A utilização de resíduos de coco para os fins citados acima pode ser enquadrada dentro daquelas soluções desejáveis, com tecnologias que podem contribuir ao mesmo tempo para resolver distintos desafios enfrentados na sociedade atual: diminuir o volume de resíduos gerados; reduzir a níveis toleráveis a contaminação dos recursos hídricos; e satisfazer a demanda habitacional da sociedade.

No caso específico dos resíduos de coco, inúmeros trabalhos têm sido publicados em periódicos nacionais

OBJETIVOS O primeiro objetivo deste trabalho é aprimorar as ferramentas atuais de avaliação dos impactos da inovação tecnológica no setor agroindustrial, incluindo novos indicadores que permitam avaliar de forma integral e coerente estes impactos para o caso de agroindústrias “verdes”, cuja matéria-prima principal é constituída por resíduos de outra atividade econômica. O segundo objetivo mais específico é aplicar as ferramentas desenvolvidas para estimar os impactos ambientais e sociais da introdução das tecnologias para a produção de adsorventes naturais e materiais de construção a partir do aproveitamento de resíduos da industrialização de coco.

MATERIAIS E MÉTODOS O sistema de avaliação de impactos ambientais e sociais, será utilizado no presente trabalho para mensurar os impactos “ex-antes” da possível aplicação das duas tecnologias alternativas de reaproveitamento de resíduos de coco, tem como base o sistema de avaliação da inovação tecnológica AMBITEC Agroindústria da EMBRAPA (IRIAS, L. J. M., RODRIGUEZ, G. S. et al., 2004) e AMBITEC - Social (RODRIGUES, G. S., CAMPANHOLA, C., KITAMURA, P. C., et al., 2005) com adequações necessárias propostas e aplicadas no presente trabalho em uma agroindústria de beneficiamentos de resíduos de coco. Este sistema de

avaliação será descrito resumidamente nos itens 2.1 e 2.2. Mediante uma análise detalhada, identificou-se cada elemento que integra o sistema de avaliação de impacto da inovação tecnológica AMBITEC, da EMBRAPA, nas dimensões ambientais e sociais, e realizou-se uma análise crítica dos indicadores e componentes que deveriam ser modificados, omitidos ou incorporados ao sistema de avaliação de impacto citado. Para isto, foram considerados fatores associados às especificidades das tecnologias, às condições reais da localidade onde se aplicarão as tecnologias e à

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disponibilidade das informações correspondentes ao objeto de estudo.

Elementos

Básicos

da

Metodologia

AMBITEC/EMBRAPA O sistema AMBITEC tem uma estrutura matricial hierárquica que se subdivide em “aspectos” como, por exemplo, Eficiência Tecnológica, Conservação Ambiental e Qualidade do Produto. Cada “aspecto” agrupa um conjunto de “indicadores”, que por sua vez estão formados por “componentes”. Cada componente é avaliado, em campo, de acordo com três itens: primeiro, o coeficiente de alteração do componente, que atribui um valor entre -3 e +3 à influência da inovação tecnológica sobre este componente de certo indicador; segundo, este valor então é ponderado de acordo com a escala de ocorrência do impacto (pontual, local e no entorno) e ao peso relativo que é outorgado ao componente específico dentro do indicador. O valor resumo dos impactos de uma determinada tecnologia, inserido em um cenário específico, é denominado de Índice Geral de Impacto, que se obtém de uma soma ponderada dos impactos por cada indicador (RODRIGUES et al., 2003a e 2003b; IRIAS et al., 2004). O sistema de avaliação de impacto ambiental AMBITEC, no caso da agroindústria, é composto por sete indicadores (uso de insumos químicos e materiais; uso de energia; uso de recursos naturais; atmosfera; geração de resíduos sólidos; água e variável de qualidade do produto) que avalia 32 componentes (IRIAS et al., 2004). Por sua vez, para a avaliação do impacto social da introdução da inovação tecnológica, são abarcados quatro aspectos gerais de avaliação: emprego; renda; saúde; e gestão e administração. Estes, por sua vez, se dividem em quatorzes indicadores, organizados em um sistema de matrizes escalares, onde é inserido, para cada indicador, um conjunto de componentes (que chegam a somar setenta e nove desses) (RODRIGUES et al., 2005). O método aplica-se tanto para o caso da avaliação de impactos "ex-ante", no estágio de formulação do projeto, quanto para a avaliação dos impactos ex-pós, observados, em campo, com a adoção da tecnologia.

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(aumento, diminuição ou sem alterações) dos coeficientes de alteração dos componentes. Os valores do coeficiente de alteração tomam os valores de +1 e +3 quando é previsto um aumento moderado ou grande, respectivamente, no componente de dado indicador como efeito da tecnologia. Quando o efeito é de diminuição, o coeficiente utiliza estes valores com sinal negativo, e no caso de não alteração utiliza o valor zero. Isto é aplicado para cada indicador, em razão específica da aplicação da tecnologia à atividade e nas condições de manejo particulares a sua situação (EMBRAPA, 2004). A ponderação por escala de ocorrência expressa o espaço geográfico no qual se processa a alteração no componente do indicador, conforme a situação específica de aplicação da tecnologia, e pode ser: 





Pontual: quando os efeitos da tecnologia no componente se restringem apenas ao local de sua ocorrência ou à unidade produtiva na qual esteja ocorrendo à alteração. Neste caso, é adotado o valor de ponderação igual a 1; Local: quando os efeitos se fazem sentir externamente a essa unidade produtiva, porém confinados aos limites do estabelecimento em avaliação. Neste caso, é adotado o valor de ponderação igual a 3; No entorno: quando os efeitos se fazem sentir além dos limites do estabelecimento. Neste caso, é adotado o valor de ponderação igual a 5.

A aplicação do Sistema AMBITEC inclui, além disso, outro fator de ponderação que se refere à importância do componente na conformação do indicador. Os valores dos fatores de importância variam com o peso e o número de componentes que formam um determinado indicador, sendo que a soma dos pesos de todos os componentes estará normalizada no valor de (1) ou (-1), podendo assumir valores positivos ou negativos, definindo a direção (favorável ou desfavorável) do impacto para o indicador dado. O cálculo do coeficiente de impacto ambiental/social, para cada indicador, é obtido pela equação (1), segundo a metodologia AMBITEC (EMBRAPA).

Um elemento importante no procedimento de avaliação do Sistema AMBITEC é a indicação da direção

35

Revista Brasileira de Ciências Ambientais ISSN Impresso 1808-4524 𝑚 𝑖𝑚𝑝 𝐶𝑖

= ∑ 𝐴𝑖𝑗 . 𝐸𝑖𝑗

(1)

𝑗=1

Onde: Ci imp.: coeficiente de impacto do indicador i; Aij: coeficiente de alteração do componente j do indicador i; Eij: fator de ponderação para escala de ocorrência espacial do componente j do indicador i; Pij: fator de ponderação (K) para importância do componente j na composição do indicador i. Finalmente, o Índice Geral de Impacto da Inovação Tecnológica no âmbito ambiental ou social é obtido pela equação (1), segundo a metodologia AMBITEC (EMBRAPA). 𝑚 𝑖𝑚𝑝 𝐼𝑡𝑒𝑐𝑛

𝑖𝑚𝑝

= ∑ 𝐶𝑖

. 𝑃𝑖

(2)

𝑗=1

Onde: Iimp tecn. : índice de impacto ambiental ou social da tecnologia; Ci imp.: coeficiente de impacto do indicador i; Pi: fator de ponderação segundo a importância do indicador i para composição do índice de impacto da tecnologia; m: número de indicadores.

Modificações ao Sistema AMBITEC O Sistema de Avaliação de Impactos da AMBITEC/EMBRAPA tem seu sistema de indicadores direcionado para unidades de produção agropecuária, animal e para a agroindústria, geralmente alimentar. Este tipo de unidade produtiva, contemplada no Sistema EMBRAPA, tem como entrada (consumo): matéria-prima padrão, produtos químicos (agrotóxicos), água e fontes de energia. A agroindústria, objeto do

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presente trabalho, apresenta um fluxo diferenciado de insumos devido à matéria-prima utilizada ser constituída por resíduos agrícolas. Esta questão não é adequadamente retratada nos indicadores do Sistema EMBRAPA atual, pelo que foi necessário, na presente pesquisa, propor e realizar um conjunto de modificações (inclusões de novas variáveis) no Sistema, detalhados a seguir. Primeiro: dentro do aspecto geral Conservação Ambiental, é proposta a introdução de um novo indicador denominado RRR (Redução, Reutilização e Reciclagem) que avalia a origem dos insumos do processo produtivo. Neste, são considerados os diferentes processos de redução de uso, reutilização e reciclagem que operam à montante (insumos) da produção, tanto da água, como da energia e de resíduos sólidos gerados na agroindústria em geral (Tabela 1). Segundo: no aspecto Qualidade do Produto, é proposta a inclusão de novos componentes (Tabela 2). Os componentes adicionados no quadro abaixo justificamse pelo fato de que as produções resultantes das alternativas tecnológicas, em estudo, partem do reaproveitamento de uma biomassa orgânica natural biodegradável e que, conjuntamente com esta característica, esses produtos usados e despejados podem ser novamente processados para seu reaproveitamento. Vale ressaltar a diferença conceitual das questões avaliadas pelo indicador: Geração de Resíduos Sólidos (incluídas no Sistema AMBITEC original) e o novo indicador RRR proposto no presente trabalho. Na Geração de Resíduos Sólidos, geralmente de natureza negativa, verificam-se os resíduos da própria produção, onde é aplicada a nova tecnologia. Por exemplo, no caso estudado, seriam os resíduos gerados no processo de produção de adsorventes ou de materiais de construção. Já o indicador RRR foca sua atenção na origem dos insumos, valorizando o aproveitamento e reuso de resíduos de outras atividades econômicas (neste caso, resíduos de coco) no processo produtivo da agroindústria estudada nos três cenários apresentados. Como se representa na Figura 1, o potencial de reaproveitamento de resíduos é avaliado por cada um dos três indicadores envolvidos (Geração de Resíduos, RRR, Qualidade do Produto) em diferentes etapas do processo. Na variável Geração de Resíduos, focaliza-se a capacidade de reciclagem dos resíduos gerados no 36

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processo produtivo (saída); no RRR, refere-se à origem dos insumos (entrada) do processo produtivo; e na Qualidade do Produto, trata-se da capacidade de ser reaproveitado o próprio produto após o uso. Além das modificações acima, referentes à inclusão de novos indicadores, o Sistema de avaliação de impactos tecnológicos (que foi efetivamente utilizado no presente trabalho) manteve toda a sua estrutura de cálculo similar à do Sistema EMBRAPA atual, ou seja, foram utilizadas, para os cálculos dos coeficientes de impacto do índice geral de impacto, as fórmulas (1) e (2) como aparecem reportadas na metodologia do Sistema de Avaliação de Impactos da Inovação Tecnológica

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AMBITEC (EMBRAPA). Este sistema, em essência, obtém um índice integrado de impactos composto por uma soma ponderada de indicadores onde, por sua vez, cada um é uma soma ponderada de componentes. No cálculo de cada indicador são considerados o fator de ponderação da importância do componente (Pij), o coeficiente de alteração do componente (Aij) e o fator de escala de ocorrência espacial (Eij). Assim, a nova tecnologia é avaliada de forma integral pela composição do Índice de Impacto Ambiental e Social respectivamente, considerando o peso que lhe é conferido ao indicador de acordo com sua importância relativa na composição do impacto final da tecnologia.

RESULTADOS E DISCUSSÃO Agroindústria de beneficiamento de coco A região de interesse do estudo foi o Sul do Estado da Bahia, justificada pela produção expressiva de coco e seus resíduos. A partir de dados levantados (SEI, 2011), verificou-se que o município de Una é um dos mais representativos quanto à área plantada de coco. O município de Una, distante de Salvador 503 km, tem aproximadamente 1200 km2 de território, e uma população estimada em 25 mil habitantes (IBGE, 2010). Sua economia baseia-se principalmente na agricultura (Coco da Baía, Cacau, Seringa, Dendê, e outros) e turismo. Em geral, a produção de resíduos de coco pode ser muito dispersa, como acontece nos pontos de venda de água de coco nas cidades, ou, de forma mais concentrada, como na agroindústria de coco. No presente trabalho foi escolhido o segundo cenário de maior concentração de resíduos, o qual não precisa de estudos de logística de transporte para concentração e armazenamento dos resíduos. O estudo foi aplicado na fazenda Santa Tereza, localizada no município Una, no Sul da Bahia. Esta fazenda possui uma área total de 990 hectares, com 130 ha de área plantada de coco. Nela encontra-se instalada a Plancomar Companhia Agrícola Ltda., fábrica na qual são processados os derivados do coco verde: água e polpa para fins alimentares e a casca triturada para produção da fibra e substrato agrícola. A estimativa da produção de resíduos de coco concentrada é de 5 a 6 ton./diárias. A subutilização de grande parte dos resíduos produzidos nessa agroindústria e a necessidade de viabilizar uma solução

ambiental foram motivos da decisão de escolher essa agroindústria para desenvolver o presente estudo. O sistema de avaliação de impactos, já modificado, foi aplicado a duas alternativas tecnológicas que estão sendo objeto de investigação na Universidade Estadual de Santa Cruz (UESC): a produção de adsorventes naturais de metais tóxicos em água; e a produção de materiais de construção, a partir de resíduos da comercialização da água de coco, na área da Agroindústria estudada no município de Una. Os cálculos dos impactos correspondentes dos Coeficientes de Impacto e do Índice Geral de Impacto, no âmbito social e ambiental, foram realizados nos seguintes três cenários: Cenário 1: agroindústria com unidade produtiva de adsorventes naturais; Cenário 2: agroindústria com unidade produtiva de materiais de construção; e Cenário 3: a agroindústria sem aplicações das alternativas tecnológicas. Ilustram-se, nas tabelas 3 e 4, sinteticamente, os resultados finais da avaliação ambiental e social dos impactos da inovação tecnológica analisados para os diferentes cenários estudados.

Impactos ambientais Como é apresentado na tabela 3, o estudo realizado na agroindústria, sob as condições atuais, sem aplicação de tecnologias para o aproveitamento dos resíduos gerados (cenário 3), mostra um resultado desfavorável no âmbito ambiental. O fato explica-se pela ocorrência de eventos adversos que estão comprometendo a qualidade do meio ambiente. A situação atual da 37

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agroindústria caracteriza-se por um aumento da produção e exportação do produto principal (água de coco). Em decorrência desse fato, se desencadeia maior consumo de energia, maior consumo de aditivos, causados pelo uso de conservantes na água de coco engarrafada, além do elevado consumo da água utilizada na lavagem dos cocos. Assim, é gerada uma maior quantidade de água residual. Este líquido se deposita em uma lagoa, perto da área de trabalho, o que constitui um agravo ao ambiente, gerando poluição hídrica. Esses resíduos líquidos contêm elevadas quantidades de açúcares, fenóis, sais e outras impurezas contidas nas cascas de coco, o que acarreta o surgimento de condições favoráveis para a proliferação de focos de vetores, fato que contribui para a transmissão de doenças que afetam a saúde humana. Nas estimativas da avaliação de impacto ambiental da introdução das tecnologias alternativas, o índice total de impacto geral direciona-se em sentido positivo, contendo alguns indicadores com variações de efeitos negativos e a maioria com efeitos de maiores benefícios nos parâmetros avaliados. No aspecto integral de Eficiência Tecnológica, os indicadores que causam efeito negativo ao impacto ambiental, nas duas tecnologias citadas, foram: uso de energia, uso de água, qualidade da água e, para o indicador atmosfera, só apresentou efeito negativo para a tecnologia da produção de adsorventes naturais. Para o indicador Uso de Energia, percebeu-se um índice de impacto negativo de valor igual a -0,125 no caso da aplicação das duas alternativas tecnológicas. Isso se justifica pelo aumento gradativo de operações mecanizadas, nas futuras instalações, para o funcionamento nas unidades produtivas previstas com as novas tecnologias. Aspecto esse que introduz o consumo de energia, devido à utilização de maquinários e equipamentos elétricos e que são imprescindíveis para o andamento das linhas de produções. Pode-se citar, por exemplo, no caso da produção de adsorventes naturais, as esteiras móveis responsáveis pelo transporte das cascas de cocos; o moinho de lâminas fixas, onde é triturada a biomassa de resíduos; e a máquina dosadora, na qual se efetuará a dosagem do pó de coco para a embalagem. Quando se considera o caso da produção dos materiais construtivos, encontrase a betoneira, um equipamento utilizado para misturar os materiais na proporção e textura adequadas,

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incluindo a fibra de coco. Ainda influi também, neste indicador, o consumo de combustível diesel em função do gerador de calor, no caso das duas alternativas tecnológicas. O mesmo é necessário para alcançar a temperatura indicada no processo de lavagem dos resíduos, requerimento associado ao processo tecnológico. No que se refere ao indicador Uso de Água, obteve-se um índice de impacto negativo de valor igual a -0,06 no caso da produção dos adsorventes naturais, e valor 0,125 para a produção dos materiais de construção. Esse fato deve-se à necessidade do consumo da água na etapa de lavagem da fibra de coco, no início dos processos produtivos. Neste segmento, pode-se perceber que, especificamente para a produção de materiais construtivos, o efeito negativo aumenta devido não só à utilização da água para a lavagem da fibra, mas também porque será preciso consumir certa quantidade adicional de água ao ser incorporada no próprio processo de elaboração do produto. Foi obtido, para o indicador Atmosfera, um índice de impacto negativo de valor igual a -0,0125 no caso da alternativa tecnológica para a produção dos adsorventes naturais, e nula no caso da tecnologia para a produção dos materiais de construção. Essa alteração no sentido negativo será motivada pela introdução de um moinho para a trituração da casca de coco até transformá-la em pó, para a produção dos adsorventes, o qual gerará uma mudança no que se refere ao nível de ruído existente. O item relativo ao consumo da água, exposto anteriormente, relaciona-se com a sua qualidade, visto que quando se realizar a lavagem da fibra, a água usada ficará poluída, independentemente que ainda agreguese à mesma o líquido extraído do resíduo de coco, o qual contém um alto teor de fenóis, açúcares, entre outras impurezas. Essas atividades, provenientes do processo tecnológico, atribuem, a este recurso natural, certo grau de turbidez e um nível moderado de sólidos dissolvidos. Isso explicita o resultado negativo nos casos das duas inovações analisadas, resultando em valor igual a -0,06 para ambas as tecnologias alternativas. Dentre os impactos positivos, o que ganha destaque é o indicador Qualidade do Produto. Este indicador aponta os impactos que a aplicação da nova tecnologia terá na qualidade ambiental medida pelos atributos que o produto apresenta favoráveis à conservação ambiental. 38

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Verificou-se um impacto positivo, nas duas tecnologias, com valor de 0,05. De fato, o novo adsorvente e os blocos que serão obtidos com a introdução das tecnologias alternativas terão maior biodegradabilidade e, além disso, no caso do adsorvente, este adquire a capacidade de reaproveitamento em outros setores produtivos, como o de materiais de construção.

Impactos Sociais Na Tabela 4 são apresentados os resultados obtidos para os impactos estudados no âmbito social. Os efeitos negativos que influem no índice de impacto geral no âmbito social encontram-se no aspecto geral Saúde, apontando aos indicadores Saúde Ambiental e Pessoal e Segurança e Saúde Ocupacional. No caso do indicador Saúde ambiental e Pessoal, consideraram-se, nas estimativas, algumas alterações advindas da adoção das novas tecnologias, na existência de emissão de poluentes hídricos. Isso é devido à lavagem dos resíduos de coco para a sua utilização no processo produtivo, os quais geram contaminantes que ficam na água. Esse indicador alcançou um índice de impacto negativo de valor -0,016 para as duas tecnologias. Entretanto, no indicador Segurança e Saúde Ocupacional, foi abordada a exposição dos trabalhadores quanto à alteração do nível de ruído; no caso somente da produção de adsorventes naturais, produziu-se uma alteração negativa com um índice de impacto com valor de -0,0083. Essa situação explicita-se

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devido à utilização de um moinho de lâminas fixas para o processo de trituração das cascas de coco. Os indicadores que mais influenciaram positivamente no Índice Geral de Impacto foram: Geração de Rendas e Valor da Propriedade. Nesses casos, considerou-se o valor agregado do resíduo do coco ao ser transformado em produtos para a purificação da água e materiais de construção. Condicionado pelos benefícios dessa produção poderá haver um aumento de renda, o qual estimulará a sua distribuição, de acordo com o montante, em salários pagos. Verifica-se uma contribuição nos índices de impactos de 0,2075, nas duas tecnologias alternativas, e nos dois indicadores. Soma-se a esse fato o investimento das novas linhas de produção, devido à introdução das tecnologias, que contribuirá de forma positiva, aumentando o valor da propriedade localizada na área da agroindústria de aproveitamento dos resíduos de coco. A introdução das tecnologias em avaliação proporciona um impacto geral positivo no âmbito ambiental e social. Este resultado indica que, tanto a tecnologia para a produção de adsorventes naturais quanto à de produção de materiais de construção são benéficas ao meio ambiente e contribuirão para o melhoramento das condições de vida dos moradores dessa comunidade. Diante disso, pode-se deduzir que as referidas tecnologias podem ser amplamente utilizadas em setores agroindustriais de produção de água de coco para alavancar o desenvolvimento local de forma sustentável.

CONCLUSÕES Aproveitando praticamente todos os elementos presentes da metodologia AMBITEC – EMBRAPA, o presente trabalho desenvolveu uma proposta para sua ampliação e a aplicou na avaliação de uma agroindústria de reaproveitamento de resíduos do coco. O resultado da estimativa do Índice Geral de Impacto Ambiental e Social obtido mediante a aplicação do Sistema de Avaliação de Impacto EMBRAPA-UESC, nos três cenários escolhidos (implantação da unidade produtiva de adsorventes naturais; implantação da unidade produtiva de materiais de construção; e cenário atual com descarte de resíduos in natura) foi de especial importância para considerar a possibilidade da possível implantação das alternativas tecnológicas.

Como a metodologia da AMBITEC – EMBRAPA não conta com todos os elementos necessários para a sua aplicação em agroindústria de beneficiamento de resíduos, em particular no que se refere ao aproveitamento dos resíduos de coco, o principal entrave observado encontra-se no nível da definição do indicador de reaproveitamento de resíduos, seja por reutilização ou por reciclagem dos mesmos. No caso dos impactos ambientais nas duas tecnologias, o novo indicador RRR (Redução, Reutilização e Reciclagem) influiu significativamente pelo fato de potencializar o gerenciamento de resíduos na entrada de insumos; e o indicador Qualidade do Produto foi redimensionado para considerar especificamente os

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atributos ambientais de degradabilidade e capacidade de reaproveitamento. No caso dos impactos sociais, ganham destaque, no resultado positivo do Índice Geral de Impacto, as novas oportunidades de emprego, a geração de renda e a possibilidade de novas produções que atenderiam novas perspectivas de mercado com um possível aumento da comercialização.

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O resultado do Índice Geral de Impacto Social e Ambiental, obtido mediante a aplicação do Sistema de Avaliação de Impacto EMBRAPA-UESC, nos dois cenários da aplicação das alternativas tecnológicas, teve efeito positivo, indicando que a implantação das novas tecnologias poderá conduzir a um possível melhoramento das condições ambientais e na qualidade de vida social na agroindústria estudada.

AGRADECIMENTOS Os autores agradecem à Universidade Estadual de Santa Cruz (UESC), por todo o apoio integral à pesquisa; à empresa Plancomar Companhia Agrícola Ltda “Coco Comandatuba”, pela sua participação, receptividade ao projeto e pela disponibilização de dados e amostras de resíduos de coco; e também ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq), pelo apoio recebido através da bolsa de estudos de mestrado.

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TABELAS Tabelas 1 - Componentes do novo indicador “Redução, Reutilização e Reciclagem” (RRR) incorporados ao sistema de avaliação de impacto ambiental adaptado ao caso estudado.

Aspecto Geral

Indicador

Componentes incorporados

RRR

Reciclagem da água Reciclagem de resíduos sólidos Reciclagem de resíduos perigosos Eficiência Energética

Conservação Ambiental

Tabela 2 - Componentes incorporados no aspecto Qualidade do Produto

Aspecto Geral

Indicador

Componente incorporado

Qualidade do Produto

Qualidade do produto

Degradabilidade Capacidade de reaproveitamento

Tabela 3 - Coeficientes de Impacto Ambiental e Índice Geral de Impacto Ambiental, nos casos estudados, com a aplicação da metodologia adaptada

Tecnologia para a produção de Adsorventes Naturais

Tecnologia para a produção de Materiais de Construção

Sem aplicação das Tecnologias alternativas

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

Uso de insumos químicos e materiais

0,125

0

0

0,125

0

0

0,125

0,75

0,09375

Uso de Energia

0,125

-1

-0,125

0,125

-1

-0,125

0,125

-1,45

-0,18125

Uso de água

0,125

-0,5

-0,0625

0,125

-1

-0,125

0,125

-1,5

-0,1875

Atmosfera

0,125

-0,1

-0,0125

0,125

0

0

0,125

-0,1

-0,0125

Geração de resíduos sólidos

0,125

0,75

0,09375

0,125

0,75

0,09375

0,125

-0,5

-0,0625

Qualidade de água

0,125

-0,5

-0,0625

0,125

-0,5

-0,0625

0,125

-0,5

-0,0625

RRR

0,125

0,75

0,09375

0,125

5

0,625

0,125

-0,5

-0,0625

Qualidade do produto

0,125

4

0,5

0,125

4

0,5

0,125

0

0

0,425

1

0,90625

1

Valor total Índice Geral de Impacto Ambiental

1

Adsorventes naturais 0,425

Materiais de construção 0,90

-0,475

Sem Tecnologias alternativas 0,475

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Tabela 4 - Coeficientes de Impacto Social e Índice Geral de Impacto Social, nos casos estudados, com a aplicação da metodologia adaptada Indicadores de Impacto Social

Tecnologia para a produção de Adsorventes Naturais

Tecnologia para a produção de Materiais de Construção

Sem aplicação das alternativas tecnológicas

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

Peso do Indicador

Coeficiente de Impacto

Ci x Pi

0, 083

0,6

0, 0498

0, 083

0,35

0, 0291

0, 083

0

0

0, 083

0,75

0, 06225

0, 083

0,75

0, 0623

0, 083

0

0

Oferta de emprego e condição do trabalhador

0, 083

0,7

0, 0581

0, 083

0,7

0, 0581

0, 083

0

0

Qualidade de emprego

0, 083

0,45

0, 03735

0, 083

0,45

0, 0374

0, 083

0

0

Geração de Renda

0, 083

2,5

0, 2075

0, 083

2,5

0, 2075

0, 083

0

0

Valor da propriedade

0, 083

2,5

0, 2075

0, 083

2,5

0, 2075

0, 083

0

0

Saúde ambiental e pessoal

0, 083

-0,2

-0, 0166

0, 083

-0,2

-0, 0166

0, 083

-4

-0, 332 -0, 01245

Capacitação Oportunidade de emprego local qualificado

Segurança e saúde ocupacional

0, 083

-0,1

-0, 0083

0, 083

0

0

0, 083

-0, 15

Dedicação e perfil do responsável

0, 083

1,7

0, 1411

0, 083

1,3

0, 1079

0, 083

1,7

0,1411

Condição de comercialização

0, 083

2,25

0, 18675

0, 083

2,25

0, 1868

0, 083

2,25

0, 18675

Reciclagem de resíduos

0, 083

1,2

0, 0996

0, 083

1,2

0, 0996

0, 083

0,4

0, 0332

Relacionamento Institucional

0, 083

1,8

0, 1494

0, 083 1,25 Materiais de Construção

Índice Geral de Impacto Social

Adsorventes Naturais

1, 17

0, 1038 1, 08

0, 083 1,8 Sem aplicação das inovações tecnológicas.

0, 1494 0, 16

FIGURAS Figura 1 - Esquema da área de avaliação das variáveis de reaproveitamento

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GESTÃO INTEGRADA EM UNIDADES DE CONSERVAÇÃO: ESTUDO DE CASO DO PARQUE ESTADUAL DE PORTO FERREIRA Integrated management in protected areas: case study of Porto Ferreira State Park Mayra Cristina Prado de Moraes Mestre em Sustentabilidade na Gestão Ambiental (Programa de PósGraduação em Sustentabilidade na Gestão Ambiental PPG-SGA - UFSCar Sorocaba); Bióloga; Doutoranda em Ciências Ambientais, Departamento de Ciências Ambientais, Universidade Federal de São Carlos, Campus São Carlos (UFSCar – São Carlos).

E-mail: [email protected]

Kaline de Mello Mestre em Diversidade Biológica e Conservação; Bióloga; Doutoranda em Engenharia de Sistemas Agrícolas, Departamento de Engenharia de Biossistemas, Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz (ESALQUSP). e-mail: [email protected].

Rogério Hartung Toppa Doutores em Ecologia e Recursos Naturais; Biólogo; Professor Adjunto do Departamento de Ciências Ambientais e do Programa de PósGraduação em Sustentabilidade na Gestão Ambiental, PPG-SGA da Universidade Federal de São Carlos, Campus Sorocaba (UFSCar – Sorocaba).

RESUMO Este estudo analisou a configuração da paisagem na Zona de Amortecimento (ZA) do Parque Estadual de Porto Ferreira (PEPF) destacando as implicações para a conservação. O PEPF possui uma área de 611,55 ha, com entorno predominantemente agrícola, sendo 63% da paisagem composta por cana-de-açúcar e citricultura. A cobertura florestal corresponde a 12% da ZA com 60 fragmentos de pequeno tamanho (83% ≤ 10 ha). O isolamento do parque, a proximidade com o centro urbano, as monoculturas, a extração de argila e a circulação de veículos representam ameaças à conservação da biodiversidade. O aumento da conectividade do entorno por meio da recomposição de APP e reservas legais, bem como práticas agrícolas sustentáveis, devem ser metas para dirimir os impactos das monoculturas existentes na ZA. A participação da população no processo de atualização do plano de manejo, bem como na implantação de seus programas, é fundamental para a efetividade da gestão integrada.

Palavras-chave: fragmentação florestal; área protegida; plano de manejo; zona de amortecimento; uso e cobertura da terra; conservação da biodiversidade.

ABSTRACT This study analyzed the landscape configuration of the State Park of Porto Ferreira’s (SPPF) Buffer Zone (BZ) and highlighting the implications for its conservation. The SPPF has 611.55 ha its surrounding is predominantly agricultural, with 63% of the landscape cover by sugarcane and citrus monoculture. The forest covers 12% of the BZ, distributed in 60 small fragments (83% ≤ 10 ha). The protected area isolation in the landscape, the proximity to the urban center, the presence of monocultures, the clay extraction and intense car movement generate threats to the biodiversity conservation. The increased BZ connectivity through restoration of Riparian Forest and the establishment of legal reserves as well as sustainable agricultural practices should be goals to minimize the monocultures’ impacts. The population participation in the process of management plan updating and the implementation of its programs is critical to the effectiveness of the integrated management.

Keywords: forest fragmentation; protected area; management plan; buffer zone; land cover and use; biodiversity conservation.

Autor para correspondência. e-mail: [email protected]

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INTRODUÇÃO A efetividade da gestão em Unidades de Conservação (UC) é um tema de grande interesse no Brasil e no mundo, visto que as suas estratégias e ações visam à integração das áreas protegidas com o seu entorno (BRASIL, 2000). Essa temática se fundamenta em abordagens aplicadas a gestão integrada de territórios, incorporando em seu processo de planejamento diretrizes de diferentes instrumentos voltados ao ordenamento do uso e ocupação da terra, como Planos de Manejo, Planos Diretores, Planos de Bacias, Zoneamento Ecológico-Econômico e o Código Florestal (SANTOS 2003). Um importante instrumento de planejamento da conservação da biodiversidade no Brasil, procurando atender os acordos internacionais, foi a criação do Sistema Nacional de Unidades de Conservação da Natureza (SNUC). O SNUC foi instituído pela Lei n° 9.985/2000 que foi regulamentada posteriormente pelo Decreto n° 4.340/2002 (BRASIL, 2002). O SNUC foi criado após um longo processo de discussão, com a finalidade de proteger a fauna, flora, micro-organismos, corpos d’água, solo, clima, paisagens, e amostras significativas dos ecossistemas existentes e de seus processos ecológicos por meio das UC (SIMÕES et al., 2008). A principal ferramenta de gestão e planejamento de uma UC previsto no SNUC é o Plano de Manejo. Esse documento técnico é fundamentado nos objetivos gerais da UC, e estabelece o seu zoneamento, bem como as normas que devem presidir o uso da área e o manejo dos recursos naturais, inclusive a implantação das estruturas físicas necessárias à gestão da unidade (BRASIL, 2000). Dentre as suas orientações, os Planos de Manejo estabelecem a área do entorno das UC, denominadas Zonas de Amortecimento (ZA) (MORSELLO, 2001). Essa área tem por finalidade, diminuir os efeitos dos impactos negativos exercidos pelas atividades antrópicas externas às unidades, funcionando como uma espécie de filtro ou até mesmo impedindo o efeito de borda ocasionado pela fragmentação das áreas naturais (ISHIHATA, 1999; BENSUAN, 2001). Na concepção mundial, o estabelecimento das ZA pode ter o objetivo tanto de conservação quanto de

desenvolvimento, onde regiões conservadas convivem com populações humanas (LYNAGH; URICH, 2002). A política que estabelece as ZA ao redor das áreas protegidas ao longo dos países é similar, com diferenças nas características geográficas, legais e de gestão (STRAEDE; TREUE, 2006). Entretanto, apenas a criação da ZA não atende necessariamente às necessidades das UC, pois não há abrangência das particularidades de cada unidade ou a implantação das ações que garantam a eficácia da ZA (MARETTI, 2001). O Parque Estadual de Porto Ferreira (PEPF) é uma unidade na categoria de proteção integral do interior do estado de São Paulo que ilustra esse problema. A ZA do PEPF apresenta uma situação bastante conflitante entre uso da terra e a conservação da biodiversidade. O parque faz divisa com a Rodovia SP 215 e apresenta diversas atividades no seu entorno conflitantes com a proteção da UC, destacando-se a extração de argila, monoculturas, pastagens, caça e tráfego intenso de veículos. Além disso, o centro urbano do município de Porto Ferreira encontra-se muito próximo ao parque, e observa-se o crescimento da zona urbana em sua direção. No entorno há vários cursos d’água importantes, inclusive para o abastecimento da cidade, dentre eles, o rio MogiGuaçu, que possui uma das poucas matas ciliares remanescentes dentro do PEPF (SÃO PAULO, s/d). Essas atividades antrópicas provocam a fragmentação da paisagem, isolando cada vez mais as manchas florestais do PEPF. Segundo Geist; Lambim (2001), a expansão agrícola e a exploração dos recursos naturais aliados ao aumento da infraestrutura em áreas urbanas, representam as principais causas do desmatamento das florestas. Sendo assim, os conflitos presentes na ZA que ameaçam a integridade ecológica e a biodiversidade da UC, necessitam ser analisados de forma a proporcionar um entendimento dos padrões de uso e ocupação da terra, bem como da dinâmica socioeconômica que rege esses padrões, para a proposição de estratégias de planejamento e gestão integrada da ZA. As estratégias para a conservação necessitam ser balizadas por dados que permitam a interação entre perspectivas de fatores biológico-ecológicos e socioeconômicos (ALEXANDRE et al., 2010).

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Considerando que a revisão do Plano de Manejo do PEPF se encontra em tempo hábil para ser iniciada, os padrões de uso e ocupação da terra do seu entorno podem subsidiar políticas ambientais que conciliem as necessidades sociais com a integridade ecológica da paisagem, garantindo assim, a sustentabilidade da paisagem, que é, sem dúvida, o maior desafio do planejamento ambiental. Frente a esses aspectos, o presente trabalho teve como principal objetivo analisar o uso e ocupação da terra da Zona de Amortecimento do Parque Estadual de Porto Ferreira, com a finalidade de subsidiar uma discussão sobre a gestão integrada da ZA para se atingir o cumprimento dos objetivos da área protegida.

MATERIAIS E MÉTODOS Área de Estudo O PEPF possui 611,55 ha e localiza-se ao Nordeste do Estado de São Paulo, no município de Porto Ferreira, Rodovia SP - 215, Km 89, que liga Porto Ferreira a Santa Cruz das Palmeiras. A UC fica no fuso 23S, entre as coordenadas geográficas a UTM 7.579.500 à 7.583.500 e 245.000 a 251.000 (Figura 1). A temperatura máxima é de 37°C, com mínima de 16°C e temperatura média de 21°C (ROSSI et al. 2005a). A litologia é composta basicamente por arenitos finos, arcóseos, argilitos, siltitos, calcários e folhelhos, e os Em 06 de novembro de 1962 a UC foi criada pelo Decreto Estadual n° 40.991, e classificada como Reserva Estadual (SÃO PAULO, 1962). Posteriormente, em 02 de março 1987, por meio do Decreto Estadual n° 26.891, foi transformada em Parque Estadual (SÃO PAULO,

solos do tipo Latossolos nos topos, Argissolos nas vertentes e Neossolos Flúvicos e Gleissolos nas planícies (SÃO PAULO, 2003). O PEPF localiza-se na unidade morfoestrutural da Bacia Sedimentar do Paraná, unidade morfoescultural da Depressão Periférica Paulista, e unidade morfológica da Depressão do MogiGuaçú (AB’SABER, 1969). Em relação à cobertura florestal, o PEPF tem sua formação composta por dois hotspots globais: a Mata Atlântica (378 ha) e o Cerrado (169 ha), com predomínio de Floresta Estacional Semidecidual (ROSSI et al., 2005a, b). 1987). O Plano de Manejo do PEPF foi elaborado em 2003 e aprovado pelo CONSEMA em 2007, completando em 2012 cinco anos de sua elaboração, período em que se pode iniciar a sua revisão (BRASIL, 2000).

Figura 1. Localização da Zona de Amortecimento do Parque Estadual de Porto Ferreira (PEPF), município de Porto Ferreira, estado de São Paulo, Brasil.

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Mapeamento do Uso da Terra Foi utilizada uma imagem do satélite ALOS do ano de 2008, com resolução espacial de 10 metros. Além disso, foram utilizados dados vetoriais em formato shapefile (hidrografia, curvas de nível, malha viária, limites da UC e da ZA) referentes ao Plano de Manejo da UC. Os planos de informação foram vetorizados em tela, em escala 1:15.000 com o auxílio do programa ArcGIS. Segundo Henke-Oliveira (2001), a incorporação do conhecimento e a certificação do pesquisador na classificação digital significa incorporar princípios de fotointerpretação simultaneamente, considerando assim o uso da vetorização em tela. Para o mapeamento foram definidas 14 classes de uso da terra (Tabela 1), tomando como base as tipologias definidas pelo manual técnico de usos da terra (IBGE, 2013). Antes de iniciar o processo de mapeamento foi realizado um trabalho de campo auxiliado por um receptor GPS (Global Positioning System), a fim de obter e relatar pontos de controle. Com base nesses pontos conhecidos da área e características de tonalidade, textura e forma das fotografias e imagem (ANDERSON, 1982; TOPPA et al., 2006), foi elaborada uma chave de classificação das principais classes de uso para facilitar a interpretação da imagem (MARCHETTI; GARCIA, 1989; TOPPA et al., 2006). A interpretação das fotos e imagens foi baseada no método de Lueder (1959) e Spurr (1960), que utiliza elementos identificáveis na imagem e fotografias aéreas como cor, tonalidade, textura, forma, dimensão e associação de evidências para classificar a vegetação. Após essa etapa todas as informações duvidosas foram confrontadas com base em dados do Levantamento Censitário das Unidades de Produção Agropecuária do Estado de São Paulo (LUPA), e de documentos de registro das propriedades. Posteriormente ao mapeamento foram realizadas visitas técnicas de campo com auxílio de receptor GPS e câmera fotográfica, a fim de realizar o reconhecimento e

localização de pontos de interesse das variáveis na imagem, selecionando os aspectos de maior relevância para a verdade terrestre. O mapa referente ao uso da terra foi analisado com a verdade terrestre para obtenção da concordância entre ambos. Para isso, foi estimada a exatidão do mapa por meio de matriz de erros e coeficiente kappa (CONGALTON; GREEN, 1998). A matriz de erros, também chamada de matriz de confusão, identifica o erro global da classificação e, para cada categoria, os erros de omissão e comissão. Os erros de omissão podem ser definidos como a omissão no mapa de uma feição constatada em campo, já os erros de comissão são descritos como a atribuição no mapa de determinada feição a uma classe a qual a mesma não pertence, segundo verificação de campo (CAMPBELL, 2002). Os pontos para aferição em campo foram obtidos com a sobreposição de um mapa da malha viária na ZA, com outro de distâncias plotado com linhas concêntricas a cada 500 m a partir de um ponto central na área (MELLO, 2012; FUSHITA, 2006). O cruzamento das estradas com as linhas concêntricas foram os locais selecionados no campo para a parada do automóvel e posterior checagem, sendo que em cada parada foram checados dois pontos, um em cada lado da estrada, totalizando assim, 224 pontos ao longo da ZA. Sabe-se que no processo de mapeamento há erros, por mais confiável que o método de classificação seja (NUSSER; KLAAS, 2003). Como os mapeamentos influenciam diretamente no processo decisório, esses erros não podem ser desconsiderados ou omitidos. Para o presente estudo o índice Kappa foi de 0,86, o que indica um resultado considerado muito bom (KORMAN, 2003), já que o valor para esse índice varia de 0 a 1, sendo que quanto mais se aproxima de 1, mais a classificação se aproxima da realidade (MOREIRA, 2001). Pode-se assim, considerar a aplicação desse mapeamento nas análises abordadas pelo estudo.

RESULTADOS E DISCUSSÃO A configuração do uso da terra do entorno do PEPF é predominantemente agrícola, com as culturas de cana-de-açúcar e citricultura ocupando 3.805,64 ha, o que corresponde a 63,38% da área total da ZA. As áreas de floresta correspondem a terceira maior classe de uso e ocupação (Tabela 1), com um total de 760,27 ha (12,66%). A Figura 2 apresenta o mapeamento do uso e ocupação da terra na Zona de Amortecimento da UC.

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Tabela 1. Uso e ocupação da terra da Zona de Amortecimento do Parque Estadual de Porto Ferreira.

Classe de uso e ocupação Área Alagável Batata Cana-de-açúcar Citricultura Corpo d’água Eucalipto Instalações rurais e industriais Pastagem Floresta Outras Culturas Outras Atividades

Área (ha) 213,13 578,69 2776,30 1029,34 85,43 95,27 166,76 153,07 760,27 54,72 91,34

Área (%) 3,55 9,63 46,24 17,14 1,42 1,60 2,78 2,55 12,66 0,91 1,52

Figura 2 - Uso e ocupação da terra na Zona de Amortecimento (ZA) do Parque Estadual de Porto Ferreira (PEPF), município de Porto Ferreira, estado de São Paulo, Brasil. Mapeamento elaborado com base em imagem ALOS do ano de 2008.

Frente aos objetivos de gestão da área protegida, que se enquadra como uma UC de proteção integral, os remanescentes de floresta tem papel fundamental na manutenção da biodiversidade local. Nesse sentido, vale destacar que na ZA foram mapeados 60 fragmentos de floresta, sendo que 21 são menores que

01 ha, 19 tem área entre 01 a 05 ha, 10 entre 05 a 10 ha, 07 entre 10 e 50 ha e apenas 03 fragmentos são maiores que 50 ha, sendo que a maior mancha de floresta na ZA possui 96,97 ha. Esse resultado revelou que 83,3 % dos fragmentos da ZA do PEPF são menores do que 10 ha, indicando uma fragilidade para a gestão 49

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integrada entre a área do parque e a ZA, quando correlacionada a estratégias de manejo e conservação da fauna e da flora locais. Ribeiro et al. (2009) consideraram em estudo na Mata Atlântica, que fragmentos menores que 50 ha são pequenos, sendo assim, com base nesse referencial, 95% dos fragmentos de floresta da ZA apresentam esse enquadramento. Os fragmentos maiores do que 50 ha se encontram associados aos corpos d’água, enquanto que os menores estão dispersos na matriz agrícola, o que de certa forma, essa configuração espacial pode ser considerada positiva, pois na estrutura da paisagem pode-se planejar e efetivar uma estratégia de gestão para a formação e/ou análise de corredores que poderão integrar a UC e a sua ZA.

Grande parte da degradação ambiental das florestas tropicais está associada à expansão das fronteiras agrícolas, juntamente com a intensificação de métodos de cultivo (BIRDLIFE INTERNATIONAL, 2008; FAO, 2010; MULITZA et al., 2010). Em estudo realizado por Ellis; Ramankutty (2008) foi indicado que 14 dos 21 tipos de biomas mundiais são afetados pela agricultura, e há estudos prevendo a expansão desse uso sobre as florestas no futuro (HOCKLEY et al., 2008; PEREIRA et al., 2010; WWF, 2010). Esse é o caso do bioma Mata Atlântica, que cada vez mais perde área para pastagens e cultivos agrícolas. No estado de São Paulo, nos anos 2010/2011, foi registrada uma média anual de desmatamento de 14.090 ha de Mata Atlântica (SOS MATA ATLÂNTICA; INPE, 2012).

A configuração florestal da ZA em pequenos fragmentos pode afetar a permanência e deslocamento de algumas espécies animais que não conseguem se adaptar a pequenas manchas de habitat. O PEPF possui um total de nove espécies ameaçadas e quatro provavelmente ameaçadas de mamíferos não voadores. Dentre as espécies ameaçadas estão o Chrysocyon brachyurus (lobo-guará) e a Puma concolor (onça-parda) (SÃO PAULO, 2003), que necessitam de grandes áreas florestadas para sobreviverem. Chiarello (2000) concluiu que apenas fragmentos maiores ou iguais a 20.000 ha são capazes de manter populações viáveis de mamíferos de médio e grande porte, uma condição que não ocorre no município de Porto Ferreira. A área mais próxima que apresenta esse tipo condição abrange a Estação Ecológica de Jataí, no município de Luiz Antônio, com uma distância de aproximadamente 30 km em linha reta para o PEPF.

Vale salientar que a gestão da UC possui ainda dois grandes desafios para integração da ZA com área do parque, quando considerados aspectos para a conservação da biodiversidade: i) nos limites da área protegida encontram-se a rodovia SP 215 ao norte; e ii) o rio Mogi-Guaçu ao sul, criando uma barreira de travessia para diversos grupos da fauna. Souza et al. (2010) registraram 70 atropelamentos no entorno do PEPF, sendo que 60 % eram mamíferos, 23 % aves, 12 % répteis, 1 % anfíbios e 4 % não foram determinados. Dentre as espécies atropelas destacam-se as ameaçadas, como o veado catingueiro (Mazama gouazoubira), lobo-guará (Chrysocyon brachyurus), jaguatirica (Leopardus pardalis) e o gato mourisco (Puma yagouaroundi) (SOUZA et al., 2010).

O predomínio de monoculturas de cana-de-açúcar e citricultura na configuração da paisagem da ZA (63% de toda a área) representa uma ameaça à conservação da biodiversidade, em especial a cana-de-açúcar. Os problemas ambientais se referem à poluição e contaminação das águas a partir do lançamento/vazamento do vinhoto nos corpos d’água no entorno das usinas, aos problemas de exaustão do solo pela utilização de adubação química em grandes áreas de monocultura, e principalmente a queima dos canaviais (MORAES; MELLO; TOPPA, 2013). A queima libera gás carbônico, ozônio, gases de nitrogênio e de enxofre, além da fuligem da palha formada pela queimada (RICCI, 1994; SZMRECSANYI, 1979).

As UC em si não asseguram que os objetivos de conservação sejam atendidos, devido, principalmente, às pressões externas exercidas sobre elas. Essas áreas necessitam ser geridas não somente dentro de seus limites, mas também além deles. As ZA servem para preencher essa lacuna e assegurar que o entorno das UC não prejudiquem o bom funcionamento da área protegida (RIBEIRO et al., 2010). A organização não governamental The Nature Conservancy (TNC) assumiu como estratégia um programa para 27 países, incluindo o Brasil, denominado “Planejando uma Geografia da Esperança”, no qual previa um planejamento não só da UC, mas das áreas externas a ela (TRESSINARI, 2002). No Brasil, a legislação mais adequada ao planejamento da ZA de uma UC é o SNUC (artigo 25) (BRASIL, 2000). Iniciativas anteriores ao SNUC, na década de 60, já buscavam normatizar o uso e ocupação dessas áreas de entorno 50

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(RIBEIRO et al., 2010). Em 1967, no artigo 10 da Lei n° 5.197, foi estabelecido que em terrenos adjacentes as UC fossem proibidas as atividades de destruição e caça de espécimes de fauna silvestre (VIO, 2001). Com o Decreto n° 99.274/1990, foi a primeira vez que o termo “áreas circundantes” apareceu para como uma proposta de ZA. Era previsto nesse decreto que toda atividade que pudesse afetar a biota, dentro de um raio de dez quilômetros, ficaria subordinada às normas editadas pelo CONAMA (VIO, 2001). Foram tomadas algumas iniciativas para regulamentar as atividades que estivessem nas ZA, e que fossem geradoras de significativo impacto ambiental para as UC. A Resolução CONAMA n° 13/90 (BRASIL, 1990) apresentou os primeiros dispositivos legais que regulamentam os procedimentos para o licenciamento ambiental nessas condições. As interfaces dessa norma foram supridas com a aprovação da Resolução CONAMA nº 428/10, que revoga, dentre outras, a Resolução nº 13/90. A Resolução nº 428/10 prevê que atividades impactantes às UC que não possuem Plano de Manejo estabelecido, em um raio de três mil metros a partir de seus limites, devem sofrer o processo de licenciamento ambiental, e não mais em um raio de dez mil metros (VITALLI, 2009) como previa a CONAMA 13/90 (BRASIL, 2010). Vale salientar que as fragilidades das ZA, na maioria das vezes, não são totalmente levadas em consideração, e os possíveis impactos que atingem diretamente ou indiretamente as UC não são previstos (MARETTI, 2001). Há certa controvérsia com relação ao tamanho préestabelecido para as ZA. Cada área protegida tem uma necessidade diferente quando se planeja estabelecer sua ZA. São necessárias pesquisas com metodologias definidas para cada caso em específico, de maneira que a escolha do tamanho da ZA minimize os impactos do entorno sobre a UC (LI et al., 1999). Esse mesmo autor sugere a largura de uma ZA na China a partir de um modelo de Processo Hierárquico Analítico (AHP). O modelo AHP hierarquiza cada fator e sua potencialidade em influenciar negativamente a UC. Em outros países como a França, não há critérios para delimitar as ZA, e nos Estados Unidos os limites estabelecidos para essas zonas não coincidem com os limites dos ecossistemas (OLIVA, 2003). A Suíça foi o primeiro país a adotar a faixa dos dez quilômetros para o entorno das áreas protegidas para proteger a biodiversidade de seus parques nacionais (VITALLI,

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2009). Outros países passaram a adotar essa largura para suas ZA, como é o caso Brasil. Como aspectos regionais (físicos, socioculturais, econômicos e ambientais) não foram levados em consideração quando o Brasil internalizou um modelo de outro país, com contexto totalmente diferente, roteiros metodológicos estão sendo testados para discutir e desenvolver os melhores critérios para o estabelecimento do tamanho dessas zonas (GALANTE et al., 2002; FERNANDES et al., 2011). Os critérios para o estabelecimento de uma ZA, bem como usos e normas que as regulam, devem estar contidos no Plano de Manejo da UC. Esse plano deve possuir caráter preventivo e necessita levar em consideração as peculiaridades de cada UC, e analisa-las individualmente (VASQUES, 2008). As atividades humanas realizadas no entorno das UC devem estar sujeitas a normas e restrições específicas. Embora seja essencial que existam pesquisas para identificar e diagnosticar as áreas de entorno das UC, poucos são os Planos de Manejo que efetivamente definem a ZA e a consideram no processo de planejamento e gestão de seus recursos naturais (COSTA et al., 2009). De acordo com Vio (2001), as ZA devem auxiliar na: a) Formação de uma área de amortecimento no entorno da UC, que diminua os efeitos de borda gerados pelas atividades antrópicas; b) Proteção de mananciais, mantendo o padrão e a qualidade da água; c) Manutenção da paisagem do entorno da UC; d) Contenção da urbanização contínua e não planejada; e) Consolidação de usos adequados e de atividades complementares à proposta do plano de manejo da UC. A implementação de uma ZA que cumpra seu papel de fiscalizar e estabelecer diretrizes para o entorno de uma UC, é um instrumento de extrema importância para a redução das pressões sobre a conservação ambiental. Porém, para a implementação efetiva dessa ferramenta, as ações conservacionistas necessitam de um aparato de informações econômicas, ambientais (METZGER et al., 2008) e socioculturais, sendo necessário um diagnóstico preciso do contexto em que a UC está inserida, principalmente no que se refere aos usos e ocupação de terras estabelecidas em sua ZA. As medidas adotadas para o planejamento do uso da terra, principalmente nas ZA, foram, até recentemente, tomadas com base em informações fragmentadas de efeitos desses usos no ambiente, em razão de não haver registros seguros sobre as práticas adequadas de 51

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uso da terra, não se podendo avaliar, portanto, as alterações antrópicas nessas áreas (COSTA et al., 2009).

Paisagens e suas aplicações para traçar as ações prioritárias.

O monitoramento do uso da terra nas ZA pode favorecer a compreensão dos padrões de organização do espaço, pois o solo sempre está em processo de mudança devido às ações humanas. O uso da terra nas ZA, na maioria das situações, é realizado sem a preocupação com o meio ambiente. A queimada, desmatamento, o uso de agrotóxicos e a caça ilegal são alguns exemplos desses usos maléficos (RAMOS, 2008). Esse uso inadequado das ZA coloca em risco as UC, e nesse contexto devem-se buscar soluções educativas, legais ou científicas para esses problemas relacionados com o entorno das áreas protegidas, a fim de viabilizar alternativas efetivas para identificação e mitigação dos conflitos existentes nesses espaços limítrofes (DRUMMOND et al., 2009).

Segundo Bursztyn; Bursztyn (2006), para o sucesso das UC, é preciso uma gestão correta dessas áreas. Essa gestão deve ser integrada, ou seja, envolvendo ações atreladas a políticas públicas, setor produtivo e a comunidade, visando o uso sustentável e racional dos recursos ambientais. Uma gestão integrada não é tarefa simples, pois deve estar articulada com os diferentes atores e níveis de atuação, com conhecimentos em áreas diversificadas. Os gestores das UC possuem a difícil tarefa de lidar com as questões políticas e institucionais que podem ameaçar ou beneficiar essas áreas. Para o sucesso dessa tarefa, é preciso conhecer e compreender as políticas públicas que regem a ação do Estado nas áreas protegidas, e principalmente em seu entorno. Devem-se conhecer as dinâmicas e tendências de ocupação e as políticas de desenvolvimento que interferem no uso da terra, na proteção e na gestão dessas UC e suas ZA. Desta maneira a gestão da área protegida poderá ser articulada com as demais ações e estratégias desenvolvidas em um dado território (WWF; IPÊ, 2012).

A gestão dos diferentes tipos de áreas protegidas com suas ZA deve incorporar um planejamento conjunto dos diversos setores do desenvolvimento socioeconômico do país, incluindo estrategicamente a conservação da biodiversidade e de seus recursos naturais, com base em diretrizes que permitam que todas as UC e suas ZA se integrem no que diz respeito às tomadas de decisão, e concomitantemente, que estejam incorporadas aos principais planos de gestão territorial previstos na Agenda 21: Plano Nacional de Recursos Hídricos, Zoneamento Ecológico-Econômico, Planos de Bacias Hidrográficas e os Planos Diretores (FREITAS, 2009). O Plano Nacional de Áreas Protegidas tem como um dos seus princípios a cooperação entre municípios, Estados e Federação para o estabelecimento e gestão das UC e de suas ZA, bem como a articulação das ações de gestão das áreas protegidas com as políticas públicas dessas três esferas de governo e com os grupos de interesse da sociedade. Para atrelar o planejamento das ZA aos demais planos de abrangência local e regional, as áreas protegidas devem ser apoiadas por um sistema de práticas de manejo sustentável dos recursos naturais, integrado com a gestão de bacias hidrográficas. Essa concepção traz uma nova dimensão ao planejamento do território, conectando os planos setoriais e estimulando o diálogo entre políticas locais, construídas pelos municípios e organizações de apoio, que são os grandes responsáveis por definir o uso e ocupação da terra nas mais diversas paisagens (FREITAS, 2009). Essa visão de planejamento pode ser aliada a Ecologia de

Apesar da importância do entendimento dessas políticas norteadoras, há divergências entre a forma de implementação de tais políticas no território e as bases conceituais e formais sobre as quais estão formuladas. A “posição” do Estado não é necessariamente a que está nos documentos oficiais. Torna-se fundamental compreender que as políticas públicas vão além da ação governamental de coordenar os meios à disposição do Estado e as atividades privadas, para a realização de objetivos socialmente relevantes e politicamente determinados (BUCCI, 2002). Uma das formas de construir estratégias integradas de desenvolvimento e conservação é a implementação de planos interministeriais, que agreguem diferentes setores em uma mesma abordagem ou território. Exemplos disso foram a tentativa do Plano de Ação para Prevenção e Controle do Desmatamento na Amazônia (PPCDAM) e o Plano BR-163 Sustentável. A criação desses instrumentos possibilitou um avanço ao tratamento do tema no governo federal, evidenciando a importância da participação social nos problemas (WWF; IPÊ, 2012). O estabelecimento de processos participativos na gestão das UC surge como consequência da 52

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necessidade de incluir os mais variados aspectos socioculturais e econômicos no processo decisório para a conservação ambiental. Entende-se que quando a sociedade é envolvida, principalmente as populações localizadas nas ZA, espera-se uma maior garantia de apoio para a unidade. O desenvolvimento de processos participativos contribui com a minimização de conflitos em conjunto com todos os atores sociais envolvidos nessas zonas, de forma que, por meio do diálogo aberto e da compreensão dos diferentes pontos de vista, se consiga o apoio das populações e instituições regionais para o planejamento e manejo das UC. O processo participativo do planejamento deve envolver todos os grupos relevantes para o manejo da unidade, como os residentes locais, moradores, usuários dos recursos, organizações não governamentais ambientalistas, outros tipos de organizações não governamentais e associações de base, prefeituras, setor privado, comunidade acadêmica, administrações regionais e instituições federais (WWF; IPÊ, 2012). A gestão integrada adequada à implementação de áreas protegidas, além de envolverem o processo participativo, deve ser embasada por um diagnóstico da área em questão. Os diagnósticos de UC têm como principal objetivo a geração de informação para identificar objetos e agentes de manejo, e áreas prioritárias para o desenvolvimento de ações de conservação. Esse processo deveria ocorrer durante a fase que antecipa a criação de uma UC, mas a realização de diagnósticos posteriores está cada vez mais comum. Esses diagnósticos tardios são voltados à geração de informação básica para complementar conhecimento insatisfatório para elaboração ou a revisão de planos de gestão (BERNARD, 2008). Após a implementação de uma UC, é necessário um monitoramento para assegurar uma gestão efetiva dessas áreas. Esses monitoramentos necessitam trazer propostas inovadoras, gerando conhecimento socioambiental, e ainda permitir o entendimento de processos e causas de vulnerabilidades e ameaças a sua sustentabilidade, de forma que intervenções sejam prevenidas antes de tornarem-se fatores de pressão. Ressalva as raras iniciativas participativas ligadas ao uso de recursos naturais, como é o caso do Programa de Monitoramento da Biodiversidade e do Uso de Recursos Naturais em Unidades de Conservação Estaduais do Amazonas - ProBUC - (MARINELLI et al., 2007), os saberes tradicionais, a opinião pública sobre

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as demandas locais, ou qualquer outro tipo de participação de populações residentes, continuam sendo colocados em segundo plano no monitoramento das UC. Os sistemas de gestão estratégica estão ligados à teoria das organizações, sistemas de informação e à gestão da tecnologia e inovação (VAN KROGH, 1998). Além de medidas inovadoras para a geração de conhecimento aplicado e na apropriação tecnológica para a implementação de áreas protegidas, o sucesso em sua gestão dependerá de qualificação e fixação de capital humano e integração institucional; gestão (inclusão social, promoção da preservação e manejo sustentável, efetividade das ações e adequação às realidades regionais); e governança (articulação federal juntamente com o Poder Judiciário e o Ministério Público) (WWF; IPÊ, 2012). Os resultados obtidos nesse trabalho evidenciaram a necessidade de proposições para alcançar a sustentabilidade da paisagem do entorno do Parque Estadual de Porto Ferreira, e a situação atual dos remanescentes de floresta provavelmente não sustentarão espécies de fauna e flora em um futuro não muito distante. A gestão integrada entre o PEPF e sua ZA, deve envolver a participação dos diversos atores sociais, mas em especial, a participação dos produtores rurais do entorno. Uma proposição justa seria o Pagamento por Serviços Ambientais (PSA) aos agricultores que possuem as suas propriedades no interior da ZA. O PSA consiste em um incentivo econômico para quem gerir de forma adequada determinado recurso natural, ou seja, é a recompensa àquele que deixa de se apropriar de um recurso natural para assegurar sua preservação (WUNDER, 2009). A articulação da UC junto aos órgãos competentes é essencial, inclusive com o município de Porto Ferreira. O próprio Plano Diretor Municipal traz que: “o planejamento ambiental do município” deverá ser elaborado de forma integrada com todas as áreas da administração pública local, em especial a Divisão de Planejamento, devendo considerar também, as diretrizes estabelecidas pelo “Plano Diretor do Comitê da Bacia Hidrográfica do rio Mogi-Guaçu” e do “Plano de Manejo do Parque Estadual de Porto Ferreira” (PORTO FERREIRA, 2007). Estabelecida essa diretriz, é essencial que o gestor, grupos de interesse e a população em geral cobrem isso perante a gestão municipal. Visto que o planejamento ambiental 53

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municipal se baseará também no Plano de Manejo do PEPF, esse documento necessita ser o mais detalhado possível para atender a todas as necessidades da UC e de seu entorno. No processo de revisão do Plano de Manejo, demanda do PEPF, deve-se discutir a proposição de uma nova delimitação de zonas, incluindo e/ou excluindo certas áreas. Segundo a Política Nacional de Recursos Hídricos (Lei n°9433), em seu artigo 3°, fica estabelecido que deve haver a “articulação do planejamento de recursos hídricos com o dos setores usuários e com os planejamentos regional, estadual e nacional” e ainda a compatibilização da “articulação da gestão de recursos hídricos com a do uso do solo” (BRASIL, 1997). Essa diretriz deve ser tomada, levando em consideração a importância de que o rio Mogi-Guaçu é um recurso hídrico que percorre e abastece várias cidades, não só do estado de São Paulo, mas também de Minas Gerais. Em 2002, houve um grande impacto para a ictiofauna devido à eutrofização em um trecho do rio próximo ao Parque, onde foi detectada a morte de cerca de 30 toneladas de peixes (SÃO PAULO, 2003). No Plano de Manejo do PEPF foi diagnosticado que os afluentes do rio Mogi-Guaçu sofrem com o assoreamento devido ao uso intensivo e a falta de conservação do solo por técnicas aplicadas nas propriedades, em alguns pontos do percurso natural das águas. Esse sedimento é carreado dos córregos presentes na ZA (Água Parada e ribeirão dos Patos) e chega ao rio Mogi-Guaçu, decaindo sua qualidade (SÃO PAULO, 2003). Assim, é importante que a política municipal fundamentada na coletividade e no desenvolvimento sustentável de Porto Ferreira, como previsto em seu plano diretor, seja cumprida e associada à Política Nacional de Recursos Hídricos, para uma gestão efetiva desses recursos, incorporando uma maior atenção para as diretrizes estabelecidas no Plano de Manejo do PEPF. Outro aspecto fundamental para a gestão integrada de UC é o estudo dos ciclos econômicos da região, que

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ajuda a compreender e a vislumbrar cenários futuros da paisagem. Essa pode ser considerada como uma ferramenta chave para a melhor gestão da paisagem e para melhorar a porcentagem de áreas florestadas na ZA do PEPF. Além disso, devem-se estabelecer áreas prioritárias para a conservação, visto que elas permitem o direcionamento dos esforços e recursos para conservação, e subsidia a elaboração de políticas públicas de ordenamento territorial (TABARELLI; SILVA, 2002). As estratégias de conservação para a ZA do PEPF, depois de implementadas, necessitarão de programas específicos de gestão integrada ao manejo do Parque e a aplicação de técnicas de monitoramento baseadas em indicadores de desempenho ambiental de acordo com os objetivos e metas da UC. Essa fase é muito importante para a efetividade da gestão, pois, é por meio dela que se pode ter o envolvimento da população local e de grupos de apoio no processo da manutenção da sustentabilidade no entorno da UC. Dentre os programas de gestão integrados ao manejo da UC, deve-se considerar a possibilidade de se trabalhar com os agricultores para o desenvolvimento de práticas agrícolas sustentáveis, incorporando técnicas fundamentadas na Agroecologia, assim como deve-se implementar um programa de Educação Ambiental direcionado especificamente para as pessoas residentes ou de interação direta com a ZA da UC. Além disso, deve-se considerar a presença da Rodovia Anhanguera (SP 215), que isola o Parque da maior porção da ZA, sendo fundamental o desenvolvimento de pesquisas específicas para avaliar as consequências desse cenário na conservação da biodiversidade do PEPF. O manejo da fauna e da flora de ocorrência na UC deve estar integrado a essas questões, sendo que a revisão do Plano de Manejo deverá considerar propostas que ultrapassam os limites do Parque, com a finalidade de conectar as áreas naturais próximas para manutenção da variabilidade genética da UC, considerando as características do meio físico e socioeconômico da ZA.

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CONSIDERAÇÕES FINAIS O Parque Estadual de Porto Ferreira apresenta-se na paisagem como uma mancha de habitat imersa em uma matriz antrópica, com diversas atividades que ameaçam a sua conservação, como a proximidade com o centro urbano, monoculturas de cana-de-açúcar, eucalipto e citricultura, extração de argila e circulação intensa de veículos. Os fragmentos florestais em sua ZA apresentam-se esparsos e em pequenos tamanhos, representando apenas 12% da paisagem. Por outro lado, o PEPF exerce grande importância para a conservação de remanescentes de transição entre Mata Atlântica e Cerrado, abrigando espécies ameaçadas de ambos os biomas e que possuem funções ecológicas essenciais para a conservação da biodiversidade. Programas e ações devem ser incorporados ao Plano de Manejo para que a ZA exerça sua função de dirimir os impactos negativos sobre o PEPF. O aumento da conectividade da paisagem do entorno por meio da recomposição de APP e estabelecimento de reservas legais, bem como práticas agrícolas sustentáveis, devem ser metas para minimizar os impactos das monoculturas existentes atualmente na ZA e aumentar a cobertura florestal do entorno. A presença da rodovia limítrofe ao PEPF deve ser melhor estudada para analisar os seus impactos sobre a biodiversidade. O estabelecimento de propostas de manejo na ZA deve ser tão importante quanto os programas de gestão para a UC. Para tanto, é imprescindível que a população e os representantes governamentais participem da reformulação do Plano de Manejo com a compreensão das problemáticas que envolvem o uso da terra no entorno da UC sobre a conservação da biodiversidade, e para o estabelecimento de metas para a gestão integrada da ZA, objetivando a melhoria da qualidade ambiental da unidade de conservação.

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ATRIBUTOS QUÍMICOS DO SOLO DE MANGUEZAIS SOB CONDIÇÕES DE VARIAÇÃO SAZONAL Attributes chemical manguezais soil with variations on seasonal conditions

RESUMO Marina Lopes de Souza Universidade Federal do Pará – Belém – PA. Departamento de Geociências. E-mail: [email protected]

Maria Aurora da Mota Universidade Federal do Pará – Belém – PA. Departamento de Geociências. E-mail: [email protected]

Maria de Lourdes Pinheiro Ruivo Museu Paraense Emílio Goeldi – Belém – PA. Coordenação de Ciências da Terra e Ecologia. E-mail: [email protected]

Rosecélia Moreira Castro Museu Paraense Emílio Goeldi – Belém – PA. Coordenação de Ciências da Terra e Ecologia. E-mail: [email protected]

José Francisco Berredo Museu Paraense Emílio Goeldi – Belém – PA. Coordenação de Ciências da Terra e Ecologia. E-mail: [email protected]

Paulo Jorge Oliveira de Souza Universidade Federal Rural da Amazônia – Belém – PA. Instituto de Ciências Agrárias/ICA. E-mail: [email protected]

Adriano Marlisom Leão de Souza Universidade Federal Rural da Amazônia – Belém – PA. Instituto de Ciências Agrárias/ICA. E-mail: [email protected]

Nesta pesquisa foram estudadas variações dos atributos químicos do solo, teor de nutrientes e suas relações de dependência com as precipitações em manguezal amazônico no período chuvoso e menos chuvoso. Os sítios experimentais foram estabelecidos como área 1 e 2. Os teores de Na e K foram variáveis que mais representaram período de estiagem. Na Área 1, correlacionada com maiores concentrações de nutrientes neste período, atingiram média 520,23 cmoc/dm3 e 163,48 cmoc/dm3, respectivamente. Na estação chuvosa, essas concentrações foram menores com média 11,27 cmoc/dm3 de Na e 4,07 cmoc/dm3 de K provavelmente pela diluição desses nutrientes pelas águas da precipitação pluviométrica durante o período chuvoso. Houve alta variação de Na e K, durante estiagem, concentração de nutrientes foram maiores, principalmente no manguezal de intermaré, e na época chuvosa, a diluição provocada pela água das chuvas, assim como a lixiviação dos nutrientes do solo provocou uma redução significativa nos teores desses nutrientes. Palavras-chave: Precipitação, nutrientes, ecossistema, floresta de manguezal.

ABSTRACT In this research we studied changes in soil chemical properties, the nutrient content and their dependency relationships with the rainfall in the Amazon mangrove in the rainy and dry season of 2011 and 2012. The levels of Na and K are variables that represent more droughts. Area 1, correlated with higher concentrations of nutrients in this period, reaching average 520,23 cmoc/dm3 and 163,48 cmoc/dm3, respectively. In the rainy season, these concentrations were lower with average 11,27 cmoc/dm3 Na and 4,07 cmoc/dm3 K probably due to the dilution of these nutrients by the waters of rainfall during the rainy season. There was great variation of Na and K, during the dry season, the concentration of nutrients was higher, especially in mangrove intertidal, and in the rainy season, the dilution caused by rain, as well as leaching of soil nutrients caused a reduction significant in the levels of these nutrients. Keywords: Precipitation, nutrients, ecosystem, mangrove forest.

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INTRODUÇÃO Os manguezais são sistemas abertos, no que se refere ao fluxo de matéria e energia, recebendo um grande aporte de água doce, sedimentos e nutrientes do ambiente terrestre e exportando água e matéria orgânica para o mar, águas estuarinas e ambientes costeiros adjacentes (LEMOS, 20111). Frequentemente, as florestas de mangue exportam carbono e nutrientes sob a forma de serapilheira e carbono orgânico particulado para a zona costeira, sendo a precipitação um fator importante que influencia na exportação de carbono através da serapilheira. Por sua vez, esta exportação é maior em regiões de baixa precipitação anual e temperaturas médias anuais elevadas do que em locais com elevada precipitação e baixas temperaturas. Entretanto, algumas vezes esses materiais são exportados e outras vezes importados de ecossistemas adjacentes (ADAME et. al, 2011). As condições climáticas (pluviosidade, temperatura, ventos e outras) e morfológicas em manguezais justificam progressivo e contínuo desenvolvimento dos sedimentos e solos desse ecossistema e suas diferenciações, que por sua vez, estão relacionadas ao regime hídrico, composição da água superficial e periodicidade de inundação. Portanto, as transformações e interações que ocorrem nesse ecossistema, físicas (perda de água, aeração, oxidação, estruturação), químicas (perda da salinidade, dessaturação, lixiviação) e geoquímicas, são processos que acontecem simultaneamente (TURENNE, 1997). Pesquisas realizadas na costa nordeste do estado do Pará sugerem que as modificações ocorridas nos sedimentos/solos e águas intersticiais, como a oxidação total ou parcial da superfície dos sedimentos, modificações na mineralogia e nas características químicas e físico-químicas das águas intersticiais, são resultado da curta, porém marcante sazonalidade da região, da distribuição anual das chuvas, da evapotranspiração, do regime de marés e das características morfológicas e sedimentológicas dos manguezais (BERRÊDO et. al,2008). As constantes inundações nos manguezais, em função da ação das marés, criam condições favoráveis ao

processo de decomposição anaeróbia dos altos conteúdos de matéria orgânica presentes nos solos e sedimentos. Essas inundações também provocam alterações físico-químicas nos solos de manguezais, causando a diminuição do potencial redox, a elevação dos valores de pH, mudanças drásticas no equilíbrio de minerais e na dinâmica de elementos como o ferro e o enxofre (PONNAMPERUMA, 1972). O substrato do manguezal é rico em material orgânico semi decomposto incompletamente e constituído de matéria orgânica morta de origem animal e vegetal. Este material é decomposto por bactérias anaeróbias, resultando na produção de ácido sulfídrico responsável pelo odor característico de manguezais lodosos (SANT’ANNA, et. al, 1981). A evolução de manguezais está vinculada aos fluxos de matéria e energia, associados aos processos hidrodinâmicos proporcionados pelas variações das marés, estabelecendo trocas por meio da interação e interdependência entre os componentes do manguezal e ecossistemas próximos ou adjacentes, como o apicum. Este ambiente é encontrado próximo a manguezais, em locais de topografia mais elevada, nas regiões intertropicais, com presença de solos com alta salinidade ou acidez (HADLICH, 2010). Entretanto, nem sempre apresentam salinidade elevada ou solos muito ácidos, devido às características próprias de cada ambiente. Os apicuns ocorrem em locais onde a maré atinge com uma frequência bem menor (marés de sizígia) ou onde há pouca influência de água doce vinda de rios e/ou chuvas, contribuindo para a hipersalinidade do solo, uma vez que longos períodos de exposição ao processo de evaporação concentram os sais em superfície, impossibilitando o desenvolvimento da vegetação de mangue (LEMOS, 2011). Diante das diversas interações que se estabelecem em manguezal e entre esse ecossistema e outros adjacentes, este estudo pretende analisar os atributos químicos do solo sob condições de variação sazonal, verificando as diferenças no teor de nutrientes do solo entre os manguezais estudados, na região do Salgado, nordeste paraense.

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MATERIAL E MÉTODOS Descrições do sítio experimental Este estudo foi conduzido no município de Salinópolis, na zona costeira do nordeste do Estado do Pará. O sitio experimental do projeto Mudanças Climáticas está localizado na Ilha de Itarana (0°39'23.76" S e 47°14'35.58" W), e em São João de Pirabas, na comunidade Caranã, (0°41'9.60" S e 47°15'59.82" W) a sudoeste da Ilha de Itarana. Os dois sítios experimentais escolhidos para este estudo também representam, em pequena escala, estas variações de unidades paisagísticas. Sítio experimental da Ilha de Itarana A Ilha de Itarana está a leste da península de Cuiarana e a sudeste da península de Salinópolis, entre as baías de Inajá (a leste) e Arapepó (a oeste), se interligando através do Furo Grande. É um ambiente costeiro sob forte influência do regime de marés, intercalado por canais de maré, furos e córregos, com presença de manguezais com relativo grau de preservação. A ilha (parte central: 0º39’11" S e 47º13’32’’ W) abrange uma área com cerca de 91km2 e faz parte do município de São João de Pirabas e está separada de Cuiarana por um sistema de grandes canais estuarinos, sendo o maior deles, o Furo Grande. A área experimental é um segmento da Ilha de Itarana, caracterizada como manguezal de intermaré, devido sofrer constantes inundações, que ocorrem em função da variação das marés, como também por apresentar uma área topograficamente mais baixa, possuir um porte arbóreo maior e ser colonizada por mangues jovens que margeiam a planície costeira, adaptados às inundações e à elevada salinidade. A condição natural da floresta, com estrutura bastante diferenciada, formada por árvores de mais ou menos 30 m de altura. Apresenta uma colonização de bosque de mangue composto em sua maioria por Rhizophora mangle, indivíduos jovens, e espécies do gênero Laguncularia, em alguns pontos existem a presença de árvores mais altas e bosque mais fechado.

perfil, que recebe influência de água doce proveniente de igarapés que atingem o local, resultante da água da chuva, principalmente durante o período chuvoso, favorecendo o aparecimento de uma vegetação de pequeno porte, composta principalmente de Rhizophora mangle, que não consegue se desenvolver devido a pouca umidade e salinidade elevada. Este sítio apresenta características de manguezais típicos de intermaré, com solo mais lodoso e úmido, com grande quantidade de pneumatóforos (raízes que crescem verticalmente em direção à superfície e que na maré baixa ficam expostas ao ar), sendo que a espécie R. mangle se manifesta de forma mais abundante do que outras espécies, com ocorrência de algumas Avicennia germinans com aproximadamente 30 m de altura, e Laguncularia racemosa com altura de aproximadamente 12 metros.

Frequência e período sazonal amostrado A coleta de solo e folhas de serapilheira ocorreu no período menos chuvoso (setembro/2011) e no período chuvoso (abril/2012), nos três perfis de manguezal selecionados, para verificar a dinâmica dos atributos químicos do solo e de nutrientes em folhas de serapilheira, sob condições de precipitação elevada e baixa.

Coletas

dos

dados

de

precipitação

pluviométrica Em fevereiro de 2012, foi instalado próximo a área de estudo (0°42'41.44" S e 47°18'2.54" W) um pluviômetro confeccionado de garrafa pet (pluviômetro PET), de acordo com a figura 1, para fornecer informações da quantidade de precipitação no período chuvoso e menos chuvoso. Este pluviômetro foi instalado em São João de Pirabas, na comunidade Pindorama, no quintal de uma casa situada próxima a rodovia PA-124, em local livre de qualquer interferência externa. A distância aproximada do pluviômetro para área 1 e 2 é de, respectivamente, 8,8 km; 4,73 km.

Sítio Experimental da comunidade de Caranã Localizado em São João de Pirabas, na comunidade Caranã, (0°41'9.60" S e 47°15'59.82" W) a sudoeste da Ilha de Itarana, caracterizada como manguezal de supramaré, existe uma zona de apicum no início deste 62

Revista Brasileira de Ciências Ambientais ISSN Impresso 1808-4524 Figura 1: Pluviômetro adaptado com garrafa pet

As medições da quantidade de chuva acumulada em 24 horas foram realizadas diariamente às 9 h da manhã com o auxílio de uma proveta de 250 ml. Após abrir a torneira e posicionar a proveta, anota-se a quantidade de precipitação que caiu dentro do pluviômetro. O pluviômetro PET possui uma área de captação de 177 cm2 e 14,5 cm de diâmetro, e foi confeccionado adaptando a técnica de Assunção e Assis (1997). Além das coletas de precipitação realizadas pelo puviometro PET, também foram realizadas medidas com pluviômetro de báscula, resolução de 0.1mm (Figura 2), situado na torre micrometeorológica do LBA (Large Scale Biosphere-Atmosphere Experiment in Amazonia) em Cuiarana, próxima a área de estudo (0°39’50.48” S e 47°17'4.05" W). As medições de precipitação são registradas de 10 em 10 minutos, fornecendo dados de precipitação diários e mensais, os quais são armazenados em um data-logger. Esses dados foram fornecidos pela equipe do LBA, responsável pelo monitoramento da torre situada em Cuiarana. A distância desse pluviômetro para o perfil 1, 2 e 3 é de aproximadamente 4,66 km; 3,14 km e 2,97 km, respectivamente. A distância entre o pluviômetro PET e o de báscula é de aproximadamente 5,55 km.

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Figura 2: Pluviômetro automático basculante da torre micrometeorológica

Ao analisar os dados fornecidos pelos dois pluviômetros, observou-se variação entre as medidas pluviométricas, em alguns meses, isso ocorre devido à distância entre os pluviômetros nos sítios amostrais fato que levou a acreditar que a distância dos pluviômetros aos sítios amostrais, bem como a maior proximidade da torre do micrometeorológica do mar, foram fatores que possivelmente influenciaram nessa diferença. A partir dessa consideração, optou-se por utilizar os registros pluviométricos da torre micrometeorológica do LBA. Os registros, dos anos de 2010, 2011 e 2012, mostraram os meses de setembro, outubro, novembro e dezembro (Figura 3), com baixos índices pluviométricos em relação aos outros meses o que caracteriza o período Menos chuvoso, a exceção foi o mês de outubro/2011, que registrou 105 mm de chuva. Destaque para o mês de setembro, que teve valor próximo à zero mm (0,254 mm) em 2010 e nos anos de 2011 e 2012 não registrou nenhuma ocorrência de chuva, fato que influenciou nas características do solo, que ficou mais Menos chuvoso, salino e compacto, principalmente nas áreas de apicum, no início do perfil 2. Os meses com maiores precipitações foram fevereiro, março e abril nos anos de 2011 e 2012 (Figura 3), caracterizando o período mais chuvoso registrado através do pluviômetro de báscula, com o maior pico de 672 mm em abril/2011. No mês de coleta (abril/2012) período chuvoso, a precipitação chegou a 280 mm, o que deixou o solo mais úmido e menos salino.

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Figura 3: Valores mensais de precipitação pluviométrica de setembro de 2010 a novembro de 2012, coletada pelo pluviômetro automático basculante, da torre micrometeorológica do LBA, em Cuiarana

Procedimentos de Campo Seleção dos pontos amostrais Em cada perfil de manguezal foi realizado um transecto, seguindo a mesma orientação do gradiente de transição ecológico típico de áreas ecótonas, ao longo do qual determinaram-se os pontos de coleta de solo. Na Área 1, estabeleceram-se 5 pontos de coleta de solo em um transecto de 150 m de comprimento. Na Área 2, selecionaram-se 6 pontos de coleta de solo ao longo do transecto de 136 m de comprimento. Todos os pontos de coleta, bem como outros pontos importantes foram marcados com GPS marca Garmin, modelo GPSmap 76C5x. Coleta e acondicionamento das amostras de solo As amostras de solo foram coletadas com trado tipo calador, indicados para solos argilosos e saturados, e com trado holandês, indicados para solos mais duros, fibrosos e com grande quantidade de raízes. Na área 1, nos pontos (P1,P2,P3,P4,P5), as amostras foram coletadas com trado calador, nas profundidades 0-5 cm, 5-10 cm, 10-20 cm, 20-40 cm e 40-60 cm. Na área 2, nos pontos (P1 e P2), as amostras foram coletadas com trado holandês e nos pontos (P3,P4,P5,P6) foram coletados com trado calador, nas profundidades 0-50 cm.

Nas coletas com trado calador, o material foi colocado sobre uma calha e revestido com papel filme e, posteriormente papel alumínio, com objetivo de manter as características originais das amostras e inserilas em sacos plásticos, com as devidas identificações. Logo após a coleta de solo com trado holandês e em trincheiras, todas as amostras foram inseridas em sacos plásticos, devidamente identificados, e acondicionadas em caixas de isopor com gelo. Em seguida as amostras foram transportadas até o Campus de Pesquisa do Museu Paraense Emílio Goeldi, em Belém (PA), onde foram protocoladas e enviadas aos laboratórios de análises químicas, ficando armazenadas em freezer a uma temperatura abaixo de 0°C, até a realização dos procedimentos analíticos. Importante destacar que as coletas de solo ocorreram na maré vazante e de quadratura, que acontece quando as forças de atração do sol e da lua se opõem duas vezes em cada lunação, devido ao quarto crescente e ao quarto minguante da lua, produzindo as marés de quadratura, ou marés de águas mortas, com preamares mais baixas e baixa-mares mais altas (MIGUENS, 1996). Medidas de Salinidade da água intersticial (Sal), pH do solo em campo e Potencial Redox (Eh) do solo

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No campo, as medidas de salinidade da água intersticial realizaram-se com um refratômetro de campo (ATAGO), mediante a extração sobre pressão, de um pequeno volume (gotas) de água intersticial. O Eh (mV) e o pH foram medidos através da inserção direta (em cada amostra de solo) do eletrodo de platina (Eh) e do eletrodo de vidro (pH) de alta precisão.

modelo AA 904, equipado com corretor de fundo com lâmpada de deutério.

Procedimentos de laboratório

Alumínio

Preparo e análise química de solo Nas análises químicas, os perfis de solo foram dispostos separadamente em recipientes de plástico, devidamente limpos e identificados, para a secagem das amostras em uma sala climatizada, livre de contaminações externas. Posteriormente, as amostras foram maceradas, destorroadas com rolo e peneiradas em peneira de malha 1 mm, retirando com pinça, o excesso de raízes finas que passaram através da malha. Este procedimento inicial de preparo de amostras foi adotado para todas as análises químicas. Carbono orgânico total, nitrogênio total e enxofre As análises de carbono, nitrogênio e enxofre ocorreram por combustão a Menos chuvoso, em Analisador Elementar- TruSpec CHN/ CHNS. Fósforo disponível A determinação de fósforo adotou o método espectrofotométrico, cuja análise utiliza a solução obtida através da extração com extrator de Mehlich, reagindo com o molibidato de amônio e utilizando ácido ascórbico como redutor. A reação resulta na coloração azulada da solução, proporcional ao teor de fósforo presente na solução. As leituras de P foram determinadas no espectrofotômetro UV/vis DB 1880 S (Spectro Vision). Sódio, Potássio, Cálcio, Magnésio e Ferro Nas determinações dos macronutrientes sódio e potássio e do micronutriente ferro, utilizou-se o método Mehlich. As leituras de Na e K processaram-se no aparelho Fotômetro de Chama, marca Corning, modelo 400, e as determinações de Fe ocorreram no equipamento Espectrômetro de Absorção Atômica com Chama da marca Instrumentos Científicos C. G. e

Para as análises de cálcio e magnésio, utilizou-se o método com solução extratora de KCl, a 1N, pH 7 e as leituras foram feitas no mesmo Espectrômetro de Absorção Atômica com Chama.

A metodologia empregada para determinação do alumínio foi através da volumetria de neutralização, titulando o NaOH 0,025N até o aparecimento da coloração levemente rósea. Potencial hidrogeniônico Foi determinado em água destilada (pH H2O) e com solução de KCl (pH KCl) na proporção de 1: 2,5. A metodologia utilizada para as análises químicas de solo seguiu as recomendações dos manuais de análise de solos (SILVA, 2003; EMBRAPA, 1997)2.6 Análises de dados. Para a análise estatística dos dados realizou-se a média ponderada nas profundidades de 0-5 cm, 5-10 cm e 1020 cm, padronizando-as como a amostra na profundidade de 0-20 cm, permitindo o estudo comparativo entre as áreas estudadas, considerando as profundidades de 0-20cm, 20-40 cm, 40-60 cm. Primeiramente, aplicou-se o teste de normalidade Shapiro-Wilk nos dados de concentração de nutrientes do solo, através do qual se observou que os dados não apresentam distribuição normal. Em seguida, foram submetidos à análise estatística ACP (Análise de Componentes Principais) ou PCA (Principal Component Analysis), que não apresenta restrições quanto à normalidade dos dados. A ACP é uma técnica matemática da análise multivariada que possui como ideia central a redução do conjunto de dados a ser analisado, principalmente quando os dados são constituídos de um grande número de variáveis interrelacionadas (VICINI, 2005). Neste estudo, foram utilizadas apenas as duas primeiras componentes principais, tanto pela facilidade de interpretar gráficos em duas dimensões, quanto principalmente, por juntas (componente principal 1 e 2) totalizarem mais de 70% dos dados, porcentagem acima da qual é considerada suficiente para explicar a distribuição dos dados. 65

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Não foi possível realizar a ACP do potencial redox (Eh), do pH de campo e da salinidade da água intersticial (Sal), pois esses parâmetros não foram medidos em todas as amostras da Área 1, no período de estiagem, bem como nos pontos P1 e P2 situados na zona de

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apicum da Área 2, devido o solo encontrar-se muito Menos chuvoso. Sendo assim, para esses parâmetros, utilizou-se a análise estatística descritiva. As análises estatísticas deste trabalho foram realizadas através do software R, versão 2.15.2.

RESULTADOS E DISCUSSÃO Os resultados de pH em água destilada (pH H2O) e dos nutrientes do solo (Na, K, Ca, Mg, C, N, S, P e Fe) na Área 1 e 2, com as respectivas profundidades (0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm), na estação chuvosa e menos chuvosa, estão representados no gráfico de ACP (Figura 4), através do qual foram geradas informações relevantes acerca das variáveis em estudo. Na área 1, o Na e K apresentaram maior correlação com o pH na época menos chuvosa e os nutrientes Ca, Fe e Mg maior correlação na época chuvosa. Figura 4: Gráfico de ACP (com as componentes principais 1 e 2) dos parâmetros químicos do solo, com as profundidades coletadas, nas áreas 1 e 2, durante a época chuvosa e menos chuvosa

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Figura 5: Gráfico de ACP (com as componentes principais 1 e 2) dos parâmetros químicos do solo, com as profundidades coletadas, nas áreas 1 e 2

A componente principal 1 explica 56,21% dos dados e a componente principal 2 (comp. 2) 21,59 %, totalizando 77,8% dos dados. As variáveis que estão associadas à componente 1 são os elementos C, N, S, Ca, Mg, Al, Fe, P e a componente 2 são Na, K e pH. As variáveis do período sazonal (chuvoso e menos chuvoso), das áreas 1 e 2, profundidades (0-20 cm, 2040 cm, 40-60 cm) e nutrientes do solo (Na, K, Ca, Mg, P, C, N, S e Fe) e o pH medido pelo método em água destilada (pH H2O), foram resumidas em um gráfico que expressa a importância das variáveis para os resultados obtidos, explorando também a correlação entre essas variáveis. A formação dos agrupamentos em função de dois fatores principais (área e período sazonal) está apresentada na figura 4. Do lado direito do plano das componentes principais, situam-se as amostras da Área 1, e do lado esquerdo as amostras da Área 2. O período de estiagem está representado pelo agrupamento das amostras no plano superior do gráfico e o período chuvoso no plano inferior. A formação desses agrupamentos indica que a profundidade não tem muita influência nos resultados e que a área e o período

sazonal são os fatores que mais explicam a distribuição dos dados. Os nutrientes Na e o K são variáveis que mais representam a formação do agrupamento no período de estiagem na Área 1, que estão correlacionadas. Esse resultado coincide com as elevadas concentrações desses nutrientes neste período, que atingiram uma média de 520,23 cmoc/dm3 e 163,48 cmoc/dm3, respectivamente. Durante a estação chuvosa, essas concentrações foram bem mais baixas, com média de 11,27 cmoc/dm3 de Na e 4,07 cmoc/dm3 de K na Área 1, em função da diluição desses nutrientes pelas águas da precipitação pluviométrica durante o período chuvoso. Os aportes de Na, K, Ca e Mg sugerem contribuições das marés, os maiores valores desses cátions encontram-se no perfil 1 (Tabela 1), que está sob constante influência dos canais de maré que entrecortam a Ilha de Itarana. O período sazonal foi importante para a grande variação de Na e K nas áreas de estudo 1 e 2. Durante a estiagem, as concentrações foram maiores, principalmente no manguezal de intermaré, enquanto que no período chuvoso, a diluição provocada pela água 67

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das chuvas, assim como a lixiviação dos nutrientes do solo provocou uma redução significativa nos teores desses nutrientes. Resultados semelhantes foram encontrados por (BERRÊDO, 2008), no qual o aumento

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dos teores de Na, K, Ca, Mg e SO4-2 reflete o período da estiagem e a presença das águas oceânicas no estuário do rio Marapanim.

Tabela 1: Valores médios dos parâmetros químicos sódio (Na), potássio (K), cálcio (Ca), magnésio (Mg), aluminio (Al) e ferro (Fe) na Área 1 e na Área 2, durante a época menos chuvosa (estiagem) e chuvosa, nas profundidades coletadas (0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm).

Na (cmolc/kg)

K (cmolc/kg)

Ca (cmolc/kg)

Mg (cmolc/kg)

Al (cmolc/kg) Fe (g/Kg)

Profundidade (cm) 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60

ÁREA 1 Estiagem 551,46 Aa 508,21 Ab 501,01 Ab 169,45 Aa 165,28 Aab 155,69 Ab 4,43 Ba 5,35 Ba 4,86 Ba 15 Aa 16,29 Ba 14,60 Ba 2,89 Ab 5,85 Aa 5,81 Aa 2,08 Bb 2,55 Ba 2,38 Bab

Com base na figura 4, as variáveis C, N, S, P, Ca, Mg, Al e Fe explicam a separação dos grupos em Área 1 e 2, situados do lado direito e esquerdo, respectivamente, do plano das componentes principais, assim como o Na e o K, citados anteriormente, que exercem maior influência sobre os resultados. Essa distribuição das variáveis do lado direito do eixo da componente 2 pode ser muito bem explicada pela elevada concentração desses nutrientes na Área 1, em comparação com a Área 2, que representam manguezais de intermaré e supramaré, respectivamente. Sendo assim, a Área 1 apresenta mangues desenvolvidos, maior contribuição de matéria orgânica transportada pela maré e maior quantidade de serapilheira, enquanto que a Área 2 possui uma vegetação de porte menor e menos denso, menor influência da maré e, portanto, menor aporte de matéria orgânica. A diferença no teor de matéria orgânica entre as áreas pode é observada pelos teores de carbono, com média

ÁREA 2 Chuvoso 9,46 Ba 11,28 Ba 13,05 Ba 4,03 Ba 4,15 Ba 4,04 Ba 8,55 Ab 9,47 Aab 9,93 Aa 16,48 Ab 21,35 Aa 22,32 Aa 2,50 Aa 3,61 Ba 3,11 Ba 3,43 Aa 2,94 Ab 3,02 Aab

Estiagem 130,57 Aa 145,7 Aa 157,36 Aa 35,91 Aa 31,86 Aa 39,66 Aa 1,69 Ba 1,61 Ba 1,73 Ba 4,07 Aa 3,77 Ba 4,00 Ba 2,22 Aa 3,51 Aa 3,52 Aa 0,79 Aa 0,89 Aa 1,17 Aa

Chuvoso 4,53 Ba 5,50 Ba 5,52 Ba 1,25 Ba 1,40 Ba 1,33 Ba 3,08 Aa 3,70 Aa 4,00 Aa 5,53 Aa 7,22 Aa 8,09 Aa 1,85 Ab 2,52 Aab 3,45 Aa 1,05 Aa 1,13 Aa 1,55 Aa

de 40,95g/kg e 21,23 g/kg na Área 1 e 2, respectivamente, na época de estiagem, e 38,47 g/kg e 21,04 g/kg na Área 1 e 2, respectivamente, na época chuvosa. O acréscimo de material orgânico ao substrato de manguezal é o principal processo de adição que se observa nesse ecossistema, resultante do material de origem vegetal, como folhas, galhos e raízes em decomposição. Esse processo é evidenciado pela distribuição dos valores de carbono orgânico nos substratos, que são mais elevados em superfície e, na medida em que a profundidade aumenta, esses valores vão diminuindo, enfatizando a importante contribuição da vegetação no aporte de matéria orgânica para o solo (VIDAL-TORRADO et. al, 2005). Além das diferenças nas características ambientais entre as áreas 1 e 2, ainda existem diferenças dentro de cada área. A área 2 se inicia em uma zona de apicum, com presença de Rhizophora mangle com altura de até 68

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3 m e solo mais Menos chuvoso e arenoso. Ao final desta área, ocorre a presença de mangues de maior porte, em sua maioria de R. mangle (altura média de 9,81m), solo mais argiloso e úmido, indicando contribuição da água e nutrientes nesse desenvolvimento. Essas diferenças observadas explicam o aumento na concentração de carbono ao final da área 2.

pelo aspecto mosqueado encontrado em algumas amostras coletadas no início da área 2, que constitui zona de apicum, apesar disso, os valores de ferro nesta área foram muito inferiores no apicum, em relação ao manguezal, com médias de 0,10 g/kg (ponto P1) e 1,88 g/kg (ponto P5), no período de estiagem, e médias de 0,57 g/kg (ponto P1) e 2 g/kg (ponto P5), no período chuvoso.

Os teores de nitrogênio, de forma geral, foram maiores na área 1 em comparação com a área 2, nos dois períodos sazonais (Tabela 2). Nesta área, o teor de nitrogênio diminui na medida em que se aproxima da zona de apicum, na parte mais interna do manguezal.

A concentração mais elevada de fósforo na área 1 pode ser devido o transporte pelas águas dos canais de maré até os sedimentos na forma de fosfato (PO43-), pelas espécies vegetais e maior densidade arbórea nessa área, produzindo mais serapilheira. Na área 1 o teor médio de fósforo foi de 29,97 mg/kg no período menos chuvoso e 26,5 mg/kg no chuvoso, e na área 2 teor de 8 mg/kg e 9,37 mg/kg, evidenciando uma grande diferença entre as áreas.

Os teores de enxofre também foram mais elevados no manguezal de intermaré, com média de 11,50 g/kg na área 1 e 3,18 g/kg na área 2, durante a época menos chuvosa e, na época chuvosa, a área 1e 2 apresentaram valores médios de 10,41 g/kg e 3,76, respectivamente. Observou-se um aumento da concentração de enxofre com a profundidade, com valores médios significativamente mais elevados na área 1 em relação a área 2 (Tabela 2). A zona de oxidação gradativamente se torna zona de redução com a profundidade, mudando a coloração de marrom amarelada na matriz e aspecto marrom escuro, para coloração cinza clara a cinza escura dos sedimentos, representando o aumento da matéria orgânica, a ocorrência da pirita (FeS2) e a presença de H2S dissolvidos, explicando o aumento do enxofre com a profundidade. A variação da condição reduzida-oxidada na zona de apicum, que é exposta por longos períodos nas marés baixas e submersa sob condições de marés muito elevadas (marés de sizígia), favorece a concentração de ferro através da mobilização e precipitação deste metal (HADLICH et. al, 2010). Este processo é evidenciado

Segundo (MENDOZA et. al, 2012), a interação de diferentes características físico-químicas entre água intersticial e o regime de inundação pode controlar a concentração de fósforo na fase líquida disponível para os manguezais. A maior variação redox (ΔEh) e maior oxidação foram encontradas na zona de raízes de A. germinans, em comparação com a de R. mangle, em região de baixa variação de marés, o que pode estar controlando a disponibilidade de fósforo. A maior oxidação na zona de raízes de sedimentos sob A. germinans limita a disponibilidade de P e sua distribuição, e o gradiente vertical redox mais baixo sob as árvores de R. Mangle resultam em condições redutoras, favorece a formação de fósforo extraível, podendo ser considerada uma resposta adaptativa à absorção de nutrientes sob condições de alagamento. Os teores de alumínio (Al) não apresentaram grandes variações entre os períodos sazonais, e apresentaram maiores concentrações na estiagem, provavelmente por influência do processo de lixiviação (Tabela 2).

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Tabela 2: Valores médios dos parâmetros químicos sódio (Na), potássio (K), cálcio (Ca), magnésio (Mg) e ferro (Fe) na Área 1 e na Área 2, durante a época menos chuvosa (estiagem) e chuvosa, nas profundidades coletadas (0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm).

Na (cmolc/kg)

K (cmolc/kg)

Ca (cmolc/kg)

Mg (cmolc/kg)

Al (cmolc/kg) Fe (g/Kg)

Profundidade (cm) 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60

ÁREA 1 Estiagem 551,46 Aa 508,21 Ab 501,01 Ab 169,45 Aa 165,28 Aab 155,69 Ab 4,43 Ba 5,35 Ba 4,86 Ba 15 Aa 16,29 Ba 14,60 Ba 2,89 Ab 5,85 Aa 5,81 Aa 2,08 Bb 2,55 Ba 2,38 Bab

O pH (H2O) e o Ca são duas variáveis independentes e inversamente proporcionais, o pH (H2O), a variável que mais influencia o agrupamento da área 2 na época menos chuvosa, com diminuição do pH (H2O) em comparação com a época chuvosa, com médias de 4 e 3, respectivamente. Os valores de pH (H2O) assumem uma escala decrescente na medida que aumenta a profundidade (Tabela 3), diferente dos resultados encontrados por (HADLICH et. al, 2010), em solos sob condições anaeróbicas, como no caso de manguezais sob forte influência das marés, em que o pH fica em torno de 6,7 a 7,2. O pH de campo indica valores mais altos, tendendo a neutralidade assemelhando-se ao trabalho de (HADLICH et. al, 2010). A análise descritiva permitiu inferir que, de forma geral, o Eh foi redutor na área 1, com média de – 300 mv na estiagem e -305 mv na estação chuvosa, verificando que o período sazonal não alterou os valores para este parâmetro. Na área 2, o Eh apresentou características oxidantes no início do perfil, onde se encontra a zona de apicum, ficando cada vez mais redutor quanto mais próximo do manguezal, no final deste perfil. Nas duas áreas amostradas, o Eh apresentou características fortemente redutoras com a profundidade (Tabela 3),

ÁREA 2 Chuvoso 9,46 Ba 11,28 Ba 13,05 Ba 4,03 Ba 4,15 Ba 4,04 Ba 8,55 Ab 9,47 Aab 9,93 Aa 16,48 Ab 21,35 Aa 22,32 Aa 2,50 Aa 3,61 Ba 3,11 Ba 3,43 Aa 2,94 Ab 3,02 Aab

Estiagem 130,57 Aa 145,7 Aa 157,36 Aa 35,91 Aa 31,86 Aa 39,66 Aa 1,69 Ba 1,61 Ba 1,73 Ba 4,07 Aa 3,77 Ba 4,00 Ba 2,22 Aa 3,51 Aa 3,52 Aa 0,79 Aa 0,89 Aa 1,17 Aa

Chuvoso 4,53 Ba 5,50 Ba 5,52 Ba 1,25 Ba 1,40 Ba 1,33 Ba 3,08 Aa 3,70 Aa 4,00 Aa 5,53 Aa 7,22 Aa 8,09 Aa 1,85 Ab 2,52 Aab 3,45 Aa 1,05 Aa 1,13 Aa 1,55 Aa

com exceção da zona de apicum no perfil 2. A característica redutora dos sedimentos de manguezais está associada à baixa declividade, que favorece a influência das águas por um período de tempo maior. Em consequência, os sedimentos são predominantemente redutores, fracamente ácidos a neutros, com salinidade elevada, principalmente durante o período menos chuvoso (BERRÊDO et. al, 2008). A salinidade intersticial (Sal) está associada à intrusão salina pelas águas dos estuários, precipitação pluviométrica e processo de evaporação (CRUZ, 2009) uma vez que no período Menos chuvoso a evaporação favorece a concentração de sais na superfície do terreno e, no período chuvoso, as águas pluviais propiciam a diluição desses sais (Tabela 3). Para BERRÊDO (2006) a influência da curta, porém marcante sazonalidade climática do nordeste paraense (especialmente a precipitação pluviométrica e a temperatura), sobre os sedimentos lamosos do estuário do rio Marapanim, onde os efeitos do clima sobre a cunha salina resultou na concentração ou na diluição da salinidade intersticial na superfície do sedimento. No presente estudo, a sazonalidade climática foi fator 70

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determinante para as oscilações de salinidade. Em geral, a salinidade varia em diferentes ecossistemas de

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acordo com a topografia, marés (baixas ou altas) e aporte de água doce (Palanisamy et. al, 2009).

Tabela 3: Valores médios de carbono total, pH com água destilada (pH-água), pH em campo (pH-campo), potencial de redox (Eh) e Salinidade intersticial (Sal) na Área 1 e na Área 2, durante a época menos chuvosa (estiagem) e chuvosa, nas profundidades coletadas (0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm)

Profundidade (cm) pH (água)

pH (campo) Eh (mV) Sal

0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60 0-20 20-40 40-60

ÁREA 1 Estiagem 4,52 3,66 3,57 6,15 6,68 6,76 -232,75 -335,60 -330,60 41,60 35,2 33,6

ÁREA 2 Chuvoso 3,69 3,00 2,79 6,71 6,73 6,78 -263,10 -317,60 -335,73 19,75 29 32,27

Estiagem 4,53 4,02 3,72 6,45 6,57 6,63 -339,58 -374,33 -193,33 19,75 21 28,33

Chuvoso 3,44 2,99 2,74 6,51 6,23 6,08 -67,07 -107,80 -35,33 15,57 22,27 23,47

CONCLUSÃO A sazonalidade no clima exerceu maior influência sobre os resultados de Na, K e salinidade intersticial, por meio dos processos de evaporação, na estação seca e de diluição, na estação chuvosa, comportamento observado nas duas áreas amostradas. Existe diferença entre as áreas 1 e 2 com relação ao teor de nutrientes, os quais apresentaram valores mais elevados no manguezal de intermaré (área 1), considerando a totalidade dos nutrientes. A formação de alguns agrupamentos não foi bem explicada nos gráficos de análises de componentes principais (APC),

possivelmente devido a não inclusão de outros parâmetros que podem está influenciando nesses resultados, como o Eh e a salinidade, que são medidas importantes para a caracterização de manguezais. Em manguezais, vários fatores inter-relacionados devem ser levados em consideração, como o regime de marés, a topografia e a sazonalidade climática, visando um melhor entendimento dos processos de troca que ocorrem dentro do manguezal e entre este e ecossistemas adjacentes.

AGRADECIMENTOS Os autores agradecem ao projeto Rede de Mudanças Climáticas/Edital 014/2009/CNPq/FAPESPA, ao Conselho Nacional de Desenvolvimento e Pesquisa/ CNPq pela bolsa concedida à aluna do curso de Ciências Ambientais/UFPA, e ao Museu Paraense Emílio Goeldi/MPEG pelo auxílio no desenvolvimento da pesquisa e infraestrutura de campo e laboratório.

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ANÁLISE DO PROCESSO PARTICIPATIVO NA AVALIAÇÃO AMBIENTAL ESTRATÉGICA NO BRASIL Analysis of participatory process in the strategic environmental assessment in Brazil Maria José Ferreira Berti Engenheira da Secretaria de Estado do Meio Ambiente do Mato Grosso e Doutoranda do Programa de Pós-Graduação em Engenharia Urbana da Universidade Federal de São Carlos. E-mail: [email protected]

Nemésio Neves Batista Salvador Engenheiro Civil, Doutor em Saneamento e Meio Ambiente e Professor do Programa de PósGraduação em Engenharia Urbana da Universidade Federal de São Carlos.

RESUMO A United Nations Economic Commission for Europe (UNECE), a International Association for Impact Assessment (IAIA) e a Comissão Europeia recomendam ou requerem a adoção de alguma forma de participação pública nos processos de avaliação ambiental, incluindo a Avaliação Ambiental Estratégica (AAE). No Brasil a AAE vem sendo praticada voluntariamente, tornando-se indispensável compreender os procedimentos de envolvimento das partes interessadas e, particularmente o público, nos processos de tomada de decisão. Portanto, o objetivo deste trabalho foi averiguar o processo de participação pública nas AAEs no Brasil, através de uma análise qualitativa, comparativa e crítica do conteúdo de dez relatórios de AAE. A análise contemplou as metodologias de práticas de participação pública constantes na literatura e as diretrizes internacionais da IAIA. Verificou-se que o principal meio empregado no processo de participação no Brasil ainda é a audiência pública e que, apesar de sua prática, não são atendidos de forma efetiva aos critérios recomendados. Palavras-chave: Avaliação Ambiental Estratégica, AAE, participação pública.

E-mail: [email protected]

ABSTRACT The United Nations Economic Commission for Europe (UNECE), the International Association for Impact Assessment (IAIA) and the European Commission recommend or require the adoption of some kind of public participation in the environmental assessment processes, including the Strategic Environmental Assessment (SEA). In Brazil SEA has been voluntarily practiced, being imperative to understand the procedures for involvement of stakeholders and particularly the public in the decision-making processes. Therefore, the focus of this paper was to study the public participation process in the Brazilian SEAs through a qualitative, comparative and critical analysis of the content of ten reports of SEA. The analysis involved methods of practices for public participation presented in the literature and international IAIA guidelines. It was verified that the main method utilized in the process of public participation in Brazil is the public hearing, and despite that practice the recommended criteria are not effectively met yet. Keywords: Strategic Environmental Assessment, SEA, public participation.

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INTRODUÇÃO A Avaliação Ambiental Estratégica (AAE) surge como uma nova perspectiva de avaliação ambiental por ser uma ferramenta proativa, incorporando a variável ambiental nos níveis estratégicos de decisão, contudo, de forma flexível e adaptada ao planejamento corrente para trazer a decisão sobre o contexto de sustentabilidade, permitindo o envolvimento da sociedade na tomada de decisão (PARTIDÁRIO, 2004; FISCHER, 2007; BINA, 2008). Segundo Therivel (2004), o objetivo principal da AAE é alcançar a integração das componentes de desenvolvimento sustentável no processo de planejamento de Política, Planos e Programas (PPPs). A ocorrência da participação pública no nível mais alto de tomada de decisão, ou seja, nas PPPs que precede a fase de projetos específicos, estabelece mecanismos de participação pública em discussões relevantes para a sustentabilidade, permitindo ao público manifestar seus pontos de vista ainda no processo de planejamento (DALAL-CLAYTON; SADLER, 2005). Dentro da pressão existente para a gestão ambiental participativa, a AAE proporciona uma sistemática considerável quanto aos aspectos socioambientais, e também um vasto espaço para a participação social se comparada à avaliação de impacto ambiental (COSTA; BURSZTYN; NASCIMENTO, 2008). A participação pública pode ser definida como o envolvimento de indivíduos e grupos que são positiva ou negativamente afetados por uma intervenção proposta (por exemplo, uma política, um plano, um programa e um projeto), sujeita a um processo de decisão, ou que estão interessados na mesma (ANDRÉ et al., 2006). Conforme estes autores, os objetivos da participação pública são essenciais para a boa governança, pois fortalecem as comunidades locais, obtêm reações do público e contribuem para melhorar a análise de propostas e para a aprendizagem mútua entre as partes interessadas. A Associação Internacional para Participação Pública - International Association for Public Participation (IAP2) cita que “participação pública significa envolver aqueles que são afetados por uma deliberação no processo de tomada de decisão” (IAP2, 2005).

intergovernamentais como, por exemplo, o Princípio 10 da Declaração do Rio e da Convenção de Aarhus sobre o acesso à informação, participação pública na tomada de decisão e acesso à justiça em matéria de meio ambiente, e na Diretiva Européia de Avaliação Ambiental Estratégica - Diretiva 42/2001/CE (CRNČEVIĆ, 2007). A maioria dos documentos internacionais de orientação e enquadramentos legais sobre AAE recomenda ou exige a adoção de alguma forma de participação pública em seu processo de avaliação. Organismos como a United Nations Economic Commission for Europe (UNECE, 2003), a International Association for Impact Assessment (IAIA, 2002) e a Comissão Europeia (CEC, 2001), estabelecem princípios e critérios para a realização da participação pública em processos de tomada de decisão. Conforme Partidário (2008), o conceito de AAE preconiza que a sua direção deve ser feita com a participação dos diversos atores envolvidos, direta ou indiretamente com o objeto a ser avaliado. A prática da participação pública oferece legitimidade e transparência ao processo de tomada de decisão e melhora a capacidade de resposta das instituições públicas (THERIVEL, 2004). Segundo a IAIA (2002) uma Avaliação Ambiental Estratégica de boa qualidade passa por um processo que deve atender a vários critérios de desempenho. Entre esses critérios, a AAE deve ser participativa. A participação pública, pelo menos em teoria, é uma questão importante, pois está presente na maior parte dos sistemas de AAE propostos pela literatura ou estabelecidas em legislação. A escolha dos métodos utilizados para abranger o público é um importante fator na determinação da qualidade da participação, pois às vezes ele apenas informa e não permite que a comunidade interaja e exponha suas opiniões. A participação do público engloba uma série de procedimentos e métodos concebidos para informar, consultar, envolver e colaborar, a fim de permitir que aqueles que seriam potencialmente afetados por uma decisão ou política, possam ser ouvidos no processo (IFC, 2007).

Além de ser baseada nos princípios de democracia, a participação pública é abordada em vários acordos 74

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A Figura 1 apresentada a seguir ilustra os níveis de participação pública desenvolvidos pela Associação Internacional de Participação Pública (IAP2, 2000) Figura 1. Níveis de participação pública. Fonte: IAP2 (2000)

Conforme mostrado na Figura 1, cada nível de participação pública tem um aumento correspondente na medida da intensidade de envolvimento público e de sua participação no processo de avaliação ambiental. De acordo com CEAA (2008), a informação e a consulta podem ser entendidas como a participação no sentido mais restrito. A informação é um processo em que o público recebe informações, mas não pode fazer quaisquer declarações sobre as mesmas. Neste nível, a oportunidade para a participação do público foi classificado como nenhuma. A consulta é uma abordagem bilateral, uma forma de diálogo, onde as autoridades oferecem informações sobre o projeto ou outra ação para o público e em seguida, o público realiza comentários sobre as informações fornecidas. Este nível é classificado como baixo. No terceiro nível é fornecida a oportunidade de diálogo e interação. A oportunidade para a participação do público foi classificada como média. No quarto nível é fornecido ao público a oportunidade de parceria ou trabalhar em conjunto com os tomadores de decisão. Neste caso, a oportunidade para a participação pública foi classificada como alta. No quinto nível é fornecida a capacitação do público, colocando em suas mãos a tomada de decisão final (IAP, 2000). A oportunidade para a participação do público é classificada como alta.

Existem várias técnicas de participação pública disponíveis, como audiências públicas, reuniões, workshops, oficinas, comitês consultivos, levantamentos (construir um perfil dos atores envolvidos), mala direta, artigos na mídia local e site eletrônico (web) (ANDRÉ et al., 2006). Cada método apresenta uma finalidade específica e, quando aplicado de forma adequada, pode trazer benefícios significativos para a organização patrocinadora do programa ou implementação de políticas (HILLIKER; KLUZ, 2001). Conforme Bisset (2000) a consulta pública é provavelmente a forma mais comum de envolver o público na avaliação ambiental. A Constituição Brasileira de 1988 instituiu, no âmbito das políticas públicas, a participação social como eixo fundamental na gestão e no controle das ações do governo (Beghin; Jaccoud; Silva, 2002). Com isto, foram implementados novos mecanismos nos processos de tomada de decisões, o que fez emergir um regime de ação pública descentralizada, no qual são criadas formas inovadoras de interação entre governo e sociedade. A partir de 1990 a participação da sociedade civil na gestão pública ganhou novos contornos e dimensões, sendo uma delas a ambiental, com a inclusão de vários atores sociais no processo de deliberação pública, tornando-a um mecanismo para a democracia na 75

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promoção da coesão social entre o governo e os cidadãos (ROCHA, 2009). No Brasil a AAE não é obrigatória, mas tem sido realizada de forma voluntária, contando com a ausência total de exigências legais na sua aplicação (SÁNCHEZ, 2008). Portanto, não existem orientações oficiais específicas para a sua realização. As AAEs são realizadas algumas vezes para facilitar o processo de licenciamento ambiental, outras vezes para atender às exigências do Banco Interamericano de Desenvolvimento (BID), para que conceda o financiamento de programas e projetos. Nos últimos 15 anos foram elaborados no Brasil, cerca de trinta AAEs (OPPERMANN, 2012).

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Para o Ministério do Meio Ambiente (2010), o processo de AAE deve prever os momentos, as formas e os canais de comunicação, além do envolvimento e inclusão da opinião dos atores, em função da dinâmica de cada setor e do respectivo processo de decisão, de modo a criar uma cultura de participação. Nesse sentido, este artigo tem por objetivo apresentar uma avaliação da participação pública em processos de Avaliação Ambiental Estratégica no Brasil, com a averiguação do conteúdo de relatórios de AAE e da consideração, no decorrer desses processos, das diretrizes estabelecidas pelo critério participativo de boas práticas preconizado pela IAIA (2002), a fim de verificar se as referências brasileiras atenderam de forma apropriada ao mesmo.

METODOLOGIA A metodologia do estudo envolveu a revisão bibliográfica do tema em questão, com a finalidade de constituir um referencial conceitual acerca das possibilidades de participação pública na AAE nos diversos níveis de tomada de decisão, verificando, para tanto, os métodos e as práticas nacionais e estrangeiras existentes.

Através dos relatórios ambientais das AAEs foram levantados os atores, métodos aplicados para o envolvimento destes, a fase em que ocorreu a participação pública e, ainda, se as sugestões foram consideradas no relatório final da AAE. Em seguida, foi realizada uma análise crítica do processo de participação pública nessas AAEs.

Para atender ao objetivo da pesquisa foi realizada uma análise crítica qualitativa dos métodos e práticas de participação pública em AAEs brasileiras, a qual foi aplicada ao conteúdo de diferentes relatórios ambientais. Para este propósito foi utilizada um conjunto de dez estudos de caso, em diferentes setores de atividades. Como contextualizado por Lee e Colin, (2006), a análise do conteúdo dos relatórios ambientais se baseia na leitura de textos de forma sistemática, como forma de interpretá-los e fazer suposições sobre os processos que descrevem, sendo estes fontes facilmente acessíveis de conhecimentos relevantes, embora esses relatórios não contemplem de forma exaustiva a complexidade dos processos de planejamento e a dinâmica de governança.

Para a avaliação das práticas do processo de participação pública, foi realizada uma análise comparativa com o critério participativo, estabelecido pela IAIA (2002), que faz parte de um conjunto dos seis critérios de desempenho, considerados essenciais para um processo de AAE.

Os critérios para a escolha dos relatórios ambientais foram os seguintes:  

Disponibilidade na Internet dos relatórios ambientais; Processos que se encontravam concluídos, uma vez que se pretendia analisar os relatórios finais de cada AAE.

No critério participativo de boas práticas de AAE devese considerar se a mesma obedece aos os seguintes procedimentos:   

Informa e envolve o público interessado e afetado, assim como os órgãos governamentais ao longo de todo o processo de decisão; Considera as sugestões e preocupações da sociedade na documentação da AAE e na tomada de decisão; Apresenta requisitos de informação claros e facilmente compreensíveis, assegurando acesso suficiente a toda a informação relevante.

Com base em uma escala pré-definida foi realizada uma análise comparativa a fim de averiguar o cumprimento dos três itens para o critério participativo, conforme estipulado pela IAIA (2002), para cada AAE analisada. De acordo com a escala, o símbolo S representa que a 76

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AAE analisada atende Satisfatoriamente os três itens do critério. O símbolo RS representa que atende Razoavelmente Satisfatório, com dois itens; NS representa que atende de forma Não Satisfatória, constando somente um item e NE Não Encontrado.

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que o emprego da AAE deve seguir os princípios de bom desempenho reconhecidos por organizações internacionais de desenvolvimento profissional, cooperação técnica e de apoio ao desenvolvimento econômico.

A utilização desse critério estipulado pela IAIA é reforçada e apoiada pelo MMA (2010), o qual menciona

RESULTADOS E DISCUSSÃO No Quadro 1 estão relacionadas e analisadas de forma sintética as dez AAEs consideradas neste estudo, bem como o setor de atividade e nível de governo, a localização (site) dos seus relatórios, e os atores envolvidos, além de apresentar a síntese dos métodos e práticas de participação pública e as fases em que ocorreram. Por meio da análise apresentada no Quadro 1 pode-se verificar que a participação pública é mencionada em todos os relatórios ambientais, sendo que foram utilizados diversos métodos de envolvimento das partes interessadas, conforme se segue:     

  

Reuniões técnicas e seminários; Sessões públicas de apresentação e discussão; Consulta pública (reuniões com a comunidade afetada e audiências públicas); Comitês de acompanhamento; Disponibilização na web ─ que ocorreu através de site próprio da agência ambiental onde o estudo está inserido ou no site dos elaboradores da AAE; Workshop com oficinas; Realização de cursos sobre AAE; Divulgação da informação escrita (folders).

Mediante os dados disponíveis e analisados, identificouse que a consulta através de audiências públicas foi utilizada em 90 % (noventa por cento) das AAEs, fato este já constatado em outros estudos (BISSET, 2000). Além das audiências públicas, observaram-se também outros métodos, como as reuniões técnicas, que foram verificadas em sete AAEs; o comitê de acompanhamento, em quatro; seminários e oficinas, em três; site eletrônico, em duas e curso, em apenas uma AAE. Somente a AAE da Mata Branca dispõe de um site próprio para a participação do público (http://aaebiomacaatinga.webnode.com.br/).

Observa-se que em todas as AAEs o processo de participação pública adotou formas distintas de atender as partes interessadas, como as agências governamentais e especialistas, através de reuniões técnicas, e o público em geral, por meio de consultas e audiências públicas. Somente a AAE da Mata Branca aplicou o quinto nível de participação pública configurada pela IAP (2000), que é a capacitação do público. Foi realizado um curso sobre AAE com o objetivo de proporcionar um nivelamento para as partes interessadas e comunidade e foi promovido um ciclo de palestras que abordavam temas relevantes sobre a importância da preservação da Caatinga. Este procedimento é importante, pois conforme Arbter (2005), no planejamento estratégico é mais difícil envolver os vários grupos que compõem a parte afetada. Excluindo os especialistas, o público geralmente não se interessa por planejamento por conter propostas abstratas que requerem conhecimentos específicos. A síntese dos resultados obtidos, conforme análise crítica realizada segundo o critério de desempenho participativo da IAIA (2002) é apresentada no quadro seguinte. Conforme pode ser visualizado a partir do Quadro 2, a participação pública ocorreu nos estudos de caso (AAEs) selecionados pelo presente trabalho. Observa-se que para o Item a do Critério Participativo da IAIA (2002), três casos foram considerados satisfatórios, sete casos foram razoavelmente satisfatórios e nenhum foi considerado não satisfatório. Para o Item b, não houve nenhum caso satisfatório, houve seis casos razoavelmente satisfatórios e quatro não satisfatórios. Por fim, com relação ao Item c, três casos foram satisfatórios, cinco se apresentaram razoavelmente satisfatórios e dois não satisfatórios.

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Com os dados obtidos no Quadro 2 nota-se que, das trinta possibilidades encontradas, cinco foram consideradas satisfatórias (16,67%), 18 razoavelmente satisfatórias (60%), três não satisfatórias (10%) e quatro não encontradas (13,33%) (vide Figura 2 a seguir). Figura 2 ─ Classificação da participação pública nas AAEs

70,00% 60% 60,00%

S (5)

50,00%

RS (18)

40,00%

NS (3)

30,00% 20,00%

16,67% 10%

13,33%

NE (4)

10,00% 0,00% S (5)

RS (18)

Desta forma, pode-se interpretar que a deficiência maior é verificada no Item b, que não foi encontrado em quatro AAEs, evidenciando a não incorporação das ações ou decisões tomadas em resposta à participação pública, com relação às questões que foram levantadas e sugeridas ao relatório ambiental final. Analisando o Critério Participativo de Boas Práticas da IAIA (2002), verifica-se que apenas quatro dos relatórios ambientais citam que as sugestões ocorridas durante o processo de participação pública foram incorporadas nas AAEs. É reconhecido que, no contexto das boas praticas de participação pública, que os participantes saibam como sua contribuição foi considerada na decisão final. Outro fato observado é que a participação pública, embora ocorrendo em algumas das etapas das AAEs, não foi viabilizada logo no início desses processos, na

NS (3)

NE (4)

fase de prospecção (screening), conforme preconizado pelo Critério Participativo de Boas Práticas (IAIA, 2002). Somente em um caso a participação pública foi realizada na fase da elaboração do Termo de Referência (AAE do Extremo Sul da Bahia), onde ainda é possível a comunidade influenciar no escopo de uma AAE. Em relação à realimentação (feedback) que deveria ocorrer entre os responsáveis pela elaboração das AAEs e os atores chave durante o processo de participação pública, constatou-se a existência de poucas informações nos relatórios, que somente citam que as sugestões foram incorporadas. Outra questão relevante constatada é a falta de conclusões sobre a participação pública nos relatórios ambientais, por exemplo, explicitando o modo como as opiniões recebidas foram avaliadas.

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CONCLUSOES E RECOMENDAÇÕES Esta pesquisa identificou lacunas centrais relacionadas aos critérios necessários à realização das boas práticas de participação pública em AAE no Brasil. Foi constatada a necessidade de aprofundamento das questões teóricas relacionadas aos procedimentos e teorias substanciais à realização de AAE, para o processo de participação. Com a análise dos relatórios foi possível verificar que a participação pública na AAE no contexto brasileiro vem sendo praticada, de um modo em geral, apenas com o cumprimento mínimo recomendado. Tal fato se constata quando o método mais utilizado para envolver os atores chave é a consulta através da audiência pública, percebendo-se, portanto, que ainda se pratica esta participação nos moldes do Estudo de Impacto de Ambiental (EIA), que esta prática ocorre principalmente no final do processo, não oportunizando aos atores uma real contribuição para o mesmo, tornando-o mais transparente, legítimo e eficaz. Em relação ao método através da disponibilização dos relatórios de AAE na web, através do site eletrônico, restringe-se o envolvimento e a participação e das pessoas sem acesso à Internet. Percebe-se que a prática da participação pública no Brasil precisa ainda avançar no que diz respeito aos métodos e práticas nos processos decisórios, visto que as AAEs consideradas neste estudo atenderam apenas a alguns critérios estabelecidos pela IAIA e pela literatura pertinente. Contudo, apesar dessa constatação, observa-se que em algumas AAEs foram adotadas alguns métodos de participação, numa tentativa de abranger os atores chave envolvidos, o que pode ser considerado um ponto positivo nesse processo. Assim, conclui-se que a participação pública, da forma como vem sendo praticada, atende apenas parcialmente aos requisitos mínimos exigidos pelos organismos internacionalmente conceituados sobre a matéria em questão. Desta forma, algumas recomendações podem ser feitas para que a participação pública na AAE se torne mais eficaz no Brasil, tais como: 













Proporcionar diversas formas e oportunidades de participação pública e implementar abordagens para o alcance de opiniões diferentes, empregando variados meios de divulgação e comunicação, em função das diversidades culturais; A abordagem de envolver o público através da disponibilização das informações na Internet restringe a participação pública apenas a pessoas com acesso a ela. Mesmo em casos em que a consulta realizada via internet alcance um grande número de pessoas, este processo deverá ser complementado com a utilização de formas presenciais de participação, para que as questões e dúvidas que surjam possam ser discutidas de forma mais dinâmica e interativa; As informações devem ser disponibilizadas por um tempo adequado, ou seja, a tempo das pessoas poderem analisa-las adequadamente e dar sugestões. Prazos demasiadamente curtos podem reduzir o número de pessoas a serem informadas e de terem a possibilidade de se manifestar; As informações disponibilizadas devem ser textos não longos e de fácil compreensão, sendo interessante a elaboração de um sumário não técnico para ser amplamente divulgado a população interessada e afetada; Fornecer sempre retorno (feedback) em relação às sugestões recebidas durante o processo de participação pública. Informar se as sugestões foram ou não aceitas na versão final da AAE, o que reforça a responsabilidade e credibilidade do processo. A AAE deve ser regulamentada no Brasil, com dispositivo prevendo a obrigatoriedade da consulta pública e de outros mecanismos pertinentes que fomentem a participação de todos os interessados ou envolvidos no processo, por exemplo, com a elaboração de guias ou diretrizes correlatas e com a realização de audiências publicas nas regiões ou locais objeto das PPPs avaliadas.

Considerar os aspectos sociais e culturais da comunidade envolvida, compreendendo e respeitando o perfil cultural dos participantes;

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Ressalva-se que a análise crítica realizada teve por base somente os relatórios ambientais das AAEs, não se fazendo uso de outros documentos e instrumentos. Recomenda-se que, para futuros estudos, as análises envolvam documentos que embasaram as AAEs e

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outros instrumentos, como entrevistas com os responsáveis pela sua elaboração, comunidade científica e os atores chave envolvidos, principalmente os representantes das comunidades a serem afetadas.

Quadro 1. Informações e análise das AAEs estudadas

AAE

Setor/ Nível

Relatório de AAE (acesso)

Atores

1) Setor de petróleo e gás natural na Bacia de Camamu-Almada (2003).

Energia - petróleo e gás natural / Estadual (BA).

http://lima.coppe.u frj.br/aaesulbahia/

- Sociedade local e a grupos de interesse

Métodos de Participação Pública/ Fases - Reuniões técnicas (elaboração da metodologia e desenvolvimento do estudo, que se considera escopo e cenários); - Consultas públicas (audiências públicas)

Observações

- Considerou as sugestões e preocupações da sociedade na AAE.

- Comitê de acompanhamento - Internet (relatórios e documentos)

2) Programa Rodoviário de Minas Gerais (PRMG) (2006).

3) Programa da Qualidade Ambiental Urbana do Amapá - GEABID (2006).

Transportes/ Estadual (MG).

Meio ambiente/ Estadual (AP).

http://www.transp ortes.mg.gov.br/in dex.php?view=artic le&catid=47:geral& id=747:avaliacaoambientalestrategicaaae&tmpl=compon ent&print=1&page =

http://idbdocs.iadb .org/wsdocs/getdo cument.aspx?docn um=724751

- Usuários e operadores dos serviços de transportes rodoviários de cargas e passageiros;

- Consultas Públicas através de audiências públicas (dez) nos trechos atingidos pela rodovia, realizadas pela COPAM.

- Sociedade local

- Reuniões, a partir de solicitação, com associações, entidades ambientalistas e organizações da sociedade civil das áreas de influência.

- Representantes de ONG, da comunidade envolvida com o programa, demais representantes da sociedade civil e lideranças

- Na elaboração do RAAE foram realizados contatos e promovidas reuniões com os órgãos executores e de controle ambiental. As consultas públicas

- Não informa se as considerações da participação pública foram inseridas na AAE.

- Não informa se as sugestões foram inseridas na AAE.

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AAE

Setor/ Nível

Relatório de AAE (acesso)

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Atores empresariais.

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Métodos de Participação Pública/ Fases ocorreram em diferentes momentos da fase de preparação.

Observações

- Reuniões de consulta pública (Laranjal do Jari, Santana e Macapá).

4) Plano de Turismo Turismo/Federal. Sustentável na Costa Norte (2007).

http://lima.coppe.u frj.br/aaeturismoco stanorte/

- Mapeamento de instituições governamentais, privadas e organizações não governamentais e universidade. - Empresários do turismo e pescadores.

- Consulta institucional e pública, nas etapas do escopo e nas fases de caracterização, identificação dos planos e programas e para o diagnóstico. - Relatórios disponibilizados eletronicamente e posterior discussão na Consulta Pública.

- As informações e dados levantados por intermédio de pesquisa e de consulta aos atores sociais relevantes foram considerados na AAE.

- Reuniões técnicas;

5) Programa de Transporte Urbano do Distrito Federal e Entorno - Brasília Integrada. (2007).

6) Sub-bacia do Rio Verde (2007).

Transportes/ Distrito Federal.

Energia elétrica / Estadual (MS).

http://www.st.df.g ov.br/sites/100/16 7/00000390.PDF

Disponibilizado pelo Instituto de Meio Ambiental de Mato Grosso do Sul.

- Atores das esferas federal e distrital de governo, da sociedade civil, do setor produtivo e do terceiro setor, populações de ambulantes, motoristas e cobradores de ônibus.

- Prefeituras, populações locais, produtores da região (pecuaristas),

- Consulta pública (audiência pública) foi realizada, sustentada por documentação apropriada, com a participação de representantes da sociedade civil, das comunidades, de lideranças locais e ONGs. Não se verifica a participação dos outros municípios envolvidos pelo programa. - Reuniões Técnicas e seminários com a comunidade técnico-científica (durante a

- Sugestões e recomendações por parte do público, foram avaliadas e incorporadas aos relatórios para elaboração da versão definitiva do RAAE.

- Não esclarece se os questionamentos foram considerados na

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Atores pescadores, instituições de pesquisa, entidades ambientalistas, órgãos públicos de saúde, empreendedor.

- Representantes dos órgãos públicos; população da região do entorno de Anchieta. 7) Polo Industrial e de Serviços de Anchieta (2009).

Minero-industrial / Estadual (ES).

8) Programa Complexo Porto Sul (2010).

Desenvolvimento minero-industrial / Estadual (BA).

9) Projeto Mata Branca (2010).

Meio ambiente / Estadual (CE).

Disponibilizado pelo Instituto Estadual de Meio Ambiente do Espírito Santo.

http://www.inema. ba.gov.br/estudosambientais/avaliac aoambiental/portosul

- Conselho de Acompanhamento Fórum da Companhia Siderúrgica Ubu e Comitê de Bacia do Rio Benevente. (composto por representantes da comunidade civil organizada).

Métodos de Participação Pública/ Fases finalização de cada etapa), só informou.

Observações AAE final.

- Seminários de Consulta Pública com distribuição de um folder com informações básicas (apresentou resultados preliminares da AAE). - Audiências públicas e seminários (três) realizados pelo Conselho de Planejamento, Avaliação e Monitoramento de Políticas Públicas para a Região do Polo – COPLAM, com intuito de informar à população acerca dos investimentos e projetos para a região.

- Não cita se as sugestões foram inseridas na AAE.

- Comitê de Acompanhamento; - Grupo de Trabalho Governamental; - Atores sociais da região de estudo.

http://www.lima.c oppe.ufrj.br/files/a aeportosul/aae_su mario_executivo.p df

Disponibilizado pela equipe elaboradora da

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- Representantes de instituições governamentais, da academia e

- Disponibilização do relatório preliminar da AAE no momento da consulta pública.

- Curso de nivelamento (definição dos objetivos e

- As sugestões e observações do Comitê e da Consulta foram avaliadas e incorporadas no relatório final da AAE.

- As sugestões foram incorporadas na etapa dos Fatores

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Atores sociedade civil.

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Métodos de Participação Pública/ Fases resultados); - Ciclo de palestras, oficinas; seminários (descrição da situação atual de cada fator crítico de decisão);

Observações Críticos de Decisão (FCD).

- Disponibilidade de um site eletrônico para expressar opiniões.

10) Extremo Sul da Bahia (2011).

Indústria, energia e agricultura / Estadual (BA).

http://www.seia.ba .gov.br/sites/defaul t/files/other/Produ to%203%20%20AAEExtremo%20Sul.pdf http://www.lima.c oppe.ufrj.br/files/a aeextremosul/aae_ sumario_executivo. pdf

- Reuniões técnicas (elaboração do Termo de Referencia e na fase resultados do diagnóstico) - Técnicos da INEMA, SEMA e representantes da comunidade local.

- Comitê de acompanhamento com a participação dos setores da sociedade (fase dos cenários e discussão dos resultados).

- Os resultados das fases finais (cenários e avaliação ambiental) não foram apresentados e validados em consulta pública aos atores sociais da região.

- Consulta pública (apresentou os resultados da fase de diagnóstico).

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Quadro 2 – Resultados da análise da participação pública no processo de AAE

Critério Participativo (IAIA, 2002)

AAE

a) Informa e envolve o público interessado e afetado, assim como os órgãos governamentais, ao longo de todo o processo de decisão?

b) Considera as sugestões e preocupações da sociedade na documentação da AAE e na tomada de decisão?

c) Apresenta requisitos de informação claros e facilmente compreensíveis e assegura suficiente acesso a toda a informação relevante?

RS

RS

RS

RS

NE

NS

RS

NE

NS

S

RS

S

RS

RS

RS

RS

NE

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NE

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S

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S

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S

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RS

NS

1) Setor de petróleo e gás natural na Bacia de CamamuAlmada (2003) 2) Programa Rodoviário em Minas Gerais (PRMG) (2006) 3) Programa da Qualidade Ambiental Urbana do Amapá GEA-BID (2006) 4) Plano de Turismo Sustentável na Costa Norte (2007) 5) Programa de Transporte Urbano do Distrito Federal e Entorno - Brasília Integrada (2007) 6) Sub-bacia do Rio Verde (2007) 7) Polo Industrial e de Serviços de Anchieta (2009) 8) Programa-Complexo Porto Sul (2010) 9) Projeto Mata Branca (2010) 10) Extremo Sul da Bahia (2011)

Legenda: S – satisfatório RS – razoavelmente satisfatório NS – não satisfatório NE – não encontrado.

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ALTERAÇÕES QUÍMICAS EM SOLO OCUPADO POR CEMITÉRIO HORIZONTAL NO NORTE DO RIO GRANDE DO SUL Chemical changes in soil occupied for cemetery horizontal in Rio Grande do Sul - North Pedro Daniel da Cunha Kemerich Universidade Federal do Pampa, Caçapava do Sul-RS. E-mail: [email protected]

Willian Fernando de Borba Universidade Federal de Santa Maria UFSM, Santa Maria-RS.

E-mail: [email protected] Natana Schmachtenberg Universidade Federal de Santa Maria UFSM, Frederico Westphalen – RS. E-mail: [email protected]

Cristiane Graepin [email protected], Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria – RS Carlos Eduardo Balestrin Flores [email protected], Universidade Federal do Pampa Unipampa, Caçapava do Sul-RS

Guilherme Barros [email protected], Universidade Federal de Santa Maria UFSM, Frederico Westphalen-RS

Ademir Eloi Gerhardt [email protected], Universidade Federal de Santa Maria UFSM, Santa Maria-RS

RESUMO Atualmente, têm-se poucos estudos que relacionam os cemitérios como atividades causadoras de impactos ambientais. Com isso, o presente estudo tem por objetivo determinar alterações nas propriedades químicas em um solo ocupado por cemitério. Foram realizadas tradagens no solo nas profundidades de 0 a 300 cm, para consequente determinação dos parâmetros Amônia, Nitrato, pH e Nitrito. Foram verificadas as variações de Amônia (17,63 a 580,08 mg kg-1), Nitrato ((valores menores que o Limite de Detecção (L.D). a 361,93 mg kg-1)), Nitrito (valores menores que o L.D. até 7,19 mg kg-1) e pH (de 4,8 a 7,9). O parâmetro Altitude apresentou correlação negativa moderada (-0,45) e Fraca (-0,33) com os parâmetros Amônia e Nitrato respectivamente, já a Amônia e Nitrato apresentaram correlação positiva moderada (0,55). Foi possível concluir que a área apresenta maiores concentrações dos parâmetros analisados nas maiores profundidades, evidenciando que o sepultamento dos corpos alterou as propriedades químicas do solo. Palavras-chave: Amônia; Cemitério; Nitrito, Poluição.

ABSTRACT Currently, there are few studies that relate the cemeteries as activities causing environmental impacts. Thus, this study aims to determine changes in the chemical properties in a soil occupied by the cemetery. Boreholes were carried out in soil at depths between 0 -300 cm for subsequent determination of the parameters of: Ammonia, Nitrate, pH and Nitrite. Were verified Ammonia variations (17,63 to 580,08 mg kg-1), nitrate variations (values less than the L.D. to 361,93 mg kg-1) Nitrite variations ((values less than the Limits of Detection (L.D.) to 7,19 mg kg-1)) and pH variations (4,8 to 7,9). The altitude parameter presented a moderate negative correlation (0,45) and weak (-0,33) with ammonia and nitrate, respectively, although the Ammonia and nitrate parameters showed a moderate positive correlation (0,55). It was concluded that the area presents higher concentrations of the parameters analyzed in greater depths, indicating that the burial of bodies changed the chemical properties of the soil. Keywords: Ammonia; Cemetery; Nitrite, Pollution.

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INTRODUÇÃO Os cemitérios, como qualquer outra instalação que afete as condições naturais do solo e das águas subterrâneas, são classificados como atividade com risco de contaminação ambiental. A razão disso é que o solo em que estão instalados funciona como um filtro das impurezas depositadas sobre ele (KEMERICH; UCKER; DE BORBA, 2012). A falta de medidas de proteção ambiental no sepultamento de corpos humanos em covas abertas no solo, ao longo de muitas décadas, fez com que a área de muitos cemitérios fosse contaminada por diversas substâncias, orgânicas e inorgânicas, e por microorganismos patogênicos. Por economia, é comum os municípios elegerem áreas de baixo ou quase nenhum valor de mercado para os sepultamentos. Geralmente terrenos grandes e íngremes em regiões mais afastadas do centro, ignorando critérios como formação geológica e hidrogeológica (FELICIONI et al., 2007). Segundo Kemerich et al. (2012c), a partir de 2003, com a implementação da Resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA) número 335 (CONANA 335/2003), observou-se a péssima situação dos cemitérios no Brasil.

Segundo Campos (2008), o produto da decomposição dos corpos humanos, conhecido como necrochorume, é liberado pelo corpo durante seis a oito meses, sendo que cada cadáver pode gerar de 30 a 40 litros. Composto de 60% de água, 30% de sais minerais e 10% de substâncias orgânicas tóxicas (putrescina e cadaverina), o necrochorume apresenta, ainda, carga patogênica. Essa substância é mais viscosa que a água, de cor acinzentada ou acastanhada, odor forte e desagradável. Se o solo dos cemitérios for poroso e permeável, o necrochorume pode vir a se mover e misturar com a água subterrânea, podendo tornar-se, assim, veículo de doenças, caso haja micro-organismos patogênicos. Os metais pesados presentes no necrochorume podem ter sua origem do próprio corpo humano, como resíduos de tratamentos hospitalares, como a quimioterapia, produtos utilizados no preparo do corpo, como cosméticos, dentre outros. Segundo Barros (2008), as partes metálicas dos caixões são consideradas as principais fontes de contaminação dos solos de cemitério pelos metais pesados.

A escolha do local para instalação dos cemitérios deve ser feita com critério, observando as características do meio. Embora o solo seja uma barreira natural de proteção aos aquíferos subterrâneos, a contaminação das águas subterrâneas pode ocorrer da mesma maneira.

Nos terrenos destinados à implantação de cemitérios, a espessura da zona não saturada e o tipo de material geológico são fatores determinantes para a filtragem do necrochorume. A porcentagem ideal de argila no solo para que isso ocorra situa-se na faixa de 20% a 40%, a fim de que os processos de decomposição aeróbica e as condições de drenagem do necrochorume sejam favorecidos (SILVA, 1995).

Kemerich et al. (2012b) dizem que a implantação de cemitérios sem levar em consideração os critérios geológicos (características litológicas e estrutura do terreno) e hidrogeológicos (nível do lençol freático) constitui uma das causas de deterioração da qualidade das águas subterrâneas.

A toxicidade química do necrochorume diluído na água freática relaciona-se aos teores anômalos de compostos das cadeias do fósforo e do nitrogênio e aminas. O necrochorume no meio natural decompõe-se e é reduzido a substâncias mais simples e inofensivas, ao longo do tempo (ROMANÓ, 2005).

OBJETIVO Esse trabalho tem como objetivo determinar as alterações nas propriedades químicas de um solo ocupado por cemitério, por meio de análises dos parâmetros Amônia, Nitrato, Nitrito e Potencial Hidrogeniônico, em diferentes profundidades e pontos de amostragem.

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MATERIAIS E MÉTODOS Caracterização da área de estudo “O local de estudo está situado no noroeste do estado do Rio Grande do Sul, Brasil, na latitude 27º 28’ 4” S e longitude 53º 24' 09" O, com altitude de 546 metros do nível do mar, abrangendo uma área de 301 km2 e com população de 11098 habitantes (IBGE, 2009). Esta unidade territorial pertence à bacia hidrográfica do Rio Uruguai com clima subtropical úmido. A classificação do solo do município é determinada como Latossolo, Vermelho distroférico típico, gerado pelo processo de latolização; são solos profundos, minerais, não-hidromórficos, com cores que variam de vermelhas escuras a amareladas (SOUSA; LOBATO, 2007). O cemitério municipal São João Batista está situado a 520 m de altitude e foi fundado no ano de 1930, contendo atualmente cerca de 3 mil sepulturas, recebendo em média 7 corpos por mês em uma área de 1,2 hectares (KEMERICH et al., 2012b).

Localização dos pontos de amostragem e coleta de amostras A tradagem para coleta das amostras foi realizada em função da topografia existente no terreno e do fluxo preferencial de água superficial, do mesmo modo utilizado por Kemerich et al. (2012b), com o auxílio do software Surfer 8 da Golden Software, utilizando-se o método de interpolação matemática Krigagem (LANDIN; STURARO, 2002), conforme Figura 1. Foram considerados 10 pontos de coleta, denominados de P1 a P10, conforme mostra a figura 1, que ilustra também a área total do cemitério e as linhas de fluxo superficial da água. P1 encontra-se no ponto de maior elevação, sendo considerado o ponto controle. Para a coleta das amostras, foi utilizado um trado manual Sonda Terra de 4 m de comprimento. Cada

amostra coletada foi armazenada em sacos plásticos e recebeu identificação correspondendo à localização do ponto de amostragem e à profundidade da coleta. Nos pontos analisados, foram coletadas amostras a cada 50 cm de profundidade, iniciando-se com a amostra superficial em 0 cm até a profundidade de 300 cm, totalizado 7 amostras por ponto. Antes da coleta de cada amostra, o trado foi lavado com água destilada e deionizada (KEMERICH et al., 2012b).

Preparo das amostras, espacialização dos dados e análise estatística O preparo das amostras seguiu procedimento descrito por Kemerich et al. (2012a). As determinações de Amônia (NH3), Nitrato (NO3-), Nitrito (NO2-) e pH foram realizadas por metodologias e equipamentos ilustrados na Tabela 1. O Destilador de Nitrogênio utilizado neste estudo para a determinação de NH3 e NO3- tem como Limite de Detecção (L.D.) de 0,35 mg kg-1, já para o NO2- o L. D. é de 0,002 mg kg-1. Para a confecção dos cartogramas, foi utilizado o programa SURFER 8 (GOLDEN SOFTWARE, 2004) e como método de interpolação matemática, foi utilizado krigagem (LANDIM; STURARO, 2002). Logo após foram espacializadas as informações de interesse com o uso da opção Post Map. Com relação à análise estatística, foi utilizado o Software Statistica 7, através da matriz de correlação de Pearson, com p significativo