5 Avslutning
5.2 Refleksjoner og implikasjoner for videre forskning
A perceção de que a utilização de cloro na desinfeção das águas residuais pode originar emissões passíveis de provocarem a poluição do meio hídrico por SPD evidencia a necessidade de se utilizarem metodologias de avaliação de risco ambiental. Salienta-se que para além de triclorometano, as águas residuais cloradas podem englobar outros poluentes específicos e que esta contaminação pode perdurar por longos períodos de tempo, tendo em conta o caráter persistente de alguns poluentes.
A avaliação de risco é o método científico de confronto e expressão da incerteza na previsão de acontecimentos futuros (LOHANI et al., 1997) ou, segundo a Agência Europeia do Ambiente (EEA31), a identificação dos perigos associados a um dado processo ou situação e na estimativa
qualitativa e quantitativa do risco associado a estes mesmos perigos (FAIRMAN et al., 1998). De uma maneira geral, o perigo pode ser definido como o potencial para provocar danos, e no caso específico dos ecossistemas aquáticos deverão ser tidos em conta os perigos associados ao envenenamento secundário e bioacumulação ao longo da cadeia alimentar e os potenciais efeitos na saúde humana, derivado do consumo de espécies aquáticas e ingestão de água. O risco é algo mais complexo de se definir, podendo ser descrito, usualmente como a possibilidade de desastre, i.e., pode ser medido como a hipótese de ocorrência de determinados danos sobrevirem numa dada unidade de tempo (LOHANI et al., 1997).
A avaliação de risco ambiental (ERA32) ganhou uma força significativa nas últimas décadas
(FAIRMAN et al., 1998), podendo esta ser definida pelo processo através do qual os perigos são identificados, a exposição quantificada e a relação dose-resposta determinada para a caraterização do risco associado a determinada fonte (TRISTÁN et al., 2000), cobrindo a escala temporal e espacial de acordo com a dinâmica das reações químicas envolvidas, a mobilidade entre compartimentos ambientais e a resposta do ecossistema (SCHAEFFER et al., 2009).
31 EEA - European Environmental Agency. 32
As águas residuais sujeitas a cloragem constituem uma fonte de perigo para o meio hídrico, devido ao risco de rejeição de SPD, como por exemplo triclorometano que, quando acumulado nos sedimentos, poderá comprometer as comunidades bentónicas, na medida em que a partir de certas concentrações poderá inibir por completo a metanogénese (VAN VLAARDINGEN e VAN BEELEN, 1992).
Deste modo, o triclorometano foi classificado como substância prioritária, tendo sido estabelecida para o mesmo uma NQA, expressa em termos de concentração média anual, de 2,5 µg L-1, para as águas de superfície, quer sejam interiores, de transição ou costeiras (CE,
2008, UE, 2013). Esta NQA transpõe para a coluna de água a necessidade do cumprimento de um teor máximo de 12 µg de CHCl3 por kg de sedimento (EUROPEAN COMMISSION, 2005).
Concludentemente, para se estimar o risco que a emissão de uma dada substância representa para o alcance dos objetivos do Bom Estado da Água33, deverão ser computadas as concentrações ambientais previstas (PEC)34 (SLOBODNIK et al., 2012), na matriz aquosa,
considerando as situações mais críticas e as concentrações ambientais previstas sem efeito (PNEC)35, i.e., os limiares para os quais não é expectável a existência de efeitos adversos
sobre o ambiente. A caracterização quantitativa do risco baseia-se no cálculo do quociente de risco (qR), para o compartimento ambiental:
PEC
PNEC
R
q (2.27)
Se qR<1 considera-se que o risco é aceitável, não sendo necessário efetuar-se qualquer
afinação no processo de cálculo da PEC e a tomada de medidas de redução de risco. Se qR>1 o
risco é inaceitável e deverão ser efetuadas afinações, considerando medidas de minimização. O risco será tanto maior quanto mais elevado for o qR (FAIRMAN et al., 1998, TAUXE-WUERSCH
et al., 2005, TONG et al., 2011).
Todavia, não só as rejeições diretas de águas residuais constituem uma fonte de perigo para o ambiente (e saúde humana), devendo uma avaliação de risco geral englobar as várias vias e modos de exposição e natureza dos recetores (figura 2.9), devendo ainda enquadrar a interligação entre os vários compartimentos ambientais (KAPPES et al., 2012).
33 O estado em que se encontra uma massa de água superficial quando os seus estados ecológico
(expressão da qualidade estrutural e funcional dos ecossistemas aquáticos associados às águas de superfície, classificada nos termos do anexo V da DQA) e químico (alcançado por uma massa de águas em que as concentrações de poluentes não ultrapassam as normas de qualidade ambiental) são considerados, pelo menos, “bons”.
34 PEC - Predicted environmental concentration. 35 PNEC - Predicted No Effect Concentration.
Figura 2.9: Vias de exposição para o meio hídrico (adaptado
de REBELO et al., 2014)
A avaliação das vias de exposição compreende as várias interligações entre as diversas matrizes ambientais, e distingue as vias diretas (rejeição para águas superficiais e infiltração para águas subterrâneas) e as vias indiretas (lixiviação de substâncias adsorvidas em solos e ressuspensão de substâncias adsorvidas em sedimentos, para as águas superficiais).
As substâncias perigosas para o meio hídrico tendem a ser persistentes e são passíveis de provocar efeitos adversos nos ecossistemas, particularmente a alteração e perda de habitats e de biodiversidade (DAGINNUS et al., 2011), pelo que urge a necessidade de se proceder à avaliação dos riscos associados à manipulação, utilização, transporte, armazenamento e deposição deste tipo de poluentes, não só ao nível das instalações onde possam ocorrer acidentes graves de poluição (CE, 1997, EUROPEAN COMMUNITIES, 2003), mas também nas unidades industriais ou serviços, de menor dimensão, onde práticas inadequadas de gestão ambiental podem conduzir à ocorrência de acidentes com consequências mais ou menos severas, no imediato ou a longo prazo, para o meio hídrico superficial (águas interiores, estuarinas e costeiras) e subterrâneo.
O uso de metodologias de avaliação de risco para apreciação de eventuais situações anómalas, envolvendo substâncias perigosas, permite identificar os pontos críticos decorrentes do uso, transporte e armazenamento deste tipo de produtos químicos e a definição atempada de métodos de atuação adequados em caso de situação real de adversidade e poderá auxiliar as autoridades competentes na tomada de decisão perante tais cenários.
Consequentemente, a disponibilização de informação, perante este tipo de incidentes, que providencie conhecimento rigoroso e credível relativo às interações entre os recetores ambientais, as fontes de emissão, os respetivos riscos inerentes e as medidas de gestão de risco, permite suportar as autoridades competentes na tomada de decisão (LI et al., 2012, MAGNUSON et al., 2002, SLATER e JONES, 1999, TOPUZ et al., 2011, ZHAO et al., 2008). As metodologias usuais compreendem o uso de técnicas complexas de modelação matemática, e.g., para avaliar a mobilidade e transporte de poluentes entre os vários compartimentos ambientais ou para estudar as diversas condições hidrogeológicas. Outro tipo
de métodos assenta na aplicação de modelos conceptuais baseados em conhecimento (knowledge base models). Porém, de um modo geral, os modelos existentes são morosos e tendem a produzir informação complexa (ALMASRI e KALUARACHCHI, 2005, CHEN et al., 2010, GUTIÉRREZ et al., 2009, LI et al., 2012, SIZIRICI et al., 2011, ZHAO et al., 2008).
A análise multicritério é uma das abordagens mais usuais no suporte à decisão na avaliação de risco e baseia-se na análise comparativa de diversas opções técnicas a partir de múltiplos critérios que expressam os valores dos decisores, com vista à consecução de um determinado objetivo (ELIASSON et al., 2003, HUANG et al., 2011, KHALILI e DUECKER, 2013, SCHUWIRTH et al., 2012, TOPUZ et al., 2011).
Desta forma, o uso de ferramentas simples de primeira análise poderá ser útil para a obtenção de informação técnica que permita mitigar riscos imediatos, sem descartar o uso de modelos mais complexos sempre que se justifique. A combinação deste tipo de ferramentas com sistemas de informação geográfica (SIG)36, constitui uma mais-valia na medida em que
permite a avaliação espacial dos perigos e a identificação dos recetores em risco, i.e., recursos hídricos superficiais e subterrâneos, e a respetiva correlação (REBELO, 2009, TRISTÁN et al., 2000).
36 Um Sistema de Informação Geográfica é um sistema que integra ferramentas de hardware e software
com vários tipos de dados, relacionando-os e permitindo a obtenção das relações espaciais entre os mesmos (SHAMSI e AMERICAN SOCIETY OF CIVIL ENGINEERS, 2002).