Da compilação dos dados referentes aos cinco ensaios de desmantelamento, resultam valores médios relativos à quantificação dos materiais e/ou componentes suplementares removidos, bem como os respetivos tempos médios de desmantelamento contabilizados
(ver Anexo II). Na Tabela 3.1, são apresentados os valores médios resultantes da compilação dos cinco ensaios de desmantelamento.
Tabela 3.1 Resultados médios obtidos pelos cinco ensaios de desmantelamento dos componentes e/ou materiais em estudo.
Ref. Material e/ou componente desmantelado Composição [%] Tempo médio de desmantelamento [min] Massa média [kg] 1 Faróis Plásticos (100%) 6,5 2,38 2 Assentos Metais Ferrosos (43,1 %) 13,5 45,3 19,5 Plásticos (9,0 %) 4,1 Espumas (PUR) (29,8%) 13,5 Outros (fibras têxteis) (18,1%) 8,2
3 Painéis interiores das portas Plásticos (100%) 13,0 5,7 4 Tecidos automóveis Fibras têxteis
(100%) 7,5 16,21
5 Coberturas de coluna e soleiras das
portas Plásticos (100%) 5,2 1,93
6 Cintos de segurança Poliamida (vulgo
nylon) (100%) 1,9 0,54 7 Painel de instrumentos Metais não Ferrosos (20%) 17,0 7,51 1,50 Plásticos (80%) 6,01 8 Cablagens Revestimento plástico + cobre 26,4 11,1 4,1 Cobre (7%) 7,0
9 Borrachas e vedantes interiores Borrachas
(100%) 4,1 6,5
10 Outros componentes de plásticos
acessíveis de retirar Plásticos (100%) 0,8 3,0
Relativamente aos dados anteriores, é importante ter em conta as seguintes considerações:
Nos materiais e/ou componentes, cujo número de referência é 1, 3, 5 e 10, apenas foi quantificado o total de plástico existente;
Na categoria dos assentos automóveis (Ref. 2), a quantidade de metais ferrosos, plásticos, espumas e têxteis presentes é 43,1%, 9%, 29,8% e 18,1% respetivamente; Na categoria dos tecidos automóveis (Ref. 4) foram consideradas as carpetes, os
tapetes e os forros automóveis;
Na categoria do painel de instrumentos (Ref. 7), a massa de metais não ferrosos (alumínio) e plásticos presentes não foi quantificada. Foi assim considerado, segundo Ladeira (2002), que a quantidade de metais não ferrosos e plásticos é de 20% e 80%, respetivamente;
Na categoria das cablagens (Ref. 8), pelo facto destas não terem sido descarnadas, apenas foi pesada a sua totalidade. No entanto, segundo APME (1999), a quantidade total de revestimento plástico de cablagens existente num automóvel é 7 kg. Tendo em conta este valor, a massa do cobre foi calculada por diferença.
Na Figura 3.2 são apresentadas algumas imagens descritivas da remoção e quantificação de alguns dos tipos de materiais em estudo.
a) Faróis b) Assentos c) Remoção e pesagem de painéis interiores das portas
d) Pesagem de tecidos automóveis
e) Cintos de segurança f) Painel de instrumento
g) Remoção de cablagens elétricas
h) Pesagem de borrachas e vedantes interiores
i) Plásticos diversos
Figura 3.2 Imagens descritivas do trabalho de campo.
Com base nos resultados obtidos pelos cinco ensaios realizados (Tabela 3.1), verificou- se que o tempo total médio estimado para o desmantelamento da totalidade dos materiais e/ou componentes num veículo ligeiro é de 95,7 minutos, mais concretamente 1 hora e 35 minutos.
Tabela 3.2 Fluxos de materiais resultantes da proposta de desmantelamento de um veículo ligeiro em fim de vida.
Fluxo de resíduo Composição Massa
[kg/VFV]
Percentagem média, m/m [%]
Metais Ferrosos Aço 19,5 2,0%
Metais N Ferrosos Alumínio 1,5 0,2%
Plásticos (mistura) Mistura de plásticos 23,0 2,3%
Cablagens elétricas
Plástico 7,0 0,7%
Cobre 4,1 0,4%
Espumas PUR 13,5 1,4%
Fibras têxteis Inclui nylon e outros
tecidos 24,9 2,5%
Borrachas Borrachas 6,5 0,7%
Total 100 10%
NOTA: Foi considerado que cada VFV pesa uma tonelada (t).
Pela análise da tabela anterior, verifica-se que a quantidade total de resíduos desmantelados, abrangidos na proposta num veículo com 1000 kg, totaliza cerca de 100 kg, que representam uma percentagem mássica média de 10% (m/m) de um veículo ligeiro (válido para as categorias M1 e N1).
Tomando os fluxos de resíduos contabilizados como válidos, poder-se-á fazer a extrapolação representada na Tabela 3.3, que indica uma ordem de grandeza interessante relativamente à quantidade total anual de resíduos desmantelados na rede Valorcar, caso se implementasse nacionalmente esta proposta de desmantelamento adicional de componentes automóveis.
Tabela 3.3 Quantidades nacionais anuais desmanteladas adicionalmente com a proposta deste trabalho.
Fluxo de resíduo Composição
Quantidade total anual
[t/ano]
% mássica média relativa à massa total de resíduos geridos pela rede Valorcar
Metais Ferrosos Aço 1531 2,0%
Metais N Ferrosos Alumínio 118 0,2%
Plásticos (mistura) Mistura de plásticos 1805 2,3%
Cablagens elétricas
Plástico 549 0,7%
Cobre 324 0,4%
Espumas PUR 1059 1,4%
Fibras têxteis Inclui nylon e outros
tecidos automóveis 1952 2,5%
Borrachas Borrachas 511 0,7%
Total 7 849 10%
NOTA: Teve-se em conta que o número total de VFV processados em 2010 pela rede
Valorcar, isto é, 78 402 (Valorcar, 2011a) e que cada VFV pesa 1 t.
Numa análise geral verifica-se que, caso se leve a cabo esta proposta de desmantelamento dos componentes automóveis a nível nacional, poderão ser recuperados anualmente cerca de 7 849 t de materiais com potencial de valorização. O principal objetivo do presente estudo é a avaliação comparada de modelos de gestão dos fluxos de resíduos provenientes desta proposta de desmantelamento.
O modelo de gestão de VFV preconizado a nível nacional, encontra-se balizado em termos de objetivos e metas pela política comunitária para o ano 2015, nomeadamente ao nível da reciclagem (85%), da valorização (inclui reciclagem e valorização energética a um nível mínimo de 95%) e da deposição em aterro (a um nível máximo de 5%). A opção entre diferentes alternativas processuais deve enquadrar-se no âmbito de um conceito de gestão integrada de resíduos que aponta para o uso de diferentes processos de tratamento, de acordo com a natureza (e estado de segregação) que os resíduos apresentem.
De entre várias técnicas de apoio à tomada de decisão em relação a estas diferentes opções de tratamento está a ACV, a qual tem vindo a ter uma aplicação muito diversificada, uma vez que permite ter uma aproximação holística de todo o ciclo de vida de um bem ou produto.
4 Avaliação do Ciclo de Vida
4.1 Introdução
A crescente consciencialização da importância da proteção ambiental e dos possíveis impactes ambientais associados aos produtos fabricados e consumidos, fez aumentar o interesse pelo desenvolvimento de métodos para melhor compreender e reduzir estes impactes. Uma das técnicas desenvolvidas para esta finalidade é a Avaliação do Ciclo de Vida (ACV), conhecida internacionalmente por Life Cycle Assessment (LCA).
Em 1994, a International Standardization Organization (ISO) criou o comité técnico TC 207 com vista à uniformização das metodologias de várias ferramentas estruturadas de gestão ambiental. No contexto da ACV, resultaram quatro normas importantes (ISO 14040:1997, ISO 14041:1998, ISO 14042:2000, ISO 14043:2000). Estas normas foram, no entanto, mais recentemente substituídas pela norma EN ISO 14040:2006 (ISO, 2006a), sendo esta, por sua vez, complementada com os requisitos, linhas e diretrizes da EN ISO 14044:2006 (ISO, 2006b). Estas normas providenciam uma base estrutural metodológica para aplicação da ACV, mas não constituem, em si mesmas, um manual de aplicação concreta desta técnica. Na prática, existem disponíveis vários manuais para aplicação das normas, nomeadamente o LCA-Guide da escola de Leiden (Heijungs et al., 1992), posteriormente atualizado pelo CML-2001 (Guinée et al., 2001).
De acordo com a ISO 14040, a ACV define-se como sendo um instrumento de gestão ambiental, que permite compilar os fluxos de entrada e saída e avaliar os potenciais impactes ambientais associados a um produto/processo, ao longo de todo o seu ciclo de vida, desde a extração das matérias-primas, “berço”, até à deposição final no ambiente, “túmulo” (from craddle-to-grave), pelo que é também um importante instrumento de apoio à tomada de decisões em diversas áreas como: inovação, regulamentação (industrial, ambiental), estratégias e políticas (ISO, 2006a).
A Figura 4.1 ilustra os possíveis estágios de ciclo de vida que podem ser considerados numa ACV e as entradas/saídas tipicamente consideradas.
Figura 4.1 Estágios do ciclo de vida de um produto (Ferreira, 2004).
O Parlamento Europeu tem vindo a alertar os Estados Membros para a necessidade e interesse da técnica de ACV, para ajudar a escrutinar melhor as diferentes alternativas de gestão que se colocam, face aos decisores (Matos et al., 2011).