UNIVERSIDADE POSITIVO EDSON ESCUCIATTO A INFLUÊNCIA DA RENOVAÇÃO DA FROTA DE VEÍCULOS NA QUALIDADE DO AR EM CURITIBA

UNIVERSIDADE POSITIVO EDSON ESCUCIATTO

A INFLUÊNCIA DA RENOVAÇÃO DA FROTA DE VEÍCULOS NA QUALIDADE DO AR EM CURITIBA

CURITIBA

2016

EDSON ESCUCIATTO

A INFLUÊNCIA DA RENOVAÇÃO DA FROTA DE VEÍCULOS NA QUALIDADE DO AR EM CURITIBA

Dissertação apresentada como pré-requisito para obtenção do título de mestre junto ao Mestrado do Programa de Pós-Graduação em Gestão Ambiental, Universidade Positivo.

Orientadora: Profª. Drª. Eliane Carvalho de Vasconcelos

CURITIBA

2016

E74 Escuciatto, Edson.

A influência da renovação da frota de veículos na qualidade do ar em Curitiba. / Edson Escuciatto. ― Curitiba: Universidade Positivo, 2016.

89 f. : il.

Dissertação (Mestrado) – Universidade Positivo, Departamento de Gestão Ambiental, 2016.

Orientador: Profa. Dra. Eliane Carvalho de Vasconcelos.

Coorientador: Prof. Dr. Mauricio Diziezic

1. Ar – poluição. 2. Ar – controle de qualidade. 3. Ar – poluição - índices. 4. Automóveis – poluição. I.

Vasconcelos, Eliane Carvalho de. II. Diziezic, Mauricio. III.

Título.

CDU 504.3.054

RESUMO

Os poluentes atmosféricos têm diversas fontes, porém na maioria dos centros urbanos são os veículos movidos a combustíveis fósseis os grandes causadores desta poluição. A poluição atmosférica é transportada pelas correntes de ar, assim a localização das estações de monitoramento da qualidade do ar é importante no seu estudo. Em 1986 o IBAMA criou o Programa de Controle de Poluição do Ar por Veículos Automotores (PROCONVE), estabelecendo os limites máximos de emissões. As tecnologias mais importantes para a redução dos poluentes em veículos automotores foram o controle eletrônico da injeção de combustíveis e a utilização de catalisador no sistema de exaustão dos veículos. Partiu-se do fato de que veículos mais novos são menos poluidores por utilizar tecnologias mais eficientes que os antigos, e que a renovação da frota implica em importante redução das emissões. Portanto, o principal objetivo foi determinar se a renovação da frota de veículos alterou a qualidade do ar em Curitiba. Foi realizado o levantamento do histórico das concentrações dos poluentes do ar em Curitiba no período de 2003 a 2014. Considerou-se a Estação de Monitoramento da Qualidade do Ar Ouvidor Pardinho a mais representativa para os dados de concentrações de poluentes para esse estudo. O levantamento do histórico da frota de veículos de Curitiba foi realizado baseado em dados do DETRAN-PR, principalmente automóveis, motocicletas e veículos a diesel. Na sequência realizou-se a análise e comparação desses dados. Com a análise dos resultados dos dados da frota do levantamento realizado no DETRAN-PR e das concentrações de poluentes levantados do IAP confirmou-se que houve a renovação da frota de veículos nesta cidade e apesar da frota total de veículos ter aumentado no período da pesquisa, ocorreu a redução das concentrações de poluentes nesta capital.

Palavras-chave: Emissões veiculares. Poluentes atmosféricos. Índices de poluição

do ar.

ABSTRACT

Air pollutants have diverse sources, however in most urban centers fossil fuel vehicles are the main cause of this pollution. Air pollution is transported by air currents, and therefore the location of air quality monitoring stations is important in its study. In 1986 IBAMA created the Program for the Control of Air Pollution by Automobiles, establishing the maximum emission limits. The most important technologies for the reduction of pollutants in automobiles were the electronic control of fuel injection and the use of catalytic converters in the exhaust system of vehicles.

The starting point of this study was the fact that newer vehicles are less polluting due to the use of more efficient technologies than those of older vehicles, and that the renewal of the fleet entails an important reduction in emissions. Therefore, the main goal was to determine if the fleet renewal altered the air quality in Curitiba. Data on the concentration of air pollutants in Curitiba between 2003 and 2014 was surveyed.

The Ouvidor Pardinho Air Quality Monitoring Station was considered to be the most representative for data on the concentration of air pollutants for the purpose of this study. The surveying of the vehicle fleet of Curitiba was performed based on data from DETRAN-PR, mainly automobiles, motorcycles and diesel vehicles. Afterwards, analysis and comparison were performed. With the analysis of the DETRAN-PR data on the city’s fleet and the IAP data on air pollutant concentrations it was confirmed that there has been a renewal of the fleet in the city and that despite the increase in the size of the vehicle fleet in the surveyed time frame, there has been a reduction in the pollutant concentrations in this capital.

Keywords: Vehicle emissions. Air pollutants. Air pollution indices.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Idade de veículos a gasolina em Las Vegas e fatores de emissão (KUHNS

et al., 2004). 26

Figura 2 - Concentrações de poluentes de 2008 a 2011 em duas estações de monitoramento no ambiente urbano da cidade de Patras, na Grécia

(KARAGIANNIDIS et al., 2014). 32

Figura 3 – Média da variação horária da concentração dos aerossóis e gases

poluentes em Estocolmo (KRECL et al., 2015) 35

Figura 4 – Evolução do consumo de diesel de petróleo no transporte rodoviário de

cargas (FERREIRA, 2016). 40

Figura 5 - Limites de emissões para veículos leves nas fases L1 a L6 do

PROCONVE (IBAMA, 2011). 47

Figura 6 - Emissões de CO por automóveis e veículos comerciais leves do ciclo Otto

por fase do PROCONVE (MMA, 2011). 48

Figura 7 – Emissão de CO, HC e NOx em função do coeficiente de ar (MILHOR,

2002). 50

Figura 8 – Consumo específico de combustível em função do coeficiente de ar

(MILHOR, 2002). 51

Figura 9 - Eficiência de remoção de CO, HC e NOx pelo catalisador 3 vias em função

da razão ar/combustível (RANGEL, 2003). 53

Figura 10 - Porcentagem de emissão de CO e HC nos veículos suecos conforme ano modelo, de 1976 a 1992. O valor sobre as colunas significa o número de veículos avaliados referente ao ano (SJÖDIN, 1994). 54 Figura 11 – Fatores de influência sobre as emissões veiculares específicas e totais

(ZACHARIADIS et al., 2001). 55

Figura 12 - Localização das Estações de Monitoramento do Ar em Curitiba (IAP,

2013). 58

Figura 13 - Vias de passagem de ônibus próximas à praça Ouvidor Pardinho (URBS,

2015). 60

Figura 14 – Evolução da frota total de veículos em Curitiba entre 2003 e 2014. 68 Figura 15 – Correlação entre veículos modernos e ultrapassados entre 2003 e 2014.

68

Figura 16 - Médias anuais da concentração de NO

e O

em Curitiba. 70

Figura 17 - Médias anuais da concentração de CO e SO

em Curitiba. 70 Figura 18 - Médias anuais da concentração de PTS e PI em Curitiba. 70 Figura 19 – Correlação entre a frota de veículos ultrapassados e as concentrações

de poluentes, em Curitiba, entre 2003 e 2014. 71

Figura 20 – Correlação entre a frota de veículos modernos e as concentrações de

poluentes, em Curitiba, entre 2003 e 2014. 72

Figura 21 – Médias horárias da concentração de poluentes e veículos em Curitiba

em 2014 (IAP, 2015 e SETRAN, 2015). 74

Figura 22 – Médias horárias da concentração de poluentes nas estações de

Monitoramento PAR e CIC em 2014. 75

Figura 23 – Consumo de combustíveis em Curitiba - litros (ANP, 2016). 76 Figura 24 – Comparação do consumo de combustíveis e a evolução dos veículos em

Curitiba. Obteve-se o consumo de combustíveis para veículos leves fazendo a simples adição do consumo de etanol e gasolina em litros. 77 Figura 25 – Comparação do consumo de diesel e a evolução dos veículos movidos à

diesel, em Curitiba. 77

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 – Comparativo de concentrações de poluente em cidades do mundo. 34 Tabela 2 – Norma Tier e suas tolerâncias (BUCKANTZ, 2014). 44 Tabela 3 - Limite das emissões para veículos pesados e sua equivalência com a

norma Euro (MASSAGARDI, 2014). 49

Tabela 4 – Limite de Emissões de motocicletas conforme as fases do PROMOT

(IBAMA, 2011). 49

Tabela 5 - Linhas de ônibus que circulam próximo à Praça Ouvidor Pardinho (URBS,

2015) 61

Tabela 6 - Veículos circulantes próximo à estação Ouvidor Pardinho 62 Tabela 7 - Variação do percentual anual dos automóveis de acordo com a fase do

PROCONVE 65

Tabela 8 - Variação do percentual das motocicletas de acordo com a fase do

PROMOT 66

Tabela 9 - Variação do percentual anual dos veículos a diesel de acordo com as

fases do PROCONVE 67

Tabela 10 – Evolução do CAQ de Curitiba 78

Tabela 11 - Comparação entre concentrações de alguns poluentes 79

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

CAQ - Categorias de Qualidade do Ar

CONAMA - Conselho Nacional do Meio Ambiente DETRAN -PR - Departamento de Trânsito do Paraná EF - Emissão do Combustível

EPA - Agência Ambiental Norte-americana Eti - Quantidade Total de Emissões do Poluente E

- Equivalente de Poluentes Emitidos

EURO - Norma Europeia para Emissões de Poluentes por Veículos Automotores

g/bhp-hr - Galão por Potência Hora GNV – Gás Natural Veicular HC - Hidrocarbonetos

IAP - Instituto Ambiental do Paraná JP-8 - Combustível de Aviação Militar

Ki - Coeficiente de Nocividade de um Poluente LDGV - Veículo Leve a Gasolina

MP - Material Particulado PI - Particulados Inaláveis ppb - Partes Por Bilhão ppm - Partes Por Milhão

PROCONVE - Programa de Controle de Poluição do Ar por Veículos Automotores PROMOT - Programa de Controle da Poluição do Ar por Motociclos e Veículos Similares

PTS - Particulados Totais Sólidos

REPAR - Refinaria Presidente Getúlio Vargas TAQI - Índice de Qualidade do Ar de Tráfego

TIER - Padrão de Emissão em Motores de Veículos de Combustível

Ywc - Fator do Aumento Relativo em razão ao Cânion Urbano

LISTA DE QUADROS

Quadro 1 - Principais poluentes atmosféricos e sua origem (MELLO, 2012). 17 Quadro 2 – Fatores de emissão de motocicletas de Taiwan (TSAI et al., 2000). 27 Quadro 3 – Emissões veiculares anuais na Região Metropolitana de Campinas em

2008 (UEDA e TOMAZ, 2011). 28

Quadro 4 – Concentrações de hidrocarbonetos na cidade de Milão, Itália, em janeiro

de 2004 (MEINARDI et al., 2008). 29

Quadro 5 – Concentração de hidrocarbonetos oxigenados nos túneis Jânio Quadros e Maria Maluf e em locais próximos externos aos túneis (VASCONCELLOS et

al., 2005). 30

Quadro 6 – Valores mínimos e máximos de fração de n-alcanos e compostos aromáticos de único anel nos túneis Jânio Quadros e Maria Maluf e no ar

ambiente externo (VASCONCELLOS et al., 2005). 30

Quadro 7 – Coeficientes de nocividade (Ki) atribuídos aos poluentes (BAGIÉNSKI,

2015). 36

Quadro 8 – Categorias de qualidade do ar conforme o índice de qualidade de ar de

tráfego TAQI (BAGIEŃSKI, 2015). 37

Quadro 9 – Poluentes veiculares totais emitidos, Rio de Janeiro, ano 2010 (SOUZA

et al., 2013). 39

Quadro 10 – Emissões de NO, NO2 e NOx pelos ônibus de Curitiba conforme idade do veículo e tipo de combustível, 2014 (RIBAS et al., 2016). 40 Quadro 11 – Norma Euro e suas tolerâncias (CUMMINS, 2011). 43 Quadro 12 - Limites máximos de emissão de COcorrigido, em marcha lenta e a 2500

rpm para veículos automotores com motor do ciclo Otto (% em volume)

(BRASIL, 2009). 45

Quadro 13 - Limites máximos de emissão de HCcorrigido, em marcha lenta e a 2500 rpm para veículos com motor do ciclo Otto (BRASIL, 2009). 46 Quadro 14 - Redução de emissão de poluentes resultante do uso de catalisadores

automotivos, EUA, 1970 - 1985 (RANGEL, 2003). 52

Quadro 15 – Emissões de veículos conforme a tecnologia de catalisação (BARTH et

al., 1997). 54

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO 12

1.1 OBJETIVO 13

2 REVISÃO DE LITERATURA 134

2.1 POLUENTES ATMOSFÉRICOS 14

2.1.1 Fontes dos poluentes 14

2.1.2 Dispersão dos poluentes atmosféricos 18

2.1.3 Efeitos dos poluentes atmosféricos 20

2.2 EMISSÕES VEICULARES 24

2.2.1 Emissões veiculares conforme as características dos veículos 24 2.2.2 Concentrações de poluentes atmosféricos no ambiente 28

2.2.3 Tipos de combustíveis 38

2.2.4 Legislação, normas e programas de redução de emissão veicular 41

2.3 TECNOLOGIAS DOS VEÍCULOS 50

3 METODOLOGIA 56

3.1 HISTÓRICO DA FROTA VEICULAR 56

3.2 HISTÓRICO DE POLUIÇÃO DO AR 57

3.3 COMPARAÇÃO DE DADOS E ANÁLISE 63

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO 65

4.1 Evolução da frota de veículos 65

4.2 Análise da correlação da qualidade do ar frente ao aumento da frota de veículos 69

4.3 Avaliação do consumo de combustível. 75

4.4 Cálculo do índice de qualidade do ar em Curitiba 78

5 CONCLUSÃO 81

REFERÊNCIAS 82

1 INTRODUÇÃO

As emissões veiculares de poluentes correspondem a uma grande parcela das emissões totais de poluentes atmosféricos em ambientes urbanos populosos, chegando a constituir mais de 60% do total de emissões de material particulado nesses centros urbanos (SHARMA et al., 2010). Outras fontes de poluentes atmosféricos são as termoelétricas, indústrias e queima de combustíveis para aquecimento das residências no inverno.

A frota de veículos no Brasil tem crescido rapidamente nas últimas décadas.

Entre 2001 e 2012, aumentou em 80% no Paraná (DETRANPR, 2013), sendo acompanhada por aumento proporcional das emissões atmosféricas veiculares totais, poluentes ou não (UEDA e TOMAZ, 2011).

Por outro lado, em contraste à piora esperada no tocante ao aumento das concentrações de poluentes atmosféricos, diante do rápido aumento da frota, a tecnologia automotiva relacionada às emissões veiculares tem avançado rapidamente nas últimas décadas, resultando na produção de veículos cada vez menos poluentes (RIBAS et al., 2016).

As principais características da frota de veículos são: idade, composição, tecnologia empregada, tipos de combustíveis e sua finalidade como uso privado, coletivo ou transporte de mercadorias.

O quadro recente das emissões de poluentes atmosféricos por automóveis em Curitiba apresenta dois elementos contrastantes (DETRANPR, 2013) quanto a suas contribuições para agravamento ou amenização das emissões: por um lado, a frota de veículos aumenta rapidamente, 70% em 11 anos em Curitiba; por outro, as tecnologias empregadas nos veículos se aprimoram e a frota é renovada pelo seu sucateamento, levando à redução de emissões por veículo.

As evoluções das concentrações de poluentes encontradas no ar das grandes

cidades apresentam alterações ao longo dos anos. Esses fatores possuem relações

complexas e dinâmicas, sendo necessária a análise comparativa, com correlação e

contraste, para que se possa procurar compreendê-las, análise esta ainda não

encontrada na literatura.

Esse estudo apresentou a evolução da frota de veículos, a evolução da concentração de poluentes em Curitiba e suas correlações. Ele contribuirá para o incentivo à renovação da frota dos veículos e para a contínua melhoria de sua performance quanto à redução das emissões de poluentes. Igualmente, poderá ser feita a avaliação do comportamento e desenvolvimento de novas tecnologias empregadas nos veículos. O resultado desta pesquisa poderá ser base para a criação de políticas públicas para melhorar os índices de qualidade do ar.

1.1 OBJETIVO

O principal objetivo foi determinar se a renovação da frota de veículos

influenciou a qualidade do ar em Curitiba.

2 REVISÃO DE LITERATURA

2.1 POLUENTES ATMOSFÉRICOS

Poluentes atmosféricos são gases e partículas sólidas (poeiras, pós e fumos) resultantes das atividades humanas e de fenômenos naturais dispersos no ar, que não estão presentes normalmente na atmosfera, tornando-a menos adequada ao homem ou causando algum impacto negativo ao clima, à saúde humana, aos animais, à vegetação ou aos materiais (CALIJURI E CUNHA, 2013).

2.1.1 Fontes dos poluentes

As fontes dos poluentes são classificadas em móveis e fixas. Fontes móveis são emissões provenientes de fontes em movimento e compreendem os veículos automotores. Fontes fixas são as emissões lançadas à atmosfera por um ponto específico, como uma chaminé (BRAGA et al., 2005).

Ohura et al. (2006) relatam que foram medidas as concentrações de 38

poluentes do ar dentro e fora de residências de Shimizu, uma cidade industrial no

Japão. Foram feitas medições no inverno e no verão. Dentre os poluentes

mensurados estavam incluídos hidrocarbonetos aromáticos, compostos orgânicos

voláteis halogenados, compostos organofosforados e compostos carbonilados. Os

hidrocarbonetos aromáticos apresentaram concentrações dentro das residências

30% maiores que as concentrações externas. Foram encontradas concentrações de

0,009

de benzeno e 0,17

de tolueno, sendo a principal fonte o

consumo de tabaco. O benzeno é considerado promotor de câncer em doses acima

de 200 µg.m

e o tolueno é considerado letal em concentrações acima de 49 g.m

.

Quanto ao formaldeído, as concentrações internas foram de 1,03 µg.m

e estavam

relacionadas à idade do imóvel, pois são liberados pela composição das resinas

usadas na fabricação dos materiais usados nos móveis, tais como compensados e

aglomerados, à presença de carpete, bem como na urina de animais de estimação

dispostas tanto ao redor das casas como em seu interior. Em relação ao p- diclorobenzeno, as concentrações encontradas em quartos foram mais altas que as do restante da casa e do exterior, sugerindo que preservantes de roupas presentes nos quartos, substitutos à naftalina, são sua principal fonte.

A respeito de material particulado, Sun et al. (2004) relatam que amostras de aerossol foram coletadas ao mesmo tempo em três locais da cidade de Pequim: uma área de tráfego de veículos (BNU), uma área residencial (YH) e uma área industrial (CS). Dois tipos de amostras foram coletados: particulado de até 2,5

particulado de até 10 µm. As amostras foram coletadas uma vez no verão e outra no inverno, no período de 2002 a 2003. As partículas de até 2,5

) não apresentaram variação de concentração considerada entre os 3 locais de amostragem ficando sua média em 78

no verão e 153

no inverno.

Porém, as partículas com 10

) apresentaram maior concentração no inverno (292 µg.m

) na região denominada YH, com maior densidade populacional.

Esses resultados podem ser devidos à queima de carvão para o aquecimento das residências e também à poluição industrial vinda com o vento da região CS. No verão a região BNU apresentou maior concentração de PM

(172

) que as demais regiões devido ao intenso tráfego de veículos. Os autores confirmaram nesse estudo as diversas fontes de poluentes características de cada região e seus efeitos sazonais.

Jiang et al. (2005) estudaram as emissões da frota veicular da Cidade do México, em 2003. Esta frota era de aproximadamente 3,6 milhões de veículos. Os autores encontraram estimativas totais de emissão anual de 1.700 toneladas de fuligem de carbono, 57 toneladas de hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, 1.190.000 toneladas de CO, 120.000 toneladas de NOx, 240.000 toneladas de compostos orgânicos voláteis e 4.400 toneladas de partículas com até 2,5 µm.

Guarieiro et al. (2011) realizaram uma revisão sobre os poluentes

atmosféricos provenientes da queima de combustíveis veiculares, e estimaram que

as emissões veiculares correspondem a 10% das emissões globais de CO

. Além

disso, veículos podem ser emissores de chumbo (quando adicionado à gasolina),

que é altamente tóxico, o que levou ao banimento da adição de chumbo em

combustíveis em diversos países. No entanto, os substitutos utilizados, como o

álcool anidro no caso do Brasil, levam à elevação da emissão de outros poluentes,

como acetaldeído, formaldeído, aldeídos totais, hidrocarbonetos não metânicos

(HCNM), 1,3

butadieno, gás carbônico (CO

) e NO

quando comparado com o uso da gasolina, apesar da redução da emissão de CO, MP, HCNM e compostos aromáticos. A adição do etanol ao óleo diesel reduz a emissão de CO, porém ocorre o aumento da emissão de acetaldeído, formaldeído, acetona, crotonaldeído e HC.

São Paulo, a exemplo das grandes metrópoles, possui uma grande quantidade de indústrias, com siderúrgicas e aciarias, fábricas de cimento e ácido sulfúrico, fertilizantes, refinarias, indústrias petroquímicas, etc. Somando-se a isso, a cidade possui uma das maiores frotas de veículos do país, agravando seu quadro de poluição da atmosfera (BRAGA et al., 2005).

Ramires (2012) realizou coleta e análise de amostras de materiais particulados em quatro locais da cidade se São Paulo: Cidade Universitária, Faculdade de Medicina da Universidade de São Paulo, Parque Ibirapuera e Zona Leste. Essas amostras de material particulado foram analisadas pelo método de pararosanilina e foi encontrado enxofre em grande quantidade nos locais de amostragem, concluindo que os veículos são os maiores causadores de poluição nestas regiões estudadas. Confirmando a observação a respeito do enxofre, a autora aponta que as fontes móveis são os principais agentes responsáveis pela emissão dos materiais particulados, sendo mais evidentes pela presença de carbono elementar da fuligem da queima de combustíveis veiculares. Por fim, o estudo mostra ainda que com exceção do ponto de coleta da Faculdade de Medicina da Universidade de São Paulo, os outros três pontos não se localizam próximos a vias de alto tráfego, e podem ser considerados indicativos de concentrações de base, e mostram a exposição da população das regiões estudadas, o que é preocupante, tendo em vista que os valores encontrados (média anual de 15 µg.m

e picos de 53

), foram superiores aos recomendados pela Organização Mundial de Saúde, cujas médias anuais devem estar abaixo de 10

e os picos não devem ultrapassar os 25 µg.m

(RAMIRES, 2012).

Mello (2012) investigou os principais poluentes atmosféricos e sua origem, e

os classificou (Quadro 1). Nesse quadro é possível observar os poluentes que são

diretamente originados pelos veículos automotores, que são CO, CO

, SOx, NOx,

hidrocarbonetos e compostos orgânicos voláteis (COV), bem como oxidantes

fotoquímicos gerados a partir dos poluentes primários e o calor gerado pelos

motores.

Poluente Origem

CO Processos de combustão incompleta

SOx Combustão de combustíveis que apresentem enxofre em sua composição

Material Particulado Dispersão de poeira, fuligem, gotículas de óleo e pólen Metais Processos siderúrgicos, mineração e queima de carvão.

Amônia Fabricação de amônia e fertilizantes e processos biogênicos

Pesticidas e Herbicidas Indústria e aplicação no campo

Substâncias radioativas Explosões nucleares, usinas nucleares, depósitos naturais e queima de carvão Calor Processos de combustão, pela emissão de gases com temperatura elevada

Combustão de combustíveis fósseis e outros materiais que apresentem carbono, além de ser gerado no processo de respiração

CO2

Gerados a partir de poluentes lançados na atmosfera (NOx, Hidrocarbonetos), que reagem entre si, na presença de radiação solar

Oxidantes Fotoquímicos

Processos de combustão em geral, descargas elétricas na atmosfera e processos biogênicos

NOx

Indústria química, veículos automotores, armazenamento de combustíveis e atividades que usem solventes

Compostos Orgânicos Voláteis

Ácido Fluorídrico Produção de alumínio e fertilizantes, refinarias de petróleo, indústria de flúor gasoso e ácido fluorídrico

Combustão incompleta de combustíveis e evaporação de combustíveis e solventes orgânicos

Refinarias de petróleo, indústria de celulose e papel e processos biogênicos (anaeróbios)

Gás Sulfídrico Hidrocarbonetos

Quadro 1 - Principais poluentes atmosféricos e sua origem (MELLO, 2012).

Barbon e Gomes (2010) simularam as emissões atmosféricas no município de

Araucária–PR por meio de modelo computacional, posteriormente comparando

esses resultados com os valores das medições reais de uma estação de

amostragem de qualidade do ar instalada na Refinaria Presidente Getúlio Vargas

(REPAR) para os poluentes óxidos de nitrogênio (NOx), óxidos de enxofre (SOx),

monóxido de carbono (CO) e materiais particulados (PM). As fontes móveis, em que

se incluem as emissões veiculares, foram desconsideradas no estudo, pois os

autores estimaram que elas representam menos de 1% das emissões totais locais,

diante da existência de fontes estacionárias (indústrias) responsáveis pela quase

totalidade das emissões. As emissões das chaminés da REPAR (mesmo local da

estação de amostragem real) foram consideradas fonte interna e utilizadas na

entrada de dados no modelo computacional. Os autores concluem que “as

concentrações observadas dos poluentes NOx e SOx foram representadas

razoavelmente bem”, enquanto “verificou-se uma tendência de obtenção de valores

simulados significativamente superiores aos observados para o poluente CO e

significativamente inferiores aos valores observados para o poluente MP”, e que

essas diferenças “têm como principal causa a não-representação das emissões das fontes externas na avaliação inicial do modelo”, ou seja, a não consideração das emissões de outras fontes além da REPAR. Os autores não especificaram a margem de erro entre os métodos estudados (BARBON e GOMES, 2010).

Em Londrina, cidade do interior do Paraná, foi realizado um estudo sobre a contribuição de fontes locais e regionais de fuligem em aerossol, no período de agosto de 2014 a janeiro de 2015. Foram monitoradas as fuligens presentes no ar em três pontos da cidade. Um deles foi no campus da Universidade Federal Tecnológica (UFT), localizada a 8 km do centro da cidade. O segundo ponto de monitoramento foi localizado em uma via arterial da cidade com o tráfego de veículos estimado em 25.000 veículos por dia (telhado). O terceiro ponto de monitoramento foi localizado em uma rua de alto tráfego e com prédios à sua volta, formando um cânion urbano (cânion), no centro da cidade. Ao longo do dia foram constatadas maiores variações nos pontos de monitoramento cânion e UFT. No ponto de monitoramento cânion a variação coincidiu com os picos de trânsito intenso, às 7h00 horas com 5,84

de fuligem e às 18h00 horas com 4,55

, ao passo que as variações do ponto de monitoramento UTF foram atribuídas a queimadas realizadas nas regiões próximas, como lixo doméstico e queimadas realizadas em fazendas de outras regiões. Constatou-se também a diferença de concentração de fuligem entre dias secos, com maior concentração (11,04 µg.m

), e dias com umidade elevada, com menor concentração (3,34

) (TARGINO e KRECL, 2016). A Resolução nº 3824 do CONAMA especifica a concentração máxima de materiais particulados em 130 mg.m

.

Portanto, as fontes de poluentes podem ser de diversas origens: veículos a combustão, indústrias, produtos de limpeza, resinas usadas em móveis, cigarros, etc. É necessário pesquisar a principal fonte de cada ambiente a ser estudado.

2.1.2 Dispersão dos poluentes atmosféricos

As condições meteorológicas são importantes nos estudos da qualidade do

ar, pois são responsáveis pelo transporte dos poluentes, tendo em vista que estes

estão dispersos na atmosfera (MOREIRA et al., 2008).

Na década de 80 Ashbaugh (1983) demonstrou a influência de aspectos geográficos e regionais na poluição do ar, em estudo realizado nos Estados Unidos que investigou a qualidade do ar no Parque Nacional do Grand Cânion por meio da Rede Ocidental de Partículas Finas, uma rede de quarenta pontos de coleta de amostras. Com duas coletas semanais simultâneas em todos os pontos somadas à utilização de modelos matemáticos para cálculo de trajetória dos poluentes, foi possível estabelecer os padrões de origem e trilhas de dispersão de poluentes atmosféricos na região ao longo de toda a década de 80. Foram coletadas partículas em duas faixas de tamanho, uma com diâmetro de partículas entre 15 e 2,5

outra com diâmetro de partículas inferiores a 2,5

analisadas no Laboratório da Universidade da Califórnia, onde foram pesadas e sua composição determinada pelo método de emissões de partículas indutivas de raio- X. Foi encontrado, dentre outros resultados, que concentrações elevadas de enxofre (acima de 350 ng.m

) estavam relacionadas a ar estagnado e transporte lento oriundo dos estados da Califórnia e de Nevada, enquanto concentrações baixas de enxofre (abaixo de 70 ng.m

) estavam associadas a boa ventilação e transporte advindo de Utah e Colorado e transporte de alta velocidade do sul da Califórnia.

Chu et al. (2003) investigaram o uso de uma técnica chamada “Moderate Resolution Imaging Spectroradiometry (MODIS)”, de obtenção de imagens por radiometria a partir de satélite. Dois satélites com o equipamento foram colocados em órbita pela Agência Espacial Norte-Americana (NASA), um em 1999 e o outro em 2002. Eles possuem um radiômetro de alta sensibilidade (de 12 bits) que opera em 36 bandas espectrais com comprimentos de onda que variam de 0,4 µm a 14,4 µm.

A técnica permite visualizar a carga de aerossol presente na região alvo, sobretudo a partir de sua relação com a profundidade óptica encontrada pelo equipamento, bem como determinar a fração de partículas abaixo de 2,5

Pode ser utilizada para monitoramento global, regional e local da poluição atmosférica, com boa precisão e sensibilidade espacial.

Tavares et al. (2010) estudaram a dispersão de emissões veiculares (MP

e

MP

especificamente) em uma microrregião de Belo Horizonte, por meio de

simulação numérica, e confrontaram os resultados da simulação com concentrações

observadas experimentalmente. As previsões das simulações foram 25% menores

que as concentrações reais, e mesmo com as concentrações subestimadas as

simulações apontaram a existência de locais da microrregião estudada com

qualidade do ar entre regular e péssima, correspondentes a “(...) vales onde o tráfego de veículos é intenso, em especial o tráfego de veículos a diesel (ônibus), que são os principais emissores de MP para a atmosfera” (TAVARES et al., 2010).

Duyzer et al. (2015) estudaram a representatividade de redes de monitoramento da qualidade do ar em quatro cidades europeias, Londres, Berlim, Sttutgard e Barcelona, e verificaram que é necessário tanto um número mínimo de pontos de monitoramento quanto sua distribuição em conformidade às características da cidade (demográficas e de circulação de pessoas, em especial) para que os resultados sejam de fato representativos dos níveis de exposição da população. Os autores encontraram ainda que as características do local exato de cada estação de monitoramento podem ter grande influência sobre os dados, como é o caso de estações em pontos de circulação de ar comprometida. Os autores salientam que essas considerações de localização da estação de monitoramento e o número de amostragens podem ter grande implicação para estudos epidemiológicos, uma vez que, se tais estudos utilizarem dados de monitoramento de forma acrítica, chegarão a resultados distorcidos.

Devido à facilidade que os poluentes atmosféricos têm em se locomoverem através das correntes de ar, torna-se importante o prévio estudo das direções dos ventos e da localização das estações de monitoramento da qualidade do ar nos estudos a serem realizados.

2.1.3 Efeitos dos poluentes atmosféricos

A respeito dos efeitos de poluentes atmosféricos, Faller e Oesch (1997)

demonstraram em estudo realizado na Suíça os efeitos de SO

, NO

, NO e O

na

corrosão de cobre, zinco e alumínio. Os testes foram realizados em laboratório, onde

cada um dos metais foi exposto a ar contendo um dos poluentes citados, a fim de

estudar seus efeitos. As concentrações de poluente utilizadas foram de 10 ppm, com

exceção do SO

, para o qual foi utilizado 0,5 ppm. Essas concentrações foram

escolhidas em função de serem valores correspondentes aos encontrados no

ambiente externo ao laboratório, ou seja, simulavam concentrações reais. Dióxido de

enxofre, dióxido de nitrogênio e ozônio se mostraram muito importantes para a

ocorrência de corrosão. No caso do cobre, o poluente com maior efeito encontrado foi o ozônio; no caso do zinco, o dióxido de enxofre foi o poluente de maior efeito;

enquanto para o alumínio o agente com maior poder de corrosão encontrado foi o ozônio.

Nagal (2010) analisou a emissão de gases do efeito estufa no processo de fabricação de computadores. Concluiu que a maior fonte de emissão é o processo de transporte tanto das matérias primas utilizadas na fabricação quanto na distribuição desses computadores, sendo o CO

o poluente mais impactante. A autora apresentou em seu estudo a relação entre as emissões de CO

e a receita de 8 principais fabricantes de computadores e concluiu que são emitidos 2 Kg de CO

por US$ faturado.

O estudo realizado por Pehelan et al. (2016) mostra a influência dos óxidos de nitrogênio e de enxofre na degradação de duas florestas do nordeste estadunidense, Bear Brook Watershed em Maine e a Floresta Experimental de Hubbard Brook em New Hampshire. A projeção dos impactos dos óxidos de nitrogênio e de enxofre foi avaliada usando o modelo de resposta biogeoquímica-vegetação ForSAFE-Veg. A deposição desses dois compostos químicos, vindos por correntes de ar de regiões com maior concentração de poluentes, alteraram a alcalinidade do solo, aumentaram o teor de nitrato e modificaram a quantidade de espécies de plantas rasteiras presentes nestas florestas. Neste estudo, em ambas as florestas, ocorreu o aumento de 25% de saturação básica no solo no período de 1950 a 1970 e a queda de 15%

de saturação básica até 2010. A saturação básica de um solo é responsável pela troca catiônica, dificultando a absorção dos cátions, principalmente cálcio, magnésio, sódio e potássio, pelas plantas, alterando assim seu metabolismo. A alteração ocorrida entre 1950 e 1970 afetou o desenvolvimento das plantas, reduziu a quantidade das espécies de árvores, B. alleghaniensis e Picea rubens, e aumentou as quantidades das herbáceas Clintonia borealis, Huperzia lucidula e Oxalis

Hoek et al. (2002), investigando os efeitos dos poluentes na saúde humana,

realizaram um estudo na Holanda entre 1986 e 1994, para analisar a associação

entre mortalidade e indicadores de poluição atmosférica veicular. Foi selecionada

uma amostra aleatória de cinco mil pessoas, entre 55 e 69 anos de idade, dentro de

um grupo de mais de cento e vinte mil pessoas, que participavam de um estudo de

acompanhamento na área de saúde (VAN DEN BRANDT et al., 1990). Foi estimado

o nível de exposição dessas pessoas a emissões veiculares com base nos endereços das suas residências, considerando-se medições regionais e locais de fumaça preta e dióxido de nitrogênio. Os resultados obtidos indicaram uma associação entre exposição à fumaça preta e dióxido de nitrogênio e o aumento da mortalidade. Uma vez feito o ajuste para fatores de distorção, se o indivíduo era fumante ativo ou passivo, ex-fumante, qualidade da dieta, prática de atividade física, idade, escolaridade, renda, etc., os autores verificaram uma relação direta entre mortes por doenças cardiopulmonares e o nível de exposição às emissões veiculares.

Em estudo de revisão, Curtis et al. (2006) examinou cerca de 600 artigos, a partir de buscas em bases de dados médicos, quase todos com data posterior a 1995. O autor estabeleceu a seguinte lista de principais agentes poluentes atmosféricos encontrados: particulados, ozônio, monóxido de carbono e gases (HF, HCl, H

S, SO

, SO

), óxidos de nitrogênio, chumbo e outros metais, compostos orgânicos voláteis e metano, compostos radioativos e bioaerossóis. Em seu estudo o autor apresentou a nocividade dos bioaerossóis, partículas transportadas pelo ar, produzidas por organismos vivos, principalmente pólen, sementes, bactérias, endotoxinas bacterianas, bolores (fungos), algas, protozoários, farinha e pelos de animais.

Ademais, Curtis et al. (2006) encontrou que os principais efeitos sobre a saúde humana são: doenças respiratórias (como asma e bronquite), doenças cardiovasculares (como infarto e arritmias), câncer, problemas reprodutivos e de desenvolvimento, efeitos neurológicos e psiquiátricos (como dor de cabeça e esquizofrenia), e infecções respiratórias. Há ainda correlação com o aumento de mortalidade e com as alterações de parâmetros hematológicos e imunológicos.

Além dos efeitos diretos sobre a saúde humana, Curtis et al. (2006) aponta a

existência de efeitos econômicos, decorrentes dos próprios efeitos na saúde

humana – que resultam em perda de produtividade, custos com tratamento, entre

outros – bem como de outros efeitos, como visibilidade reduzida, danos diretos a

bens móveis e imóveis, à flora e à fauna, e o aquecimento global. Como exemplo ele

cita um estudo que estima custos anuais de saúde dos EUA por problemas

relacionados à poluição atmosférica em cerca de 10 bilhões dólares, alén de custos

de mortalidade em cerca de 100 bilhões de dólares também por doenças

relacionadas à poluição atmosférica.

Bell et al. (2006) realizaram estudo a respeito de três grandes cidades da América Latina: Santiago, Cidade do México e São Paulo. A partir de fundamentação em dados de outros estudos sobre doença causadas por influência da poluição do ar, os autores projetam dois cenários para o período de 2000 a 2020, para cada uma das três cidades. Em um deles as emissões veiculares progrediram em taxa similar à que se verificava em 2000, levando-se ainda em conta metas então já existentes ou em processo de implementação para redução de emissões.

No outro cenário, considerou-se a implementação de políticas e legislação de redução de emissão de poluentes mais rigorosas, que lançassem mão das tecnologias de controle já disponíveis na época, mas que não tivessem impacto econômico significativo ao custo dos veículos. Nas projeções do autor, mudanças no uso de combustível e aumento da eficiência energética poderiam reduzir as emissões de gases de efeito estufa em 13%, resultando em uma queda de aproximadamente 10% na concentração de poluentes atmosféricos para PM

e O

ao longo do período de 20 anos. A poluição do ar pode afetar a mortalidade pelo aumento de doenças crônicas em decorrência da fragilidade causada pela poluição do ar e doenças cardiorrespiratórias em crianças e idosos. Neste sentido, os resultados encontrados pela comparação das duas projeções foram expressivos.

Como exemplos: para a cidade de São Paulo, mais de cento e treze mil mortes de adultos seriam evitadas, mais de oitocentos mil casos de crise asmática deixariam de ocorrer, e mais de dois milhões de dias de trabalho deixariam de ser perdidos.

Saldiva et al. (2015) realizaram estudo semelhante, fazendo a projeção da mortalidade e internações hospitalares na rede pública de saúde atribuíveis à poluição atmosférica no Estado de São Paulo entre 2012 e 2030. Os autores estimaram que até 2030 ocorrerão aproximadamente 250 mil mortes por doenças originadas dos efeitos da poluição do ar, se as concentrações de PM

continuarem nos mesmos patamares de 2011.

Toledo e Nardocci (2011) verificaram, a partir de levantamento bibliográfico, que diversos estudos já demonstraram “relações entre a poluição do ar no município de São Paulo e problemas respiratórios e cardiovasculares, crescimento fetal, aumento na mortalidade e hospitalizações, particularmente em idosos e crianças”.

No entanto, a maioria desses estudos considerou uma distribuição isotrópica de

poluentes, que não considera a complexa dinâmica de fontes estacionárias e móveis

e de padrões diversos de dispersão, sendo, portanto, ainda necessárias investigações mais precisas nesse sentido.

2.2 EMISSÕES VEICULARES

As emissões veiculares são gases originados pela combustão dos motores de veículos automotores (BRAGA et al., 2005)

2.2.1 Emissões veiculares conforme as características dos veículos

Meinardi et al. (2008), em estudo realizado em Milão, Itália, aproveitaram a ocorrência de uma greve dos transportes coletivos, entre 2 e 9 de janeiro de 2004, para avaliar a influência do transporte público na qualidade do ar. Diversas amostras de ar foram coletadas antes e durante o período de greve, e foram analisadas as concentrações de metano, sessenta e nove outros hidrocarbonetos, monóxido de carbono, halocarbonetos e nitratos de alquila. Os resultados encontrados foram de aumento médio de 110% nas concentrações de hidrocarbonetos no dia da greve bem como aumento de 21% no pico de ozônio registrado, não tendo ocorrido variação climática significativa que pudesse justificar a diferença, restando a explicação do maior número de veículos de passeio circulando face à paralisação dos transportes coletivos, conforme ficou comprovado por dados das autoridades de trânsito.

Já Sharma et al. (2010) realizaram estudo similar na cidade de Hyderabad,

Índia, aproveitando-se da ocorrência de greve nacional dos caminhoneiros, entre 5 e

12 de janeiro de 2009. Os autores verificaram que o tráfego de caminhões

correspondia a cerca de 19% do tráfego veicular na região de Hyderabad. Durante a

greve dos caminhoneiros, houve uma redução drástica nas concentrações de alguns

poluentes: 57% para fuligem (C), 60% para material particulado e 40% para

monóxido de carbono, considerando medições feitas antes e durante a greve, e

confirmadas por medições realizadas após o seu término, demonstrando a relação entre as emissões de caminhões e os poluentes examinados.

Zielinska et al. (2004) analisou a composição das emissões de diversos veículos, e constatou serem altamente dependentes do tipo de combustível (gasolina versus diesel), do estado de manutenção e das condições do ambiente (como temperatura). O autor analisou os gases emitidos por veículos a gasolina que queimam óleo lubrificante (devido ao desgaste do motor) e esses gases apresentaram os mesmos hidrocarbonetos aromáticos policíclicos encontrados na amostra do óleo lubrificante.

Kuhns et al. (2004), ao estudar as emissões veiculares em Las Vegas,

relacionou a idade de veículos a gasolina e suas emissões. O autor tomou como

base as análises de emissões realizadas pelo sistema de monitoramento remoto de

emissões de veículos (VERSS) e as comparou com outros métodos de

monitoramento de emissões, o MOBILE6 e o PART5. O VERSS é um sistema ótico

capaz de medir as emissões de monóxido de carbono, material particulado,

hidrocarbonetos e óxidos de nitrogênio. Tanto o VERSS quanto o MOBILE6 são

ensaios dinâmicos que ocorrem com os veículos rodando em estradas, sendo que o

MOBILE6 leva em consideração a temperatura e a umidade do ar durante as

medições. O PART5 é um ensaio realizado em dinamômetro, com o veículo em um

laboratório e é usado somente para medir material particulado. O resultado das

medições realizadas nos veículos leves a gasolina (LDGV) são apresentadas na

Figura 1. Os autores puderam concluir que quanto maior a idade do veículo maior foi

a emissão de poluentes.

Figura 1 - Idade de veículos a gasolina em Las Vegas e fatores de emissão (KUHNS et al., 2004).

Guo et al. (2006) investigaram as emissões de CO, NO e HC da frota de

veículos a gasolina em Hangzhou, China. Dentre outros resultados, os autores

constataram que 10% de veículos eram os mais poluidores, ou seja, aqueles com

maior desgaste e com tecnologias ultrapassadas, e esses veículos eram

responsáveis por 34,74% da emissão total de CO, 51,32% da emissão total de HC e

43,49% da emissão total de NO. Também encontraram que, devido a deficiências de

manutenção, 20% dos veículos modelos 2000 a 2004 eram mais poluidores e

responsáveis por 46,55% do CO, 30,44% de HC e 38,44% de NO, enquanto que

40% do total de veículos modelos 2000 a 2004 eram menos poluidores, quase

desprezíveis quanto à sua contribuição nas emissões, emitindo 4,5% do total dos

poluentes. Os autores não investigaram ou levantaram hipóteses para essa

distribuição tão desigual. No entanto, apontaram que, conforme os dados indicam,

medidas voltadas à redução de emissões de um conjunto relativamente pequeno de

veículos seriam suficientes para se obter uma grande redução das emissões totais.

Em estudo em motocicletas de Taiwan, Tsai et al. (2000) investigou as emissões de CO, NOx, hidrocarbonetos totais (TCH) e compostos orgânicos voláteis (VOCs). As medições foram realizadas em motocicletas separadas conforme o tipo do motor em 2 tempos e 4 tempos, em novas e usadas (com quilometragens entre 30.000 km e 40.000 km) e com catalisador e sem catalisador. Tsai et al. (2000) observou que as motocicletas com motores 2 tempos emitiram maiores quantidades de poluentes que as de 4 tempos, e que a instalação de catalisadores nas motocicletas com motores 2 tempos as torna menos poluentes que as motocicletas com motores 4 tempos sem catalisador, como resume o Quadro 2.

Fatores de emissão de diferentes tipos de motocicletas

Tipo de motocicleta Fator de emissão (g.km^-1)

CO NOx THC VOCs

2 tempos

Nova com catalisador 2,63 ± 1,96 0,035 ± 0,035 3,28 ± 2,01 2,59 ± 2,43 Usada com catalisador 21,72 ± 13,86 0,016 ± 0,006 15,16 ± 12,36 5,17 ± 3,70 Usada sem catalisador 39,92 ± 27,18 0,015 ± 0,003 20,04 ± 10,29 7,89 ± 6,37 4 tempos Nova sem catalisador 5,66 ± 0,76 0,46 ± 0,040 1,50 ± 1,49 0,15 ± 0,065

Usada sem catalisador 36,10 ± 13,58 0,25 ± 0,13 3,20 ± 0,56 2,22 ± 0,81 Quadro 2 – Fatores de emissão de motocicletas de Taiwan (TSAI et al., 2000).

Ainda a respeito dos tipos de emissões conforme o tipo de veículo, Carvalho (2011) investigou poluentes encontrados na Região Metropolitana de São Paulo, e encontrou que veículos pesados a diesel foram os maiores responsáveis pela emissão de material particulado e de óxidos de nitrogênio, 28,31% e 78,84%

respectivamente, enquanto automóveis são os principais emissores de hidrocarbonetos e monóxido de carbono, 67,73% e 56,9%, respectivamente. As motocicletas também responderam pela emissão de hidrocarbonetos (14,06%) e monóxido de carbono (16,33%).

Carvalho (2011) também destaca a importância crescente das motocicletas nos estudos das emissões de poluente, que passaram de um papel secundário a um dos principais atores no cenário nacional de emissões veiculares, uma vez que a frota vem crescendo bem mais rápido do que o número de automóveis.

Ueda e Tomaz (2011) investigaram detalhadamente as emissões veiculares

na Região Metropolitana de Campinas. Nesse estudo não foram disponibilizados os

dados referentes às emissões de SO

. Foram analisadas as emissões de monóxido

de carbono (CO), hidrocarbonetos (HC), óxidos de nitrogênio (NOx), aldeídos (RCHO) e material particulado (MP). Os resultados obtidos são listados no Quadro 3, sendo que os campos em branco não foram medidos.

Categoria Emissões (10³ t/ano)

CO HC NOx RCHO MP

Automóveis

gasolina 109,85 11,16 4,78 0,17

etanol 32,22 3,56 2,2 0,22

bicombustível 1,53 0,35 0,23 0,04

Veículos comerciais leves

gasolina 17,55 1,76 0,69

etanol 4,09 0,46 0,29

bicombustível 0,18 0,04 0,03

diesel 15,34 2,59 9,22 0,55

Veículos pesados 47,56 8,03 28,47 1,71

Motocicletas 16,03 2,26 0,43

Quadro 3 – Emissões veiculares anuais na Região Metropolitana de Campinas em 2008 (UEDA e TOMAZ, 2011).

Ueda e Tomaz (2011) concluíram que os automóveis a gasolina são os maiores emissores de monóxido de carbono e hidrocarbonetos na atmosfera de Campinas e os veículos pesados, que são propulsionados a diesel, são os maiores emissores de NO

.

Os veículos com maior idade, maior desgaste e menor conservação são os que mais emitem poluentes na atmosfera. Os veículos à gasolina são responsáveis pela maior emissão de hidrocarbonetos e monóxido de carbono. Os veículos propulsionados a etanol são emissores de aldeídos e veículos a diesel são os que mais emitem óxidos de nitrogênio.

2.2.2 Concentrações de poluentes atmosféricos no ambiente

Meinardi et al. (2008) apresentam as concentrações de 25 hidrocarbonetos

encontrados em Milão no mês de janeiro de 2004, demostrando a gama de

compostos emitidos pelos veículos que circulam em centros urbanos, sendo o etano

o hidrocarboneto com maior concentração na atmosfera e o 1,3-Butadieno o hidrocarboneto de menor concentração (Quadro 4).

Composto Min Max Mediana Média dp

CO (ppbv) 430 2.220 970 990 310

CO2 (ppmv) 390 530 440 440 30

CH⁴ (ppmv) 1,963 2,496 2,252 2,212 0,161

Etano 3.980 13.020 9.330 8.600 2.770

Eteno 2.760 13.320 7.800 7.410 2.500

Etino 2.750 17.760 7.210 7.100 2.640

Propano 1.980 11.990 5.680 5.300 2.090

Tolueno 920 8.560 3.590 3.720 1.690

n-Butano 1.250 5.850 3.400 3.350 1.220

i-Pentano 930 6.540 3.300 3.210 1.300

i-Butano 670 8.130 1.910 1.920 1.040

Propeno 410 3.080 1.530 1.510 640

Benzeno 700 2.800 1.570 1.500 440

2-Metilpentano 300 3.130 1.270 1.280 660

m-Xileno 280 3.030 1.100 1.090 530

n-Pentano 330 2.150 960 1.050 500

3-Metilpentano 160 2.710 630 720 480

o-Xileno 160 1.540 560 560 260

n-Hexano 90 4.760 270 540 700

2,2-Dimetilbutano 120 1.200 510 510 220

1,2,4-Trimetilbenzeno 130 1.260 430 410 220

p-Xileno 120 1.270 470 460 220

Etilbenzeno 130 1.180 460 460 210

1,3-Butadieno 58 340 150 150 60

MTBE * 56 560 190 200 100

Todas as concentrações estão em partes por trilhão por volume, menos o Desvio Padrão (dp)

* MTBE (Éter metil terc-butílico)

Quadro 4 – Concentrações de hidrocarbonetos na cidade de Milão, Itália, em janeiro de 2004 (MEINARDI et al., 2008).

Vasconcellos et al. (2005) analisaram as concentrações de compostos

orgânicos voláteis no interior dos túneis Jânio Quadros (JQT) e Maria Maluf (MMT),

na cidade de São Paulo, e as compararam com os dados coletados em locais

externos, próximos aos túneis. Os Quadros 5 e 6 sintetizam alguns dos principais

resultados.

Composto Concentração (ppbv)

JQT Ar Ambiente * MMT Ar Ambiente **

Formaldeído 23.7 - 30.6 3.3 - 45.6 28.1 - 39.2 1.0 - 46.3 Acetaldeído 33.7 - 34.5 1,2 - 56.6 24.8 - 32.2 4.2 - 50.9 Ácido Fórmico 2.4 - 4.3 3.1 - 18.4 5.2 - 7.5 0.6 - 19.0 Ácido Acético 12.8 - 20.9 0.5 - 6.4 8.5 - 16.0 1.9 - 10.6

* amostra coletada próximo ao JQT, ** amostra coletada próximo ao MMT

Quadro 5 – Concentração de hidrocarbonetos oxigenados nos túneis Jânio Quadros e Maria Maluf e em locais próximos externos aos túneis (VASCONCELLOS et al., 2005).

Composto Concentração (ppbv)

JQT MMT Ar Ambiente*

n-butano 9.7 - 27.3 12.4 - 25.7 0.15 - 1.57 n-pentano 21.1 - 40.0 26.2 - 26.9 0.13 - 0.94 n-hexano 5.2 - 22.0 10.1 - 19.2 0.16 - 2.18

n-heptano 4.3 - 23.3 17.5 0.21 - 0.91

n-octano 4.2 - 8.6 2.9 - 6.0 0.04 - 0.45

n-nonano 3.2 - 6.4 2.9 - 3.7 0.04 - 0.53

n-decano 2.9 - 5.0 2.7 - 3.3 0.43 - 0.90

n-undecano 2.4 - 5.2 2.5 - 3.3 0.74 - 1.10

n-dodecano 4.5 - 7.7 4.4 - 6.2 0.97 - 1.71

benzeno 13.9 - 24.8 13.7 - 16,6 0.17 - 2.13 m-,p- xylenos 21.6 - 36.4 21.4 - 24.8 2.22 - 8.38 1,3,5-trimetilbenzeno 8.7 - 16.4 8.2 - 10.2 0.87 - 1.77

* amostra coletada próximo ao JQT no experimento de 2001

Quadro 6 – Valores mínimos e máximos de fração de n-alcanos e compostos aromáticos de único anel nos túneis Jânio Quadros e Maria Maluf e no ar ambiente externo (VASCONCELLOS et al.,

2005).

Comparando os Quadros 5 e 6, Vasconcelos et al. (2005) verificou que os n- alcanos foram os compostos mais abundantes e em altas concentrações devido à difícil dispersão dos gases em túneis.

No estudo realizado por Ingersoll et al. (2016) sobre o reflexo das mudanças

das emissões de poluentes do ar na química das camadas de deposição de neve na

região de Rocky Mountain (USA) de 1993 a 2012, foi verificada a redução das

concentrações de SO

, na neve, de 0,030 kg.ha

.ano

, isto devido às reduções

das emissões de SO

das mudanças nas legislações de emissões de poluentes

atmosféricos das centrais de geração de energia elétrica dos Estados Unidos, que

se tornaram mais rígidas. Também se verificou a redução das concentrações de

NO

de 0,040 kg.ha

.ano

. Em contrapartida ocorreu aumento de 170% na concentração de NH

, no período estudado, que segundo os autores foi devido ao aumento das emissões de NH

provenientes do aumento do consumo de adubos nitrogenados na agricultura.

Gioda et al. (2016) realizaram uma pesquisa sobre a evolução da poluição do ar no Rio de Janeiro nos últimos 50 anos. Analisaram os dados de sete estações automáticas de monitoramento do ar e sete estações semi-automáticas. Avaliaram as concentrações dos materiais particulados PTS (materiais particulados totais sólidos) e PM

(material particulado com diâmetro de até 10 µm). Observaram a tendência sazonal da concentração desses poluentes, sendo maior no inverno e menor no verão, e também comprovaram que suas concentrações são maiores nas primeiras horas do dia, entre 5h50 e 10h30, e no fim da tarde, entre 17h30 e 21h30, devido ao alto fluxo de veículos. Nesse estudo foi evidenciada a melhoria dos índices de poluição no período da pesquisa, tendo sido observada redução de até 55% na concentração de PTS. Os autores atribuíram essa melhora às evoluções das tecnologias dos veículos relacionadas às exigências do PROCONVE (Programa de Controle de Poluição do Ar por Veículos Automotores).

Com o intuito de realizar uma abordagem da concentração de poluentes da atmosfera em diversas cidades, agruparam-se os dados dos estudos de Karagiannidis et al. (2014), Perez et al. (2015), Weichenthal et al. (2014) e Kan et al.

(2012), que serão descritos a seguir.

Karagiannidis et al. (2014) investigaram as concentrações de poluentes no

ambiente urbano da cidade de Patras, Grécia, ao longo de quatro anos, de 2008 a

2011. Foram coletados dados de 2 estações de monitoramento da qualidade o ar,

uma localizada no bairro Drosopolulou (Estação A) e a outra no bairro King George

(Estação B), regiões portuárias da cidade. Essas estações emitem relatórios horários

das emissões analisadas. A Figura 2 mostra os resultados das médias anuais

dessas duas estações.

Figura 2 - Concentrações de poluentes de 2008 a 2011 em duas estações de monitoramento no ambiente urbano da cidade de Patras, na Grécia (KARAGIANNIDIS et al., 2014).

A redução nas concentrações dos poluentes é atribuída pelos autores como provável resultado da crise econômica ocorrida na Grécia e a consequente redução de atividades antropogênicas, como no setor de transportes. Um segundo fator seria a entrada em atividade do trem urbano de Patras, no verão de 2010, e a consequente diminuição do tráfego veicular (KARAGIANNIDIS et al.,2014).

Perez et al. (2015) em um estudo para verificar os efeitos da arteriosclerose em razão da poluição do ar, pesquisaram as concentrações de PM

, PM

e NO

, nas cidades europeias de Estocolmo (Suécia), Ruhr (Alemanha), Augsburg (Alemanha) e Girona (Espanha). As amostras de ar foram tomadas em dois pontos de cada uma das cidades, em locais com trânsito intenso. Para Estocolmo as médias foram 7,3

de PM

, 15,1

de PM

e 9,1

de NO

. Em Ruhr as médias das emissões foram 18,3

de PM

, 27,5

de PM

e 29,6 µg.m

de NO

. Para Augsburg as concentrações encontradas foram 13,5 µg.m

3

de PM

, 20,5 µg.m

de PM

e 18,4 µg.m

de NO

. E em Girona as médias foram

de 14,9

de PM

, 30,1

de PM

e 33

de NO

. Os autores

atribuíram a origem desses poluentes à queima de combustíveis fósseis. Cruzando

os dados de poluição do ar nessas cidades com os levantamentos dos casos de arteriosclerose na população, os autores verificaram que o PM

teve maior influência sobre os casos de arteriosclerose e fizeram uma relação apontando que com o aumento de 5

de PM

acarreta o aumento da incidência de arteriosclerose em 2,1% nos idosos.

Weichenthal et al. (2014) realizaram estudo sobre a exposição a poluentes em transportes urbanos em 3 cidades do Canadá, Toronto, Montreal e Vancouver.

Eles avaliaram a concentração de PM

, CO e NO

. As análises foram realizadas em regiões de alto tráfego de veículos, por 2 semanas no verão e 1 semana no inverno nos anos de 2010, 2011 e 2012. Nesse estudo, Toronto apresentou a maior concentração de poluentes, com médias de 3,94 ppm de CO, 8,65 µg.m

de PM

, e 49,5 µg.m

de NO

.

Kan et al. (2012), no estudo relacionando poluição do ar, mudanças climáticas e saúde da população da China, apresentou as médias anuais de concentrações de poluentes em 113 grandes cidades chinesas em 2009, com dados obtidos dos relatórios emitidos pelo Ministério da Proteção Ambiental da China. Os resultados foram 87 µg.m

para PM

, 42 µg.m

para SO

, e 38

para NO

Esses gases eram oriundos da queima de combustíveis fósseis. Nesse estudo foi apresentado que, no período de 1991 a 2000, 70.942 pessoas de meia idade faleceram em decorrência de doenças cardiopulmonares e câncer relacionados à poluição do ar.

Para o Brasil, para esta comparação, foram usadas as médias anuais dos poluentes atmosféricos nas cidades:

• Rio de Janeiro (INEA, 2014): 3 ppm de CO, 17 µg.m^-3

de PM

, 31

de PM

, 9 µg.m

para o SO

, e 43 µg.m

para o NO

;

• São Paulo (CETESB, 2014): 3,5 ppm de CO, 26 µg.m^-3

de PM

, 41

de PM

, 3 µg.m

para o SO

, e 56 µg.m

para o NO

;

• Curitiba (IAP, 2013): 0,3 ppm de CO, 18 µg.m^-3

de PM

, 24 µg.m

de PM

, 0,6

para o SO

, e 19 µg.m

para o NO

.

Os dados levantados por Karagiannidis et al. (2014), Perez et al. (2015),

Weichenthal et al. (2014) e Kan et al. (2012), junto com os dados recuperados dos

órgãos governamentais INEA (2014), CETESB (2014) e IAP (2013), foram

agrupados na Tabela 1, na qual foi possível realizar o comparativo entre as

concentrações de poluentes em algumas cidades.