CRITÉRIOS ECOTOXICOLÓGICOS DE LANÇAMENTO DE
EFLUENTES: ASPECTOS TEÓRICOS E PRÁTICOS
Limeira
2015
iFernando Aquinoga de Mello
CRITÉRIOS ECOTOXICOLÓGICOS DE LANÇAMENTO DE
EFLUENTES: ASPECTOS TEÓRICOS E PRÁTICOS
Dissertação apresentada à Faculdade de Tecnologia da Universidade Estadual de Campinas como parte dos requisitos exigidos para a obtenção do título de Mestre em Tecnologia, na área de Tecnologia e Inovação.
Orientadora: Profa. Dra. Gisela de Aragão Umbuzeiro
Este exemplar corresponde à versão final da dissertação apresentada pelo aluno Fernando Aquinoga de Mello e orientada pela Profa Dra Gisela de Aragão Umbuzeiro
____________________________
Limeira 2015
Mello, Fernando Aquinoga de,
1982-M489c MelCritérios ecotoxicológicos de lançamento de efluentes : aspectos teóricos e práticos / Fernando Aquinoga de Mello. – Limeira, SP : [s.n.], 2015.
MelOrientador: Gisela de Aragão Umbuzeiro.
MelDissertação (mestrado) – Universidade Estadual de Campinas, Faculdade de Tecnologia.
Mel1. Toxicologia ambiental. 2. Águas residuais. I. Umbuzeiro, Gisela de
Aragão,1957-. II. Universidade Estadual de Campinas. Faculdade de Tecnologia. III. Título.
Informações para Biblioteca Digital
Título em outro idioma: Ecotoxicological criteria effluent discharge : theoretical and practical
aspects
Palavras-chave em inglês:
Environmental toxicology Sewage
Área de concentração: Tecnologia e Inovação Titulação: Mestre em Tecnologia
Banca examinadora:
Gisela de Aragão Umbuzeiro [Orientador] Eduardo Bertoletti
Marta Siviero Guilherme Pires
Data de defesa: 27-02-2015
Programa de Pós-Graduação: Tecnologia
Powered by TCPDF (www.tcpdf.org)
Critérios Ecotoxicológicos de Lançamento de Efluentes: Aspectos Teóricos e Práticos
Fernando Aquinoga de Mello
A Banca Examinadora composta pelos membros abaixo aprovou esta Dissertação:
FT/UNICAMP
Presidente
Profa. Ora. Marta FT/UNICAMP
characterization and comparison with standards fixed by chemicals, however, it’s known that the compliance with these values doesn’t ensure that adverse effects do not occur. Therefore, the ecotoxicological assessments of own effluent, using different approaches, have been used in several countries including Brazil. This study aimed make a critical assessment of ecological criteria for effluent discharges practiced in Brazil through the analysis of existing legal instruments at states (RS, SC, PR, SP and RJ) as well as the federal regulation. It was observed that the use of criteria in Brazil is based on both concept of best technology of treatment available as the protection of aquatic community at receiving body. The standards originated the approach applied in Germany, based on the reduction of toxic loads, are used by states of Santa Catarina, Paraná, Rio de Janeiro and Rio Grande do Sul, the latter adopted as a goal the absence of toxicity in the effluent. In the other hand, the standards originated from the US experience focus on acceptable concentration of the mixture to the receiving body. The state of São Paulo uses safety factors to ensure the absence of chronic toxic effects, the representation of several trophic level and the variations ecotoxicity; the states of Santa Catarina and Paraná adopted arbitrary criteria that ultimately translate into differences in the order of 100 times in the tolerance effects between the regulations. This situation, in addition to generating different technological requirements for the same segment, could result in different levels of aquatic community, wich could be observed with the application of ecotoxicological standards in specific cases.
Keywords: effluent ecotoxicity, effluent discharge standard, regulatory toxicology.
caracterização fisico-química e comparação com padrões estabelecidos por substâncias químicas, no entanto, é sabido que o atendimento a estes valores não assegura que efeitos adversos aos organismos aquáticos não ocorram. Por isso, as avaliações ecotoxicológicas do próprio efluente, utilizando diferentes abordagens, passaram a ser utilizadas em vários países inclusive o Brasil. O objetivo deste trabalho foi realizar uma avaliação crítica dos critérios ecotoxicológicos de lançamentos de efluentes praticados no Brasil por meio da análise dos instrumentos legais vigentes no âmbito dos estados (RS, SC, PR, SP e RJ), bem como da regulamentação federal. Observou-se que os critérios em uso no Brasil são fundamentados tanto no conceito de melhor tecnologia de tratamento disponível como na proteção da comunidade aquática do corpo receptor. Os padrões originados da abordagem aplicada na Alemanha, baseada na redução das cargas tóxicas, são utilizados pelos estados de Santa Catarina, Paraná, Rio de Janeiro e Rio Grande do Sul, sendo que este último adotou como meta a ausência da toxicidade no efluente. Já os padrões originados a partir da experiência norte-americana focam na concentração aceitável da mistura para o corpo receptor. O estado de São Paulo utiliza fatores de segurança para garantir a ausência de efeitos tóxicos crônicos, a representatividade de vários níveis tróficos e as variações da ecotoxicidade; já os estados de Santa Catarina e Paraná adotaram critérios arbitrários que ao final, se traduzem em diferenças da ordem de 100 vezes na tolerância de efeitos entre as regulamentações. Tal situação, além de gerar diferentes exigências tecnológicas para o mesmo segmento, pode implicar em diferentes níveis de proteção a comunidade aquática, o que pôde ser observado com a aplicação dos padrões ecotoxicológicos em casos concretos.
Palavras-chaves: ecotoxicidade de efluentes, padrões de lançamento de efluente, toxicologia regulatória.
2. OBJETIVO ... 6
3. MATERIAL E MÉTODOS ... 7
4.1.MODELOS DE CRITÉRIOS ECOTOXICOLÓGICOS DE LANÇAMENTO DE EFLUENTES ... 8
4.1.1. Padrões voltados para a redução das cargas tóxicas lançadas no meio ambiente ... 9
4.1.2. Padrões com objetivo de garantir a proteção da qualidade do corpo receptor ... 10
4.2.PRINCIPAIS COMPONENTES DOS CRITÉRIOS DE LANÇAMENTO ... 11
4.2.1. Fatores de Segurança ... 11
4.3.CONTEXTO INTERNACIONAL ... 16
4.3.1. Estados Unidos ... 16
4.3.2. Alemanha ... 17
4.3.3. Demais Países ... 20
4.4.APLICAÇÃO DE CRITÉRIOS ECOTOXICOLÓGICOS NO BRASIL ... 21
4.4.1. Instrumento Nacional – Resolução CONAMA no 430/2011 ... 22
4.4.2. Rio de Janeiro – Norma Técnica FEEMA no 213 R-4 ... 25
4.4.3. São Paulo – Resolução SMA no 03, de 22/02/2000 ... 27
4.4.4. Santa Catarina – Portaria no 17/2002 ... 29
4.4.7. Minas Gerais – Deliberação Normativa Conjunta COPAM - CERH no 01/2008
... 38
4.4.8. Análise Comparativa ... 38
4.5ESTUDOS DE CASO ... 47
4.5.1. Caso A: Indústria Têxtil ... 48
4.5.2. Caso B: Indústria de Papel e Celulose ... 52
5. CONCLUSÕES ... 57
6. REFERÊNCIAS ... 59
pesquisa e, principalmente, por servir de exemplo e inspiração profissional.
Ao Dr. Eduardo Bertoletti que há anos tem contribuído para meu desenvolvimento na área da ecotoxicologia.
À profa. Dra. Marta Siviero Guilherme Pires que, desde a fase de qualificação, tem colaborado com o aperfeiçoamento deste trabalho.
À profa. Dra. Vera Ferrão Vargas que dedicou seu tempo na leitura desta dissertação, apresentanto valiosas contribuições.
À Dra. Tatiana Heid Furley que auxiliou na aquisição e discussão de dados apresentados neste estudo.
À Aplysia pelo apoio e compreensão do tempo dedicado a realização desta pesquisa.
Às instituições públicas e privadas que autorizaram o uso de informações constantes neste trabalho.
Agradeço ainda a minha amada esposa Talita pela ajuda, e todo o amor.
Aos meus queridos pais Flavio e Lourdes pela orientação e incentivo em prosseguir com os estudos.
Aos estimados Lucas, Guilherme e Bruno por toda a ajuda e convívio.
À todos os colegas do LEAL pelas ótimas experiências durante as aulas e seminários.
Aos valiosos amigos que compreenderam minha ausência e me apoiaram. Agradeço ainda a todos que de alguma forma participaram dessa jornada.
Tabela 2 - Fatores de segurança empregados de acordo com os dados disponíveis .... 12 Tabela 3 - Padrões de lançamento de efluentes vigentes na Alemanha por atividade e tipo de organismo-teste. Valor expresso como Fator de Toxicidade ... 19 Tabela 4 - Modelos de gerenciamento dos efluentes adotados por diversos países e organismos utilizados nos bioensaios ... 20 Tabela 5 - Limites máximos de toxicidade aguda por atividade. ... 30 Tabela 6 - Metas para redução da toxicidade dos efluentes no estado do Rio Grande do Sul. ... 34 Tabela 7 - Metas progressivas para redução da toxicidade utilizadas no estado do Paraná. Valores expressos em Fator de Toxicidade. ... 35 Tabela 8 - Organismos-teste requeridos por atividade e tipo de ambiente para o estado do Paraná. ... 36 Tabela 9 - Espécies definidas nas regulamentações dos estados brasileiros para lançamento em água doce ... 40 Tabela 10 - Quadro-resumo dos critérios ecotoxicológicos em uso no Brasil ... 42 Tabela 11 – Comparação dos padrões voltados para a redução de cargas tóxicas. Valores expressos em Fator de Toxicidade ... 44 Tabela 12 - Toxicidade dos efluentes líquidos selecionados para o estudo para Daphnia silimis, Cerodaphnia dubia e Danio rerio e dados de vazão dos efluentes e dos respectivos cursos hídricos receptores ... 48 Tabela 13 - Aplicação dos critérios ecotoxicológicos em uso no Brasil aplicados para a indústria A, do ramo têxtil ... 51 Tabela 14 - Aplicação dos critérios ecotoxicológicos em uso no Brasil aplicados a indústria B, do ramo de papel e celulose ... 54
CE10 Concentração que causa efeito em 10% dos organismos expostos
CE50 Concentração que causa efeito em 50% dos organismos expostos
CEO Concentração de efeito observado
CENO Concentração de efeito não observado
CL50 Concentração que causa letalidade em 50% dos organismos expostos
CERH Conselho Estadual de Recursos Hídricos
CONSEMA ou
CEMA Conselho Estadual de Meio Ambiente
CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente
COPAM Conselho Estadual de Política Ambiental
CWA Clean Water Act
DER Diluição do Efluente no Corpo Receptor
DTA Direct Toxicity Assessment
ECETOC European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals
FD Fator de Diluição
FT Fator de Toxicidade
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
Q7,10 Vazão mínima de 7 dias de duração e 10 anos de tempo de
recorrência
Q90 Vazão mínima registrada 90% do tempo
SBMCTA Sociedade Brasileira de Mutagênese, Carcinogênese e Teratogênese
Ambiental
USEPA United States - Environmental Protection Agency
UT Unidades de Toxicidade
WET Whole Effluent Toxicity
WFD Water Framework Directive
1. INTRODUÇÃO
As alterações nos ecossistemas aquáticos podem ocorrer por três tipos de efeitos. Primeiramente, os efeitos físicos relacionados à mudança de habitat, de temperatura dos corpos d’água ou alteração de seu curso. Segundo, por efeitos biológicos, desencadeados por processos naturais de competição por recursos e predação, ou por ação antrópica através da introdução de espécies. E o terceiro, resultante da introdução de fontes de poluição, induzindo processos de eutrofização pelo excesso de nutrientes ou por meio de contaminação química causando toxicidade aos organismos aquáticos (CHAPMAN, 1995). Segundo a Convenção da Diversidade Biológica (SECRETARIAT OF THE CONVENTION ON BIOLOGICAL DIVERSITY, 2010), a poluição por substâncias químicas posiciona-se como uma das cinco principais fontes de pressão que afetam negativamente a biodiversidade global, sendo os outros quatro fatores a pressão pela perda de habitat, o uso insustentável e exploração exagerada de recursos, as mudanças climáticas e a invasão de espécies exóticas.
Em relação aos recursos hídricos, o aporte de substâncias químicas provenientes de efluentes domésticos, industriais e agropecuários provoca alterações em suas características, podendo invializar seus diversos usos (UMBUZEIRO et al, 2010). Malaj e outros realizaram uma avaliação de risco de larga escala na Europa e concluíram que a poluição por substâncias químicas representa um problema de escala continental, sendo que os compostos orgânicos têm contribuído para perdas locais e regionais de biodiversidade aquática e dos serviços ecossistêmicos (MALAJ et al, 2014). Em 2008, o percentual de esgoto doméstico tratado em relação ao gerado no país era de 30,5% (IBGE, 2010), o que projeta o lançamento deste tipo de efluente como a principal pressão sobre as águas superficiais brasileiras na atualidade (ANA, 2012). Adicionalmente, o alto nível de industrialização e a intensa atividade agrícola em áreas geográficas próximas a rios e regiões litorâneas, têm aumentado significativamente a
quantidade e a diversidade de compostos tóxicos que são lançados nos recursos hídricos (ZAGATTO, 2008).
De fato, o uso e exposição à substâncias químicas têm mudado drasticamente nos últimos anos. Dados da Sociedade Química Americana revelam que novas substâncias químicas são descobertas e descritas numa velocidade sem precedentes: num período de 24 horas, em julho de 2012, Backhaus e outros (2012) identificaram que mais de 700 novas substâncias foram inseridas no banco de dados do Chemical Abstracts Service em um dia, o que corresponde a uma taxa de descoberta de 30 novas substâncias por hora. Segundo o autor, a sociedade atual é desafiada a avaliar e gerenciar as consequências de contaminações em baixas concentrações de misturas de alta complexidade formadas por produtos químicos extremamente heterogêneos.
Como forma de regular o uso destes produtos e evitar os efeitos indesejados causados pela contaminação química tem sido criados uma série de instrumentos. Por meio da toxicologia regulatória são estabelecidos valores de concentrações máximas permitidas para a presença de agentes químicos na água, por exemplo. Estes valores são definidos como critérios de qualidade de água e devem ser estabelecidos em função de cada um dos usos previstos para o corpo hídrico. A agência de proteção ambiental americana publicou em 2009 sua última atualização dos critérios de qualidade de água descrevendo os critérios para a proteção da biota aquática e da saúde humana para 167 poluentes, dentre eles 120 considerados prioritários e 47 não prioritários (USEPA, 2009). Já a União Européia definiu em 2008 as normas de qualidade ambiental para 33 substâncias prioritárias (UNIÃO EUROPEIA, 2008). Percebe-se que a lista de substâncias para as quais se tem critérios de qualidade de água não engloba todos os compostos existentes, mas se restringe aquelas que têm maior chance de ocorrência no país e há dados disponíveis sobre os seus efeitos adversos aos seres vivos (UMBUZEIRO et al, 2010).
Umbuzeiro (2012) descreveu o processo de regulamentação de substâncias químicas na água voltadas ao consumo humano. A primeira etapa consiste na priorização das substâncias a serem regulamentadas, que deve estar fundamentada nas informações sobre as substâncias que podem naturalmente estar presentes nas águas de uma região ou país e no uso antrópico de agentes químicos, possíveis fontes de contaminação do ambiente. A partir das substâncias selecionadas deve-se calcular seus respectivos critérios de qualidade com base na quantidade máxima de cada substância que as pessoas podem ingerir durante toda a vida sem que efeitos adversos sejam observados. Com este suporte científico, passa-se a analisar a viabilidade analítica de quantificação e a disponibilidadede de tecnologias de tratamento visando atingir os limites adequados para que ao final possam ser definidos os padrões de qualidade de água (UMBUZEIRO, 2012). Ressalta-se que as definições de padrões de qualidade visando assegurar os demais usos da água apresentam base metodológica similar.
Para a proteção da vida aquática, o cálculo dos critérios de qualidade de água leva em consideração o conceito de concentração máxima tolerável. A concentração do agente químico que não causa efeitos adversos as diferentes formas de vida dos ecossistemas aquáticos é definida comumente por meio de métodos de derivação de critérios de qualidade de água envolvendo a atribuição de fatores de avaliação ou incerteza. A magnitude do fator utilizado na derivação varia de acordo com a disponibilidade e qualidade dos dados disponíveis, ou seja, quanto menor é o número de dados, menor é a confiança para se estabelecer o critério e portanto maior é o fator aplicado (SBMCTA, 2011). Uma limitação na derivação destes critérios refere-se à desconsideração de possíveis efeitos sub-letais provocados por desreguladores endócrinos, que podem comprometer o desempenho ecológico de indivíduos ou da própria população, apesar da existência de dados gerados em décadas de pesquisas relacionadas ao tema (CONNON et al, 2012).
Além disso, é sabido que o atendimento aos valores máximos permitidos para as substâncias previstas nos instrumentos legais não assegura que efeitos adversos aos organismos aquáticos não sejam observados. Tebo Jr. (1986) realizou em estudo nos Estados Unidos no início dos anos de 1980, e indicou que 46% dos efluentes industriais avaliados tinham potencial de causar efeitos tóxicos nos recursos hídricos, mesmo após tratamento para remoção de poluentes convencionais. Nietto (2000) realizou um estudo da caracterização ecotoxicológica de efluentes industriais lançados em corpos hídricos do Estado de São Paulo, contemplando 10 diferentes tipologias. Ao utilizar o ensaio de toxicidade aguda com Daphnia similis mostrou que das 45 amostras de efluentes brutos industriais analisadas, 93,3% (42) apresentaram efeito tóxico agudo e as demais apresentaram indícios de toxicidade. Quanto aos efluentes tratados, 66,7% das amostras ainda apresentaram efeito tóxico agudo e as demais apresentaram indícios de toxicidade. Ao final constatou-se que, apesar do monitoramento sistemático realizado com parâmetros físico-químicos e biológicos, importantes corpos d’água estavam apresentando pior qualidade. O autor concluiu que o atendimento simultâneo aos padrões de emissão de efluentes industriais e a qualidade de água dos corpos receptores, estabelecidos por substância química, não asseguram a proteção dos organismos aquáticos.
Pelo exposto, as avaliações ecotoxicológicas do próprio efluente passaram a ser reconhecidas como bons indicadores da sua qualidade ao caracterizá-lo de forma abrangente, detectando o efeito tóxico resultante das interações entre as substâncias e por levar em conta a biodisponibilidade dos contaminantes (BERTOLETTI, 2013). Em muitos países foram estabelecidos como instrumento complementar ao atendimento dos padrões individuais por substância química, considerando que o efluente normalmente é composto por uma mistura de substâncias potencialmente perigosas, que podem ser pouco conhecidas ou que apresentam significativa variação no tempo. Nos Estados Unidos o uso de ensaios ecotoxicológicos para o monitoramento de efluentes é denominado Whole Effluent Toxicity (WET), ou toxicidade do efluente total,
já no Reino Unido e Austrália o termo utilizado é o Direct Toxicity Assesment (DTA), avaliação direta da toxicidade (WHITEHOUSE, 2001).
Com o tempo cada organização, país ou região adotou, por meio de regulamentações específicas ou através de programas de monitoramento próprios, uma determinada abordagem para identificar e gerenciar os efeitos tóxicos dos efluentes. Estes modelos influenciaram na concepção e estabelecimento dos instrumentos legais brasileiros, que passaram a ser implementadas desde a década de 90.
2. OBJETIVO
O objetivo deste trabalho foi comparar os critérios ecotoxicológicos de lançamentos de efluentes em águas doces vigentes no Brasil, nas regulamentações estaduais e federal, e aplicar esses modelos em casos concretos para avaliar os níveis de proteção a vida aquática de cada um dos instrumentos legais.
3. MATERIAL E MÉTODOS
A pesquisa baseou-se na análise crítica dos instrumentos legais que regulamentam o lançamento de efluentes em cursos de água no Brasil, focando nos aspectos ecotoxicológicos. Tal avaliação foi precedida de levantamento de referências internacionais que subsidiaram o desenvolvimento dos modelos aplicados no país. Os Estados do Rio Grande do Sul, Paraná, Santa Catarina, São Paulo e Rio de Janeiro já estabeleceram em legislação, critérios e padrões de toxicidade para lançamento de efluentes, e portanto foram objeto de análise específica. O Estado de Minas Gerais faz menção ao assunto e foi inserida nesta avaliação.
A partir dos conceitos expressos nestes instrumentos legais foi realizada uma revisão da literatura por meio da consulta de livros, artigos científicos e material disponibilizado na internet, principalmente de fontes oficiais como as páginas dos órgãos de regulação, de forma a relacionar o estado da arte em ecotoxicidade de efluentes e padrões de qualidade de água.
Por fim, a aplicabilidade dos modelos identificados foi avaliada fazendo uso de casos concretos de lançamentos de efluentes tóxicos em corpos receptores. Foram selecionados dados medidos durante os últimos 5 anos de duas empresas: uma do setor de papel e celulose, que autorizou o uso dos resultados dos ensaios ecotoxicológicos do efluente final, além de disponibilizar informações referentes à vazão máxima dos seus efluentes e a vazão mínima do corpo receptor; e outra do ramo têxtil, cujas informações foram conseguidas junto ao órgão gestor de meio ambiente.
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Apesar da história do desenvolvimento dos ensaios utilizando organismos remeter ao século XIX, foi a partir da década de 1960 que os testes ecotoxicológicos passaram a ser amplamente aplicados no monitoramento da qualidade de água e efluentes por órgãos ambientais de muitos países (KNIE; LOPES, 2004). Segundo Power e Boumphrey (2004), a evolução do monitoramento de efluentes parece ter seguido a mesma tendência histórica na maioria dos países: iniciou-se com monitoramentos químicos baseados no perigo e em seguida foram adicionados ensaios de toxicidade aguda em misturas complexas. Complementarmente, os resultados de ensaios crônicos e de efeito sub-letal passaram a ser usados para monitorar preventivamente a qualidade do efluente ao longo do tempo e para avaliar os efeitos in situ no corpo receptor.
Neste item serão apresentados os principais critérios de lançamento de efluentes aplicados internacionalmente, identificando seus componentes. A partir destas referências, será feita uma contextualização quanto ao uso dos ensaios ecotoxicológicos na avaliação de efluentes, seguida da apresentação e discussão de todos os instrumentos legais vigentes no país.
4.1. Modelos de Critérios Ecotoxicológicos de Lançamento de Efluentes
Whitehouse (2001) identificou diferentes aborgadens utlizadas para avaliar o nível de proteção de qualidade da água (Tabela 1) e apontou a avaliação direta de toxicidade como uma forte tendência no quadro regulatório. Power e Boumphrey (2004) destaca dois principais modelos utilizados internacionalmente na definição de padrões de lançamento de efluentes baseados em ensaios ecotoxicológicos, que serão apresentados a seguir.
Tabela 1 - Exemplos de diferentes tipos de padrões para proteção ambiental. Fonte: Whitehouse, 2001 (adaptado)
Padrões baseados na ação Restrições no uso de certos produtos ou processos
Padrão de Lançamento
Reconhecidos por limites de emissão, são normalmente expressos pela concentração que uma substância pode ser lançada e é calculada com base na melhor tecnologia disponível para o controle de poluição daquele setor industrial.
Padrão de Qualidade
Concentração de um contaminante considerada aceitável no corpo receptor para assegurar que os objetivos de qualidade de água serão alcançados
Padrão baseado em efeito Padrões baseados em marcadores fisiológicos de efeitos em
comunidadedes biológicas
4.1.1. Padrões voltados para a redução das cargas tóxicas lançadas no meio ambiente
O primeiro modelo é baseado no ponto de saída do efluente, normalmente expresso pela concentração que pode ser lançada e é calculado considerando a melhor tecnologia disponível para controle de poluição por setor da indústria. Nesta abordagem o critério restringe a carga global ou concentração dos lançamentos e por isso pode ser considerado um padrão baseado no perigo, por não levar em conta a capacidade suporte do corpo receptor (POWER; BOUMPHREY, 2004). Segundo Tucker e outros (1999), a avaliação de perigo refere-se a uma análise das propriedades intrínsecas dos contaminantes que causam dano.
São espressos como limites de emissão e apresentam uma forte base tecnológica e econômica. Os valores podem variar para diferentes setores da indústria, no entanto apresenta-se como uma consistente ferramenta de mercado por uniformizar os padrões de emissão dentro de cada setor. Outra característica importante é que o atendimento a
este padrão não garante adequada proteção ao corpo receptor por não existir relação entre o limite de emissão e a concentração do contaminante no ambiente (WHITEHOUSE, 2001).
4.1.2. Padrões com objetivo de garantir a proteção da qualidade do corpo receptor A segunda abordagem é voltada para o ponto de contato entre o efluente e corpo receptor, normalmente expresso pela ecotoxicidade permissível do efluente, estabelecidos com base em limites para proteger o corpo receptor e leva em consideração sua sensibilidade ou sua capacidade de diluição. Neste modelo o objetivo é proteger a qualidade da água e portanto baseia-se em avaliação de risco, específica para cada caso. É definido pela concentração do efluente com efeito tóxico aceitável para aquele corpo receptor por não comprometer sua qualidade diante dos usos previstos (POWER; BOUMPHREY, 2004).
O uso dessa abordagem é voltado para os casos de avaliação do efeito sinérgico de substâncias, misturas e outros estressores (físicos e biológicos). Em que pese as exigências regulatórias na avaliação de risco de compostos químicos terem se desenvolvido a partir da análise individual por substância, na última década ampliou-se o interesse de se avaliar o risco da exposição combinada de múltiplas substâncias. Abordagens atuais de avaliação da toxicidade de misturas incluem modelos teóricos, cada um com diferentes níveis de exigência de dados, e ferramentas biológicas.
Essa abordagem envolve uma aplicação conjunta, uma vez que a primeira etapa de uma avaliação de risco ecológico é a formulação do problema ou avaliação do perigo, ou seja, quais são as fontes ou estressores de potencial preocupação (CHAPMAN, 2000).
4.2. Principais componentes dos critérios de lançamento
Os padrões de lançamento voltados para a proteção da qualidade da água estabelecem limites de toxicidade do efluente que devem prevenir o impacto sobre o corpo receptor, após levar em consideração sua capacidade de diluição. A esse respeito, seu objetivo assemelha-se ao dos padrões definidos por substância química (WHITEHOUSE, 2001). Por essa razão também serão utilizados os componentes de derivação de qualidade de água como base para avaliar as fontes de variabilidade que influenciam na composição dos critérios de lançamento de efluentes.
4.2.1. Fatores de Segurança
Os fatores de segurança ou de avaliação são elementos necessários na composição dos padrões de qualidade ambiental devido a fontes de variação que interferem na análise do ambiente e devem ser incorporados para aproximar o cenário simulado da realidade. O efeito tóxico de substâncias químicas na biota aquática depende da concentração, toxicidade, solubilidade, biodisponibilidade e duração da exposição, assim como na sensibilidade dos organismos expostos.
No caso dos efluentes, a agência de proteção ambiental americana define que as principais fontes de variabilidade estão associadas a variação do efluente, variação na exposição e diferença na sensibilidade das espécies (USEPA, 1991). Nota-se que os critérios utilizados na derivação de padrões de qualidade de água para substâncias químicas se assemelham aos utlizados para o caso das misturas complexas, ressaltando a necessidade de se considerar a variabilidade das características do efluente ao longo do tempo, fator que não interfere na avaliação de substâncias puras. Segundo Connon e outros (2012), o fator de segurança utilizado na derivação de padrões de qualidade deve seguir os valores apresentados na Tabela 2, conforme a disponibilidade dos dados de toxicidade.
Tabela 2 - Fatores de segurança empregados de acordo com os dados disponíveis. Fonte: CONNON et al., 2012.
Dados Disponíveis Fator de segurança
CL50 de ensaio agudo de no mínimo 3 níveis tróficos (peixe,
invertebrados (preferencialmente Daphnia) e alga) 1000
CENO ou CE10 de ensaio crônico (peixe e Daphnia) 100
Resultados de 2 ensaios crônicos de espécies representativas
de 2 níveis tróficos 50
Resultados de ensaios crônicos de pelo menos 3 espécies
representativas de 3 niveis tróficos 10
Método de distribuição de sensibilidade de espécies 1 - 5 (a ser justificado caso a caso)
Dado de campo ou modelagem de ecossistema Revistos caso a caso
Percebe-se que os menores fatores de segurança estão naturalmente associados a situações em que há maior disponibilidade de informação de maior significado ecológico, como os resultados de ensaios crônicos. Quando dados suficientes estão disponíveis, curvas de distribuição de sensibilidade de espécies são usadas para derivar a concentração de exposição de uma determinada substância química para proteger 95% das espécies. De acordo com Lepper (2005) um padrão de qualidade ambiental baseado no método de distribuição de sensibilidade de espécies (SSD) é considerado confiável quando seu banco de dados contém preferencialmente mais que 15, mas pelo menos 10 CENOs (concentração em que não se observam efeitos deletérios aos organismos expostos), de diferentes espécies cobrindo pelo menos 8 grupos taxonômicos. Mesmo nestes casos, em que há informação de toxicidade disponível, estão previstos a fixação de fatores de avaliação, cuja variação (1 a 5) dependerá: 1. da qualidade do banco de dados, 2. da diversidade e representatividade dos grupos taxonômicos cobertos pelo banco de dados, incluindo a variação relativa a diferentes formas de vida, estratégias de alimentação e níveis tróficos dos organismos;
3. do modo de ação do produto químico, 4. das incertezas estatísticas entorno da estimativa do 5º percentil; e 5. das comparações entre estudos de campo e mesocosmo e o 5º percentil de estudos de mesocosmos/campo para avaliar a extrapolação laboratório/campo.
Fatores de segurança são aplicados nos casos em que há limitada disponibilidade de informação. São aceitos em termos científicos para lidar com as incertezas, gerando fatores de segurança proporcionais ao nível de informação existente.
Sensibilidade das espécies
Segundo Chapman (2000) diferentes espécies reagem de formas distintas quando expostas a contaminantes, tendo em vistas as variações no sequestro do contaminante (absorção), na depuração (eliminação), no histórico prévio de exposição (aclimatação), na sensibilidade (adaptação) e nos estilos de vida. Chapman e outros (1994) testaram o mesmo efluente em diferentes tipos de cladóceros e obtiveram diferentes respostas. Tendo como indicador a taxa de reprodução, a máxima concentração tóxica aceitável (faixa entre CENO e CEO) apresentou a seguinte variação: Daphnia magna, 56 a 75%; Daphnia pulex, 1 a 10%; e Cerodaphnia dubia, 25 a 56%. Estudos realizados pela agência ambiental do estado de São Paulo obtiveram respostas distintas após expor peixes e microcrustáceos a diferentes efluentes. Dependendo da sua composição química, alguns efluentes apresentam toxicidade apenas a peixes, outros apenas a microcrustáceos e outros a ambos os organismos (CETESB, 1986a, 1986b).
Cabridenc (apud GHERARDI-GOLDSTEIN et al., 1990) sugere que seja avaliado o
efeito de determinado efluente a mais de uma espécie representativa da biota aquática para que se possa estimar com maior segurança o impacto sobre o corpo receptor, a partir do resultado obtido com o organismo mais sensível. Para o caso de padrões de lançamento baseados na toxicidade do efluente, a agência proteção ambiental
americada (USEPA, 1991) recomenda o uso de no mínimo três espécies, representantes de três diferentes filos, para serem usados em testes de toxicidade de efluentes. Tal recomendação é fruto da análise dos intervalos de sensibilidade de espécies do national ambiente water quality criteria, de onde extraiu-se o indicativo de que se são conduzidos testes com três diferentes espécies (Daphnia magna, Pimephales promelas e Leponis macrochirus) a mais sensível das três terá o CL50 com uma ordem de magnitude mais sensível do que as outras espécies testadas. Isso foi comprovado para 71 dos 73 poluentes prioritários testados.
Relação entre toxicidade aguda e crônica
Segundo Gherardi-Goldstein e outros (1990), o efeito agudo refere-se a respostas severas e rápidas dos organismos aquáticos a um estímulo, normalmente associadas a concentrações de agentes tóxicos capazes de levar a morte dos indivíduos, e costumam ser observados em casos de aplicação inadequada de agrotóxicos, ocorrência de acidentes ambientais ou situações anormais em indústrias. Já o efeito crônico decorre da resposta a um estímulo de longo prazo, observados em situações em que as concentrações dos agentes tóxicos permitem a sobrevida dos organismos, embora afetem uma ou mais de suas funções biológicas. A relação entre a toxicidade aguda e crônica apresenta variação entre espécies para uma determinada substância química e variação na espécie entre diferentes agentes tóxicos, razões que explicam porque num efluente complexo esta relação não pode ser uma constante.
Dados de toxicidade aguda e crônica para efluentes complexos de diferentes categorias de lançamento variam de <1 a >50 com a maioria ficando abaixo de 20. A agência norte americana recomenda aos órgãos reguladores usar a taxa medida. Na ausência desta informação, que se adote o fator 10, valor que representa o 90% superior de todas as relações de toxicidade agudo-cronico (USEPA, 1991). Além disso, pesquisas realizadas pelo Centro Europeu de Ecotoxicologia e Toxicologia de Produtos Químicos (ECETOC)
suportam amplamente o uso do fator 10 como índice de extrapolação de efeitos agudos para dados de efeito crônico não observado (ECETOC, 1993).
Uma outra abordagem é apresentada por Bassoi e outros (apud BERTOLETTI, 2013), em que se indica a realização de uma avaliação preliminar do potencial do efluente em causar efeitos tóxicos utilizando ensaios simultâneos de toxicidade aguda e crônica com Daphnia e Cerodaphnia, respectivamente, para conhecer a relação agudo-crônica e a partir de então definir o fator de segurança.
Na possibilidade de se optar pelo tipo de ensaio a ser realizado, o uso de ensaios crônicos costuma gerar melhores resultados, pois se estima diretamente o efeito que se pretende evitar no corpo receptor, tanto de água doce como salgada (BERTOLETTI; ZAGATTO, 2008). Com isso, elimina-se a incerteza relacionada a diferença entre os efeitos agudos e crônico.
Variações intrínsecas ao efluente
Poucos efluentes permanecem constantes durante longos períodos de tempo, sendo que as alterações nas concentrações dos seus constituintes e seus volumes decorrem de variações na qualidade de matérias primas, mudanças nos ciclos de produção ou variações no desempenho dos sistemas de tratamento (GHERARDI-GOLDSTEIN et al, 1990).
Estas variações nas características do efluente, sejam elas relacionadas a concentração, solubilidade ou biodisponibilidade, causarão interferência direta nos níveis de efeito aos organismos aquáticos. De acordo com o trabalho de Grothe (1990), a variabilidade na toxicidade de efluentes pode ser da ordem de 10 vezes.
Tais características devem influenciar na determinação do tipo de amostragem e da frequência do monitoramento. Gherardi-Goldstein e outros (1990) recomenda que sejam
coletadas amostras compostas, de períodos variáveis, que não devem exceder 24h, para avaliar a toxicidade de um efluente. Segundo esses autores, este tipo de amostragem tende a aproximar os resultados a valores médios de toxicidade.
4.3. Contexto internacional
A utilização de ensaios ecotoxicológicos no monitoramento de efluentes em diversos países é influenciada pela diferença no estabelecimento de suas legislações. Alguns países, como a Alemanha, Canadá e Estados Unidos, tem um sistema que impõe uma documentação legal detalhada para ser aplicada (métodos e procedimentos de avaliação). Em outros casos, como o Reino Unido, o guia empregado apresenta menor nível de detalhamento, dando margem para interpretação e escolha dos protocolos (POWER; BOUMPHREY, 2004).
As diretrizes fixadas pela Comunidade Européia (UNIÃO EUROPÉIA, 2000) estabeleceram que os Estados-Membros devem definir critérios de referência para que os corpos receptores mantenham ou atinjam boas condições químicas e biológicas, e determina que a qualidade da água deve apresentar potencial de suporte a vida aquática. Com isso, espera-se que os ensaios ecotoxicológicos no efluente, assim como avaliações biológicas realizadas no corpo receptor passem a ser amplamente utilizados.
4.3.1. Estados Unidos
O primeiro estudo americano sobre critério de qualidade de água foi publicado em 1907 e tratou-se dos efeitos de alguns efluentes industriais em peixes (MARSH, 1907). Ainda com o objetivo de proteção a saúde humana, em 1965 foram estabelecidos critérios objetivos de qualidade de água por meio da promulgação do US Water Quality Act.
Neste mesmo período a agência de proteção ambiental america – EPA, passa a publicar uma série de documentos estabelecendo um sistema de critérios de qualidade água.
Em 1977, os padrões de qualidade ambiental tornaram-se ferramentas de avaliação de risco de produtos químicos a serem lançados no ambiente aquático com o US Clean Water Act (CWA). Na seção 101 do documento é estabelecida a proibição de lançamento de poluentes em concentrações tóxicas. Já na seção 303(c) é determinado que os estados desenvolvam seus padrões de qualidade de água para proteger a saúde e o bem-estar da população, melhorar a qualidade da água e atender as diretrizes da CWA.
Em 1985, foram formalizados pela EPA os ensaios de toxicidade do efluente total com o objetivo de identificar, caracterizar e eliminar os efeitos tóxicos de lançamentos no ambiente aquático. Foram criadas estratégias integradas para proteção da vida aquática envolvendo, o uso de três abordagens de controle: o controle dos parâmetros químicos, o controle da toxicidade do efluente e o critério biológico/biomonitoramento (USEPA, 1991). Segundo Burgos e Ellwood (1999), dos 23 estados americanos que responderam a uma pesquisa voltada para instalações navais, 22 agências ambientais utilizavam em seus processos de autorização ensaios ecotoxicológicos no efluente e análises químicas de qualidade de água, e 7 delas faziam uso de avaliações biológicas no corpo receptor.
4.3.2. Alemanha
Em 1976 entrou em vigor na Alemanha a lei federal de taxação de lançamento de efluentes, que limitou a emissão de substâncias químicas até certa concentração diária por volume de efluente e restringe também sua carga anual. Nessa lei foi estabelecido o teste de peixe como primeiro parâmetro ecotoxicológico, sendo fixado o fator de 2
como limite de toxicidade, ou seja, esse padrão definiu, já naquela época, que o efluente tratado não poderá causar efeito tóxico para a espécie de peixe selecionada após ser diluído a 50%.
Segundo Knie e Lopes (2004), a lei obriga o emissor a pagar uma taxa para cada parâmetro que estiver fora dos limites. Seu valor aumenta proporcionalmente até que a concentração, a carga das substâncias e a toxicidade por volume do efluente despejado atinjam os limites estipulados. A cobrança da taxa se iniciou apenas cinco anos após a vigência da lei, período que as empresas tiveram para se adaptar. Para estimular ainda mais os esforços em aumentar a eficiência de suas estações de tratamento, foi previsto o aumento da taxa a cada dois anos cujos valores dos reajustes foram fixados já na promulgação da lei.
A partir de 1981 o teste de peixe foi incorporado na gestão das águas, quando foram estabelecidas exigências mínimas sobre a qualidade dos efluentes lançados nos corpos receptores nos casos das atividades potencialmente poluidoras. No final dos anos 80 foram inseridos ensaios com microcrustáceos, algas, fotobactérias, e a partir da década de 90, os ensaios de mutagenicidade e em 2001 testes com ovos de peixes (Tabela 3).
Tabela 3 - Padrões de lançamento de efluentes vigentes na Alemanha por atividade e tipo de organismo-teste. Valor expresso como Fator de Toxicidade. Fonte: Knie; Lopes, 2004.
Atividade
Padrão Vigente
Peixe Micro
crustáceo Foto-bactéria Alga
Mutage-nicidade
Municípios 2
Papel, papelão, celulose 2
Indústria Química 2 8 32 16 1,5
Tratamento biológico de resíduos
urbanos 2 4 4 Beneficiamento de minerais 2 4 4 Indústria Têxtil 2 Aterros sanitérios 2 4 4 Lavagem de lã 2 2 Tratamento de água e refrigeração 12 Lavagem de gás de combustão 2
Fibras e lâminas sintéticas 2
Processamento de metais,
galvanoplastia 2/4/6
Metais não ferrosos 4
Curtumes 2/4
Produção de ferro e aço 2
Chapas de compensado 2
4.3.3. Demais Países
A Tabela 4 foi adaptada do trabalho de Power e Boumphrey (2004) e apresenta as abordagens utilizadas por cada país na forma de gerenciar seus efluentes e especifica os filos comumente utilizados nos ensaios biológicos. As informações foram retiradas de uma revisão sobre os usos de ensaios ecotoxicológicos na avaliação de efluentes feita pela Comissão Paris e Oslo em 2001.
Tabela 4 - Modelos de gerenciamento dos efluentes adotados por diversos países e organismos utilizados nos bioensaios. Fonte: adaptado de Power e Boumphrey, 2004.
Países Melhor Tecnologia Disponível Proteção da Qualidade da Água Organismos - Teste
Estados Unidos X X Alga, invertebrado e peixe
Canada X X Alga, macrófita, invertebrado e peixe
Bélgica X X Alga, invertebrado e bactéria
Dinamarca X X Alga, invertebrado, peixe, bactéria e plantas
França X X Peixe, invertebrado, bactéria e alga
Alemanha X Peixe, invertebrado, bactéria e planta/alga
Irlanda do Norte X Peixe, invertebrado, bactéria e planta/alga
Noruega X X Peixe, invertebrado e planta/alga
Espanha X Invertebrado, bactéria e alga
Suiça X X Peixe, invertebrado, bactéria e planta/alga
Holanda X X Peixe, invertebrado, bactéria e planta/alga
Reino Unido X X Peixe, invertebrado, bactéria e planta/alga
Austrália X X Alga, invertebrados e peixe
Nova Zelândia X Alga, invertebrados e peixe
Observou-se que a maioria dos países adota uma abordagem integrada, o que também é destacado por Whitehouse (2001) ao avaliar as formas de proteção da qualidade de água. O autor destaca que muitos países europeus implementaram ambos os critérios,
utilizando a melhor tecnologia disponível para determinar o padrão mínimo aceitável, enquanto o padrão com ênfase na proteção da qualidade da água imprime o objetivo de longo prazo, visando a melhoria das condições do curso hídrico.
4.4. Aplicação de critérios ecotoxicológicos no Brasil
O órgão ambiental do estado de São Paulo iniciou em 1977 a realização de estudos para determinar os efeitos tóxicos de poluentes individuais sobre organismos aquáticos, direcionando o enfoque para os efluentes industriais e seus efeitos a partir de 1984 (BERTOLETTI; NIETO, 2006). Entre 1989 e 2002, foi realizada a disseminação do uso desta ferramenta no Brasil por meio de projetos internacionais de cooperação técnica que contemplavam a implantação ou ampliação de laboratórios de ecotoxicologia nos órgãos ambientais de diferentes estados da federação (KNIE; LOPES, 2004). Como a Alemanha conduziu este processo de transferência de tecnologia, observa-se forte influência do seu modelo de uso de ensaios ecotoxicológicos na avaliação dos efluentes nos estados brasileiros que recepcionaram os projetos.
Tais iniciativas geraram um ambiente produtivo, tendo sido publicados 227 trabalhos de ecotoxicologia aquática por pesquisadores brasileiros entre 1980 e 2009, sendo que 85% (194) deles tiveram origem na região sudeste e sul do país (KRULL et al, 2012). Este contexto refletiu na publicação das primeiras normas estaduais que disciplinam a aplicação dos ensaios ecotoxicológicos como instrumento de controle ambiental.
No entanto, é a partir de 2005 com a publicação da Resolução CONAMA 357 que os bioensaios passam a ser reconhecidos em âmbito nacional. Neste ato normativo se estabeleceu que os efluentes de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados nos corpos de água desde que não causem efeitos tóxicos aos organismos aquáticos presentes no curso hídrico. Ainda com base nesta norma, fica atribuído ao órgão ambiental competente determinar seus critérios ecotoxicológicos, bem como
definir quais empreendimentos e atividades deverão realizar os ensaios de ecotoxicidade, considerando as características dos efluentes gerados e do corpo receptor (BRASIL, 2005). Já em 2011, essa resolução foi alterada e complementada pela Resolução CONAMA nº 430 quanto às condições e aos padrões de lançamento de efluentes em corpos d’água. (BRASIL, 2011). Os dispositivos referentes a toxicidade dos efluentes foram recepcionados por esta regulamentação, que incluiu diretrizes mínimas a serem adotadas enquanto os critérios de ecotoxicidade não são estabelecidos pelo órgão ambiental competente.
Ressalta-se que até então, os padrões de emissão adotados para o controle dos efluentes nas regulamentações federais eram baseados exclusivamente em limites individuais por substância química, sendo que os valores estalelecidos para cada parâmetro eram definidos apenas a partir da melhor tecnologia de tratamento disponível. Atualmente, os estados do Rio de Janeiro, São Paulo, Santa Catarina, Paraná e Rio Grande do Sul já estabeleceram em legislação, critérios e padrões de toxicidade para lançamento de efluentes, fixando limites baseados na carga tóxica do efluente e/ou na capacidade suporte do corpo receptor.
A seguir será detalhado o modelo empregado em cada um dos instrumentos legais vigentes no país, incluindo o estado de Minas Gerais, que menciona aspectos relacionados à ecotoxicidade de efluentes em suas diretrizes legais.
4.4.1. Instrumento Nacional – Resolução CONAMA no 430/2011
A Política Nacional de Recursos Hídricos (BRASIL, 1997) estabeleceu como um dos seus instrumentos de gestão o enquadramento dos corpos d’água, o qual visa assegurar às águas qualidade compatível com seus usos mais exigentes (MACHADO, 2002). O Conselho Nacional de Meio Ambiente, por meio de resoluções próprias, previu a existência de nove classes no Brasil, onde foram acomodados os principais tipos de
usos, e definiu condições e padrões de lançamento de efluentes para que os usos previstos em cada classe fossem assegurados.
Em 2011, com a Resolução CONAMA no 430, ficou estabelecido no artigo 18 que o efluente não pode causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos aos organismos aquáticos no corpo receptor, de acordo com critérios de ecotoxicidade fixados pelo órgão ambiental competente. Esses critérios devem ser baseados em resultados de ensaios realizados no efluente, utilizando organismos de pelo menos dois níveis tróficos.
Ressalta-se que o critério definido na regulamentação federal é baseado na relação existente entre a diluição do efluente no curso hídrico e a diluição do efluente que não causa efeito aos organismos aquáticos, seguindo o modelo de avaliação baseado no risco, em que se busca proteger a qualidade do corpo receptor. Em relação aos tradicionais critérios de lançamento de efluentes definidos por substâncias químicas, a regulamentação federal consolida o uso de abordagem distinta privilegiando o conceito de diluição, enquanto os valores limite definidos por substância adota o uso da melhor tecnologia de tratamento disponível.
Enquanto o órgão competente não estabelece seus critérios de ecotoxicidade, a resolução federal determina o uso das seguintes diretrizes:
• Lançamento em cursos d’água classe 1 e 2:
ou
(1)
ou
• Lançamento em cursos d’água classe 3:
ou
O modelo é composto pelos seguintes parâmetros: vazão do efluente, vazão do corpo receptor, fatores de incerteza e concentração relacionada a toxicidade, que pode ser medida como CENO (concentração em que não se observa efeito crônico), CL50 (concentração que causa efeito em 50% dos organismos) ou FT (1ª diluição em porcentagem em que não se observa efeito tóxico agudo).
As fontes de variabilidade expressas na norma federal que influenciam na previsão do impacto sobre a qualidade da água são tratadas estabelecendo os seguintes dispositivos: 1. realização de ensaios utilizando organismos de 2 níveis tróficos, 2. atribuição ao órgão licenciador a análise caso a caso no que tange a frequência do monitoramento e 3. definição de fatores de incerteza associados a relação entre a toxicidade aguda e crônica.
Ao estabelecer a realização de ensaios utilizando apenas 2 organismos de diferentes níveis tróficos, ressalta-se um risco associado a escolha das espécies, gerando maior
(3)
(4)
chance de se autorizar o lançamento de efluentes em concentrações que possa causar efeitos adversos a comunidade aquática, mesmo atendendo ao critério estabelecido. O método de avaliação apresentado por Lepper (2005) atribui um fator de segurança de 50 para os casos em que estão disponíveis resultados de 2 testes crônicos com espécies de 2 diferentes níveis tróficos, número 5 vezes maior quando comparada a classe seguinte em que há disponibilidade de dados para 3 níveis tróficos, caso que ainda se prevê um fator de avaliação de 10. Na regulamentação federal brasileira este fator de segurança é inexistente.
Quanto a relação entre toxicidade aguda e crônica adota-se o fator de incerteza 10 na Resolução CONAMA 430 ao possibilitar a utilização de ensaios agudos ou crônicos no caso dos lançamentos de efluentes em corpos d’água classe 1 e 2. Com base no modelo fixado, os resultados dos testes agudos, expressos pela concentração que causa efeito em 50% dos organismos, deve ser dividido por dez vezes antes de ser comparado a diluição do efluente no corpo receptor.
4.4.2. Rio de Janeiro – Norma Técnica FEEMA no 213 R-4
A Norma Técnica FEEMA n° 213.R-4 foi a primeira a estabelecer o controle ecotoxicológico no país, definindo o limite máximo de toxicidade aguda, obtida em testes com o peixe Danio rerio, para o lançamento de efluentes industriais (RIO DE JANEIRO, 1990). Sua concepção foi norteada pelas diretrizes de controle de efluentes líquidos industriais (DZ-209/87) que estabeleciam como modelo o enfoque de padrões mínimos baseados em níveis de tecnologia existentes, independente da capacidade de assimilação dos corpos d’água, prevendo exigências adicionais em caso de incompatibilidade dos lançamentos com os critérios de qualidade de água.
A partir da normativa, fica proibido o lançamento de efluentes industriais com um número de unidades de toxicidade superior a 8, com base nos testes de toxicidade
aguda realizados com a espécie de peixe Danio rerio. O número de unidades de toxicidade é uma forma de expressão de resultados que busca facilitar a sua comparação a medida que estabelece uma relação direta entre o valor numérico e a toxicidade do efluente. Neste caso significa que a maior concentração do efluente que não causa efeito letal em peixes deve ser 12,5%.
Adicionalmente, visando o atendimento aos padrões de qualidade de água, estabelece a fórmula abaixo e proíbe o lançamento de efluentes industriais com um número de unidades de toxicidade aguda acima do seu valor, considerando o limite superior 8 e inferior 2.
A fórmula é composta pelos seguintes parâmetros: vazão máxima do efluente, vazão mínima do corpo receptor, fator de segurança e o número de unidades de toxicidade – UT (100/maior concentração que não cause efeito letal em peixes, num prazo de 48 horas).
Conforme diretrizes fixadas na década de 90 (DZ-209/87), o modelo fluminense baseia-se na avaliação do perigo para estabelecer baseia-seu padrão de toxicidade, prevendo que o nível básico de tecnologia corresponderá à tecnologia de uso corrente no país para os setores mais relevantes quanto à poluição das águas, o que nos remete a um conceito mais próximo de tecnologia praticável do que aquela disponível. Ao comparar com a legislação alemã, estabelecida na década anterior (1976), percebe-se uma diferença entre os valores praticados, uma vez que já se havia fixado o fator 2 como limite de toxicidade para lançamento de efluente com base em testes com peixes. Ressalta-se ainda que o dispositivo de correlação entre o uso da tecnologia corrente no país e a
toxicidade tolerável pressupõe a avaliação periódica dos avanços tecnológicos praticados e a consequente atualização dos valores de toxicidade.
4.4.3. São Paulo – Resolução SMA no 03, de 22/02/2000
Prevendo a existência de eventuais interações entre as substâncias presentes no efluente, o estado de São Paulo definiu em Resolução da Secretaria de Meio Ambiente critérios próprios para o controle ecotoxicológico dos efuentes no estado. A abordagem implemetada neste estado tem origem na experiência americada (USEPA, 1991) e foi fundamentada por Bassoi e outros (apud BERTOLETTI, 2013) e Gherardi-Goldstein e outros (1990). Baseia-se na diretriz de que o efluente não deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos aos organismos aquáticos presentes no corpo receptor, empregando portanto um modelo voltado a avaliação de risco.
Os limites de toxicidade são definidos para cada efluente, conforme os seguintes critérios:
ou
O modelo é composto pelos seguintes parâmetros: vazão do efluente, vazão do corpo receptor, fatores de incerteza e concentração relacionada à toxicidade, que pode ser medida como CENO (concentração em que não se observa efeito), CL50 ou CE50 (concentração que causa letalidade ou efeito em 50% dos organismos).
(7)
O instrumento legal paulista expressa os fatores de segurança considerados na sua elaboração ao explicitar os critérios de reavaliação dos limites estabelecidos, sendo eles: 1. três espécies de organismos aquáticos; 2. variabilidade da toxicidade ao longo do tempo e 3. dispersão do efluente no corpo receptor. Possibilita-se que o interessado gere tais informações por meio de estudo específicos utilizando 5 ensaios padronizados, reduzindo a incerteza e assim eliminando os fatores de segurança.
Os fatores de segurança 10 e 100 são utilizados para garantir a ausência de efeitos tóxicos crônicos, a representatividade de vários níveis tróficos e as variações da ecotoxicidade (BERTOLETTI, 2013). Segundo Gherardi-Goldstein e outros (1990), para que as incertezas relacionadas a sensibilidade de espécies, relação agudo-crônica e variabilidade na toxicidade do efluente sejam consideradas, seria necessário estabelecer um fator de segurança de 10 vezes para cada fonte, totalizando num valor de 1000 vezes para evitar efeitos tóxicos crônicos aos organismos aquáticos a partir da avaliação da CE50. No entanto, o fator praticado em São Paulo (100 vezes) foi avaliado em estudo que verificou a ecotoxicidade tanto dos efluentes, utilizando o ensaio agudo com Daphnia similis, quanto dos corpos receptores, utlizando o ensaio crônico com Cerodaphnia dubia, e ao final costatou-se que a previsão de impacto dos efluentes com base no modelo paulista seria eficaz para prever os efeitos tóxicos nos recursos hídricos que receberam os efluentes (GHERARDI-GOLDSTEIN et al.,1992). Ressalta-se que tal conclusão valida o uso dos ensaios ecotoxicológicos para as espécies testadas, não sendo possível extrapolar os resultados paras as demais espécies potencialmente presentes no ambiente aquático.
4.4.4. Santa Catarina – Portaria no 17/2002
Fica estabelecido por meio da Portaria nº17/02 da Fundação do Meio Ambiente do Estado de Santa Catarina, FATMA, que as substâncias presentes no efluente não poderão causar ou possuir potencial causador de efeitos tóxicos capazes de provocar alterações no comportamento e fisiologia dos organismos aquáticos presentes no corpo receptor.
O critério é baseado no modelo alemão em que se busca adotar a melhor tecnologia disponível, ou seja, está fundamentado na avaliação do perigo. Utiliza-se como parâmetro de medição da toxicidade o Fator de Diluição (FD), que se trata da primeira de uma série de diluições de uma amostra na qual não mais se observa efeitos tóxicos agudos aos organismos teste. O limite máximo de toxicidade é definido para 2 grupos de organismos: os microcrustáceos Daphnia magna e as bactérias luminescentes Vibrio fisheri e pela primeira vez em uma norma brasileira o padrão de lançamento é apresentado por categoria de efluente conforme Tabela 5. Para atividades não contempladas fica estabelecido o fator de diluição de 8 para ambos os organismos.
Tabela 5 - Limites máximos de toxicidade aguda por atividade. Fonte: SANTA CATARINA, 2002. Categoria da atividade Subgategoria da atividade Limites máximos de toxicidade aguda para Daphnia magna
Limites máximos de toxicidade aguda para Vibrio fisheri
Metalmecânica Siderurgia 4 6 Metalurgia 4 6 Galvanoplastia 16 8 Alimentícia Frigoríficos 2 4 Abatedouros Laticínios Cerealistas Bebidas Fecularias Alimentos Esgotos domésticos e/ou hospitalares 1 4
Resíduos urbanos Efluentes de Aterros
Sanitários 8 16 Papel e celulose 2 4 Couros, peles e produtos similares 4 6 Química Agroquímica 2 4 Petroquímica Produtos químicos não
especificados ou não classificados Têxtil Beneficiamento de fibras naturais e sintéticas Confecção 2 2 Tinturaria Farmacêutica 2 4
A categorização presente nesta norma explicita que a tecnologia no tratamento de efluentes encontra-se em diferentes níveis de acordo com a atividade desenvolvida, estabelecendo os níveis de tolerância com base na complexidade de tratamento dos efluentes e consequente disponibilidade de tecnologia.
Adicionalmente ao padrão de lançamento, as atividades consideradas potencialmente causadoras de degradação ambiental nas Portarias da FATMA somente poderão lançar seus efluentes em corpo receptor quando sua concentração for menor ou igual a metade da toxicidade causada pelo mesmo, conforme modelo abaixo:
O modelo é composto pelos seguintes parâmetros: vazão máxima do efluente, vazão do corpo receptor, fator de incerteza e valor de toxicidade, medida como FD (1ª diluição em que não se observa efeito tóxico agudo aos organismos).
Ao estabelecer que a percentagem do efluente no corpo receptor deve ser menor ou igual a primeira diluição que não apresenta efeito tóxico agudo aos organismos, dividido por 2, insere-se um fator de segurança de forma a assegurar que os objetivos da normatização sejam alcançados. O dispositivo busca evitar alterações no comportamento e fisiologia dos organismos aquáticos, o que não se alcança apenas com os resultados de ensaios ecotoxicológicos agudos. A partir da seleção dos testes fixados em norma, infere-se que o fator 2 foi atribuído devido a relação de toxicidade agudo-crônica, na tentativa de assegurar a ausência de efeitos a longo prazo. Ressalta-se que o fator recomendado pela agência americana é de 10, o que repreRessalta-sentaria 90% dos resultados obtidos em seus estudos. Não foi atribuído fator de incerteza relacionado a diferença na sensibilidade de organismos, no entanto, diferente na
normatização federal (Resolução CONAMA 430/2011), são fixados os 2 organismos que devem ser utilizados nos ensaios.
4.4.5. Rio Grande do Sul – Resolução CONSEMA no 129/2006
A Resolução CONSEMA nº129/06 do Conselho Estadual do Meio Ambiente do Rio Grande do Sul define critérios e padrões de emissão relativos à toxicidade de efluentes líquidos para as fontes geradoras que lancem seus efluentes em águas superficiais do Estado. Neste caso, os padrões de emissão de toxicidade aguda, crônica e genotoxicidade foram definidos a partir do fator de toxicidade (FT), calculado com base nas vazões do efluente e mínima do corpo receptor (RIO GRANDE DO SUL, 2006). Esta Resolução estabelece regras diferenciadas para a instalação de novas fontes de lançamento e aquelas já em funcionamento, criando metas progressivas de toxicidade visando sua adequação. De forma inovadora, define como padrão de emissão para as novas fontes: 1. ausência de toxicidade aguda em ensaios de toxicidade de pelo menos 3 níveis tróficos; 2. quando os lançamentos ocorrerem em cursos d’água cuja vazão seja inferior a 10 vezes a vazão do efluente (taxa de diluição < 1:10), ausência de toxicidade crônica em ensaios de toxicidade de pelo menos 2 níveis tróficos, e 3. mesmos critérios de metas progressivas válidas para empreendimentos existentes quando se trata de toxicidade crônica e genotoxicidade, prevendo sua ausência nos anos de 2018 e 2022, respectivamente.
Para as atividades passíveis de regularização, estabelece temporariamente uma avaliação integrando a abordagem de perigo com análise de risco, o que dificulta sua interpretação. Como o conceito de Fator de Toxicidade é utilizado tanto no âmbito da análise de risco, quanto na definição do limite máximo de ecotoxidade no efluente, gera-se dúvida quanto à sua aplicação nesta regulamentação, tendo sido necessária a consulta aos formuladores do instrumento para a consolidação do ententimento quanto
ao seu uso. O padrão de emissão para ensaios de toxicidade aguda é definido caso a caso, em função da capacidade de diluição do efluente, com base na seguinte fórmula:
Ao final, conclui-se que, além de assegurar que a toxicidade do efluente seja menor que a capacidade suporte do corpo receptor, é definido um limite máximo de toxicidade aguda do efluente durante a fase de adequação, em que o Fator de Toxicidade não deve ser superior a 4. Ou seja, mesmo durante o período em que se tolera toxicidade aguda (FT até 4) no efluente, o padrão de emissão sofre influência da vazão mínima do corpo receptor (ARENZON, 2011).
O modelo é composto pelos seguintes parâmetros: vazão do efluente, vazão do corpo receptor, fator de segurança e valor de toxicidade, medida como FT (menor diluição da amostra na qual não se observa efeito deletério sobre os organismos-teste). O instrumento legal gaúcho não explicita os critérios utilizados para a definição do fator de segurança de 100 vezes. Como esse fator é aplicado no modelo de avaliação de ecotoxicidade aguda, infere-se que o mesmo vise assegurar a ausência de efeitos tóxicos crônicos e as variações da ecotoxicidade. A fonte de variação relativa a diferença de sensibilidade entre as espécies é tratada por meio da definição de ensaios com organismos de pelo menos 3 níveis tróficos distintos.
A partir dos prazos estabelecidos nas Resoluções CONSEMA nos 251/2010 e 287/2014, que estendem aqueles previstos originalmente, passa a vigorar as seguintes metas de acordo com a vazão do efluente industrial:
Tabela 6 - Metas para redução da toxicidade dos efluentes no estado do Rio Grande do Sul. Fonte: adaptado de RIO GRANDE DO SUL (2006, 2010 e 2014)
Vazão efluente (m3/dia) Prazos 2010 2012 2014 2016 2018 2020 2022 <100 1 < FT < 4 FT = 1 ausência de toxicidade crônica ausência de genotoxicida de 100 a 500 1 < FT < 4 FT = 1 ausência de toxicidade crônica ausência de genotoxici dade 500 a 1.000 1 < FT < 4 FT=1 ausência de toxicidade crônica ausência de genotoxicida de 1.000 a 10.000 FT = 1 ausência de toxicidade crônica* ausência de genotoxicidade >10.000 ausência de toxicidade crônica* e genotoxici-dade
* Atendidos critérios específicos, as fontes geradoras com vazão acima de 1.000m3/dia tem o prazo para
atendimento ao padrão de toxicidade crônica estendido para 24/11/2016.
Um termos de proteção da vida aquática, o instrumento legal gaúcho apresenta destaque por estar baseada em modelo que prevê a ausência da toxicidade em sua fonte por meio do uso da melhor tecnologia disponível. A avaliação do risco de efeito adverso sobre as comunidades aquáticas ocorrerá apenas no período em que será tolerada a ocorrência de toxicidade aguda no efluente. Finalizada esta fase, não há que se falar em gestão do efeito sobre os corpos receptores pois a toxicidade estará ausente na sua origem (efluente final não tóxico).
Em que pese os benefícios advindos de uma regulamentação que prevê a ausência de toxicidade no efluente, não foram identificados registros que suportem a viabilidade de atendimento das metas estabelecidas, tendo em vista o próprio conceito de variação da
características do efluente ao longo do tempo como um fonte intrínsica de variabilidade prevista pela USEPA.
4.4.6. Paraná - Resolução CEMA no 081/2010
O uso de padrões de lançamento envolvendo critérios ecotoxicológicos tiveram origem no estado do Paraná em 2006 com a Portaria do Instituto Ambiental do Paraná no 19 de 10 de fevereiro. No entanto esta regulamentação foi substituída em 2010 pela Resolução do Conselho Estadual de Meio Ambiente, abarcando critérios e padrões referentes a emissão de efluentes, bem como condições para proteção da qualidade da água. Dentre as alterações promovidas destaca-se o estabelecimento de metas progressivas de redução de ecotoxicidade aguda para as atividades já licenciadas, conforme Tabela 7.
Tabela 7 - Metas progressivas para redução da toxicidade utilizadas no estado do Paraná. Valores expressos em Fator de Toxicidade. Fonte: PARANÁ, 2010
Atividades Prazo
2010 2014 2018
Todas as atividades passíveis
de avaliação ecotoxicológica 8 4 2
Efluentes Galvânicos
Teste com Daphnia magna 16 2
Teste com Vibrio fisheri, organismos marinhos e
estuarinos
8 2
O instrumento legal paranaense define ainda os tipos de organismos passíveis de serem utilizados nos ensaios agudos e crônicos, para lançamento de efluente em água doce, salobras e salinas. Dentro das alternativas apresentadas, o empreededor pode definir qual teste utilizar.
