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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA
FACULDADE DE TECNOLOGIA
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL
AVALIAÇÃO DE DESEMPENHO AMBIENTAL EM
ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA
HELOISA KEHRIG DE SOUZA E SILVA RIBEIRO
ORIENTADOR: OSCAR DE MORAES CORDEIRO NETTO
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM TECNOLOGIA
AMBIENTAL E RECURSOS HÍDRICOS
PUBLICAÇÃO: PTARH.DM - 060/03
BRASÍLIA/DF: FEVEREIRO - 2003
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ii
UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA
FACULDADE DE TECNOLOGIA
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL
AVALIAÇÃO DE DESEMPENHO AMBIENTAL EM ESTAÇÕES DE
TRATAMENTO DE ÁGUA
HELOISA KEHRIG DE SOUZA E SILVA RIBEIRO
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO SUBMETIDA AO
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL DA
FACULDADE DE TECNOLOGIA DA UNIVERSIDADE DE
BRASÍLIA, COMO PARTE DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS
PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE.
APROVADA POR:
_________________________________________
Prof. Oscar de Moraes Cordeiro Netto, Doutor (UnB)
(Orientador)
_________________________________________
Prof. Marco Antonio Almeida de Souza, PhD (UnB)
(Examinador Interno)
_________________________________________
Dr. João Augusto Bernaud Burnett, PhD
(Examinador Externo)
BRASÍLIA-DF, 18 DE FEVEREIRO DE 2003
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iii
FICHA CATALOGRÁFICA
RIBEIRO, HELOISA KEHRIG DE SOUZA E SILVA
Avaliação de desempenho ambiental em estações de tratamento de água, Distrito
Federal, 2003.
xiii, 135 p., 210 x 297 mm (ENC/FT/UnB, M.Sc., Tecnologia Ambiental e Recursos
Hídricos, 2003)
Dissertação de Mestrado – Universidade de Brasília. Faculdade de Tecnologia.
Departamento de Engenharia Civil e Ambiental.
1. Desempenho ambiental de ETAs 2. Avaliação de desempenho ambiental
3. Indicadores de desempenho 4. Métodos multicritério
5. ELECTRE TRI
I. ENC/FT/UnB II. Título (série)
REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA
RIBEIRO, H.K.S.S. (2003). Avaliação de Desempenho Ambiental em Estações de
Tratamento de Água. Dissertação de Mestrado, Publicação PTARH.DM-060/03,
Departamento de Engenharia Civil e Ambiental, Universidade de Brasília, Brasília, DF,
135 p.
CESSÃO DE DIREITOS
NOME DO AUTOR: Heloisa Kehrig de Souza e Silva Ribeiro
TÍTULO DA DISSERTAÇÃO DE MESTRADO: Avaliação de desempenho ambiental em
estações de tratamento de água.
GRAU: Mestre ANO: 2003
É concedida à Universidade de Brasília, permissão para reproduzir cópias desta
dissertação de mestrado e para emprestar ou vender tais cópias somente para propósitos
acadêmicos e científicos. O autor reserva outros direitos de publicação e nenhuma parte
desta dissertação de mestrado pode ser reproduzida sem autorização por escrito do
autor.
_____________________________________
Heloisa Kehrig de Souza e Silva Ribeiro
SQSW 306 Bloco B apto 301
CEP 70.673-432 Brasília-DF - BRASIL
iv
A Amanda, Humberto
e aos meus pais
v
AGRADECIMENTOS
É com grande satisfação que gostaria de agradecer a todas as pessoas que, de alguma
forma, me ajudaram na execução deste trabalho.
Ao meu orientador, o Professor Oscar de Moraes Cordeiro Netto, que sempre esteve
presente, nunca negou esforços para esclareceras minhas dúvidas e me indicar a direção
certa a seguir, e, principalmente, pela constante paciência e atenção.
Aos professores do Mestrado em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos, em especial
Oscar de Moraes Cordeiro Netto, Cristina Celia Silveira Brandão e Marco Antonio Almeida
de Souza por todos os conhecimentos transmitidos e por toda a dedicação ao curso e
seus alunos.
A todos os meus colegas do mestrado, em especial Raquel, Marcos, Mônica, Gláucia,
Daniel e Maria da Paz pela amizade e apoio durante o período que estudamos juntos.
À minha amiga Raquel Brostel, por todo apoio, interesse, amizade e tempo que me
dedicou durante todo o curso, em especial durante a elaboração desta dissertação.
À Diretoria da CAESB, por permitir acesso aos dados das ETAs usadas como estudo de
caso e a todos os funcionários que me auxiliaram, em especial Ângela Biaggini, Viviane,
Maria do Carmo, Márcia Morato, Cláudia Morato, Marli, Tânia Baylão, Norma, Harada,
Mônica Silva, Maria da Paz e Elton, pois sem eles não teria sido possível a elaboração e o
teste do suporte metodológico, objeto desta dissertação.
Agradecimentos aos especialistas que fizeram parte do painel, ou seja, aos funcionários
da CAESB, Alexandre Fortes e Luís Filipe Tavares, por me ajudarem a concretizar o
trabalho, tornando-o mais aplicável a situações reais.
Não poderia deixar de agradecer ao SENAI-DF e ao Instituto Euvaldo Lodi que permitiram
que eu participasse deste curso de mestrado, sempre compreendendo as minhas
ausências e me estimulando na conclusão da dissertação.
À minha família, por acreditar em mim, me incentivar na conclusão deste trabalho e
compreender as minhas ausências em muitos momentos importantes.
À minha mãe e minha sogra por todas as orações e pensamentos positivos.
Ao meu pai, que sempre me incentivou a estudar e lutar pelos meus ideais.
vi
AVALIAÇÃO DE DESEMPENHO AMBIENTAL EM ESTAÇÕES DE
TRATAMENTO DE ÁGUA
RESUMO
O presente trabalho trata do desenvolvimento de um suporte metodológico para
ser utilizado em avaliação de desempenho ambiental na operação de estações de
tratamento de água (ETAs).
Para o desenvolvimento desse suporte metodológico foi utilizado o método
multicritério de auxílio à decisão ELECTRE TRI, que tem, como característica, o
procedimento de alocação de alternativas em categorias pré-estabelecidas. Tais
categorias foram utilizadas para definir os seguintes níveis de desempenho
ambiental global: “Muito bom”, “Bom”, “Regular”, “Ruim” e “Muito ruim”.
Para o caso específico deste trabalho, foram definidos cinco critérios de
desempenho ambiental, suscetíveis de representar os impactos ambientais
adversos que podem ser provocados pela operação de estações de tratamento de
água, sendo eles: disposição dos efluentes do processo, perdas no processo de
tratamento, disposição dos resíduos, concentração de sólidos no lodo
produzido/efluente, e impactos causados na vizinhança pela operação da ETA.
Esses critérios e os demais parâmetros necessários para utilização do referido
suporte, tais como os pesos, que definem a importância relativa entre os
critérios; as ações de referência; e os limiares de indiferença, preferência e veto,
que estabelecem as distintas relações de preferência entre alternativas para cada
critério, foram definidos por um painel de especialistas da área.
Após o desenvolvimento dessa etapa, foi realizado teste em quatro ETAs da
CAESB – Companhia de Saneamento do Distrito Federal, de portes diferenciados,
que adotam processos de tratamento distintos e que operam em contextos
ambientais diferentes.
A aplicação do suporte, seguida de uma análise de sensibilidade, permitiu
demonstrar o interesse e a pertinência em se desenvolver a metodologia em
questão.
vii
ENVIRONMENTAL PERFORMANCE EVALUATION IN WATER
TREATMENT PLANTS
ABSTRACT
The present work focus on the development of a methodological support to be
used in evaluating the environmental performance of water treatment plants
operation.
The ELECTRE TRI multicriterion decision making method was used for the
development of this methodological support. It has as a characteristic the
procedure of alternative allocation in pre-established categories. These
categories were used to define the following levels of global environmental
performance: “Very good”, “Good”, “Regular”, “Bad” and “Very bad”.
For this specific work, five environmental performance criteria were defined,
susceptible of representing the adverse environmental impacts that can be
caused by water treatment plants operation.
These criteria and other necessary parameters to use the referred support, like
weights that define the relative importance of each criterion; referential actions;
and the thresholds of indifference, preference and veto that establish the distinct
preference relations between alternatives for each criterion, were defined by a
panel of specialists in this field.
After this stage, a field-test was conducted in 4 water treatment plants from
CAESB – Federal District Sanitary Company – in a selection of dimensions,
adopting distinct treatment procedures and operating in different environmental
contexts.
The application of this support, followed by a sensibility analysis, permitted the
demonstration of the interest and the pertinence to develop the cited
methodology.
viii
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO................................................................................................................................. 1
2 OBJETIVO DA PESQUISA ............................................................................................................. 7
3 MARCO CONCEITUAL E TEÓRICO .............................................................................................. 8
3.1 EVOLUÇÃO DA QUESTÃO AMBIENTAL......................................................................................... 8
3.2 EFEITOS AMBIENTAIS DE ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA .................................. 17
3.3 INDICADORES DE DESEMPENHO AMBIENTAL......................................................................... 32
3.4 MÉTODOS MULTICRITÉRIO............................................................................................................ 38
3.4.1 Métodos de Desclassificação ............................................................................................................ 47
3.4.2 Métodos que envolvem distâncias de uma alternativa ideal.............................................................. 63
3.4.3 Escolha do método ............................................................................................................................ 64
4 METODOLOGIA DA PESQUISA .................................................................................................. 65
5 DESCRIÇÃO DOS ESTUDOS DE CASO..................................................................................... 68
5.1 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DO RIO DESCOBERTO (ETA-RD1) – SISTEMA
INTEGRADO RIO DESCOBERTO................................................................................................................. 68
5.2 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DE BRASÍLIA – SISTEMA INTEGRADO SANTA
MARIA – TORTO .............................................................................................................................................. 74
5.3 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA PIPIRIPAU – SISTEMA INTEGRADO
SOBRADINHO – PLANALTINA..................................................................................................................... 76
5.4 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DE BRAZLÂNDIA – SISTEMA BRAZLÂNDIA.... 77
6 DESENVOLVIMENTO DO SUPORTE METODOLÓGICO........................................................... 79
7 TESTE E AVALIAÇÃO DO SUPORTE METODOLÓGICO........................................................ 102
8 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES...................................................................................... 136
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS................................................................................................... 141
ix
LISTA DE FIGURAS
Figura Página
3.1 Filtração Lenta 22
3.2 Filtração Direta Ascendente 22
3.3 Filtração Direta Descendente 22
3.4 Tratamento Completo 22
3.5
Representação das relações de preferência entre as ações a e b a
partir de um pseudocritério g(b) de sentido crescente de
preferência
49
4.1 Representação Esquemática da Metodologia utilizada 67
5.1 Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto – ETA-RD1 73
5.2 Fluxograma geral da Estação de Tratamento de Água do Rio
Descoberto –CAESB
74
5.3 Estação de Tratamento de Água de Brasília – ETA-BS1 76
5.4 Estação de Tratamento de Água Pipiripau – ETA-PI1 77
5.5 Estação de Tratamento de Água de Brazlândia – ETA-BZ1 78
7.1 Suporte Metodológico Proposto 134
x
LISTA DE TABELAS
Tabela Página
3.1
Normas da série ISO 14000
16
3.2 Problemáticas Decisórias de Referência 43
3.3 As várias versões do ELECTRE 52
6.1
Resultados da segunda rodada do painel de especialistas
82
6.2 Critérios ambientais selecionados 84
6.3 Consumo de Energia Elétrica em Estações de Tratamento de Água
no Distrito Federal em 2001
86
6.4 Parâmetros do suporte metodológico – Unidade, escala, peso e
sentido relacionados a cada critério
89
6.5
Parâmetros do suporte metodológico – Definição das categorias
de desempenho ambiental e das ações de referência relacionadas
a cada critério ambiental
90
6.6 Parâmetros do suporte metodológico – Definição dos limiares de
preferência, indiferença e veto relacionados às ações de
referência r
1
a r
4
91
6.7
Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – parte 1 de 3
94
6.8 Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – parte 2 de 3
95
6.9 Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – parte 3 de 3
96
6.10
Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos- parte
1 de 4
97
6.11 Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos- parte
2 de 4
98
6.12 Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos- parte
3 de 4
99
6.13
Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos- parte
4 de 4
100
6.14 Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – parte 1 de 4
100
6.15 Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – parte 2 de 4
101
6.16
Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – parte 3 de 4
101
xi
LISTA DE TABELAS (continuação)
Tabela Página
6.17 Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – parte 4 de 4
102
7.1
Dados da Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto -
ETA-RD1
104
7.2 Dados da Estação de Tratamento de Água de Brasília - ETA-BS1 105
7.3
Dados da Estação de Tratamento de Água de Brazlândia - ETA-
BZ1
106
7.4 Dados da Estação de Tratamento de Água Pipiripau - ETA-PI1 107
7.5
Desempenhos ambientais por critério das ETAs estudadas
108
7.6 Resultados da Análise de Robustez para a ETA-RD1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
110
7.7
Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
1
e as ações
de referência r
1
a r
4
– ETA – RD1
110
7.8 Resultados da Análise de Robustez para ETA-BS1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
111
7.9 Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
2
e as ações
de referência r
1
a r
4
– ETA - BS1
113
7.10 Resultados da Análise de Robustez para ETA-BZ1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
115
7.11 Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
3
e as ações
de referência r
1
a r
4
– ETA – BZ1
115
7.12 Resultados da Análise de Robustez para ETA-PI1 (variação do
nível de corte λ e do procedimento de alocação)
118
7.13 Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
4
e as ações
de referência r
1
a r
4
– ETA – PI1
118
7.14 Parâmetros do suporte metodológico considerados em todas as
simulações – Definição das categorias de desempenho ambiental
122
7.15 Parâmetros do suporte metodológico considerados na primeira
simulação – Definição dos limiares de preferência, indiferença e
veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
123
7.16 Parâmetros do suporte metodológico considerados na segunda
simulação – Definição dos limiares de preferência, indiferença e
veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
124
7.17 Resultados da segunda simulação 125
xii
LISTA DE TABELAS (continuação)
7.18 Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e as
ações de referência r
1
a r
4
– segunda simulação
125
7.19 Parâmetros do suporte metodológico considerados na terceira
simulação – Definição dos limiares de preferência, indiferença e
veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
127
7.20 Resultados da terceira simulação 128
7.21 Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e as
ações de referência r
1
a r
4
– terceira simulação
128
7.22 Parâmetros do suporte metodológico considerados na quarta
simulação – Definição dos limiares de preferência, indiferença e
veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
130
7.23 Resultados da quarta simulação 131
7.24 Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e as
ações de referência r
1
a r
4
– quarta simulação
131
xiii
LISTA DE SIGLAS E ABREVIAÇÕES
ABIQUIM - Associação Brasileira da Indústria Química
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas
BSI - British Standards Institution
CAESB - Companhia de Saneamento do Distrito Federal
CCPA - Canadian Chemical Producers Association
CLP - Controlador Lógico Programável
ELECTRE - Elimination and Choice Translating Reality
EMAS - Eco Management and Audit Scheme
EPA - Environment Protection Agency
ETA - Estação de Tratamento de Água
ETAs - Estações de Tratamento de Água
ETE - Estação de Tratamento de Esgoto
ETEs - Estações de Tratamento de Esgoto
FUNASA - Fundação Nacional de Saúde
GANA - Grupo de Apoio à Normalização Ambiental
ICA’s - Indicadores de Condição Ambiental
ID’s - Indicadores de Desempenho
IDA’s - Indicadores de Desempenho Ambiental
IDG’s - Indicadores de Desempenho Gerenciais
IDO’s - Indicadores de Desempenho Operacionais
ISO - International Standard Association
NBR - Norma Brasileira
OCC - Organismo de Certificação Credenciado
ONG - Organização Não Governamental
ONU - Organização das Nações Unidas
PROMETHEE - Preference Ranking Organization Method
SABESP - Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo
SAGE - Grupo de Aconselhamento Estratégico sobre Meio Ambiente
SANEPAR - Companhia de Saneamento do Paraná
TAQP - Tanque de Aplicação de Produtos Químicos
xiv
LISTA DE SÍMBOLOS
α, β, δ, γ
- Problemáticas decisórias de referência
δ
s
(a,b)
- Índice de credibilidade de a desclassifica b
a I b - Relação de indiferença entre as ações a e b
a R b - Relação de incomparabilidade entre as ações a e b
a S b - Relação de desclassificação entre duas ações (a desclassifica b)
C (a,b) - Índice de concordância global
C
1
, C
2
,..., C
m
- Conjunto de categorias
c
j
(a,b) - Índice de concordância parcial em relação ao critério j
D
j
(a,b) - Índice de discordância
G={g
1
,…,g
m
} - Conjunto de critérios
g
j
(a) - Avaliação da ação a sob o critério j
hab - Habitante
k
j
- Peso do critério j
l - litros
λ - Nível de corte
m
3
- metros cúbicos
p - Limiar de preferência estrita
q - Limiar de indiferença
r
1
, r
2
.., r
m
- Conjunto de ações de referência
s - segundo
v - Limiar de veto
1
1 INTRODUÇÃO
A água é o recurso natural mais importante para a subsistência humana, sendo
fator essencial para todas as formas de vida do nosso planeta. Dessa forma,
pode-se concluir que é fator limitante ou condicionante de todo e qualquer
desenvolvimento econômico e social. O abuso contínuo no aproveitamento desse
recurso natural leva à degradação da qualidade da água, à sua escassez e à
deterioração geral do meio ambiente (Niemczynowicz, 1992).
À medida que a população e a indústria crescem, a demanda por água aumenta,
tornando o suprimento de água um problema cada vez mais grave. Postel
(1993), em seus estudos, afirma que, desde 1950, o uso global de água mais do
que triplicou. Levando-se em conta que a carência de água é uma grave restrição
à produção de alimentos, ao desenvolvimento econômico e à proteção dos
sistemas naturais, algumas medidas técnicas e econômicas devem ser tomadas
no sentido de melhorar a eficiência na gestão dos recursos hídricos, visando a
reduzir o desperdício de água na agricultura, na indústria e nos sistemas públicos
de abastecimento, bem como a promover a melhoria da qualidade dos efluentes
lançados nos corpos d’água.
De acordo com dados do Programa Nacional de Combate ao Desperdício de Água
(1998), “....Apesar da abundante disponibilidade de água bruta em fontes semi-
renováveis no Brasil, colocando-o como um dos mais ricos países do mundo,
diversas regiões sofrem graves problemas de escassez, motivados tanto pela
indisponibilidade por causas naturais, caso do semi-árido nordestino, como pela
ocorrência de processos cumulativos decorrentes do uso predatório e da
degradação, verificados em micro-regiões com grandes aglomerações urbano-
industriais”. Dessa forma, é necessário que ocorra uma mudança de atitude
frente ao problema de escassez de água, possibilitando um melhor
aproveitamento dos recursos hídricos disponíveis, de forma a conservar e
economizar a água.
Um grande desafio dos decisores é atender às necessidades da população sem
comprometer a possibilidade das futuras gerações terem suas necessidades
atendidas. Na busca desse desenvolvimento sustentável, o uso da água de
maneira responsável é um dos principais objetivos de gestão.
2
Uma água naturalmente potável raramente se encontra disponível nos
mananciais, por isso precisa ser tratada. Esse tratamento consiste em
transformar suas características de forma a torná-la segura para o consumo
humano. Para garantir água potável à população, são necessárias as
denominadas estações de tratamento de água (ETAs).
Estações de tratamento de água são empreendimentos que promovem um
grande impacto positivo na saúde da população, uma vez que ajudam a prevenir
a maioria das enfermidades de veiculação hídrica, porém, durante o processo de
tratamento, muitos impactos ambientais negativos podem ocorrer.
O principal potencial poluidor da fase de operação das ETAs está ligado ao
despejo de efluentes da água de descarga dos decantadores e da água de
lavagem de filtros, que, além de conterem elevados teores de sólidos e
compostos utilizados no tratamento, é, muitas vezes, desperdiçada em grande
quantidade.
Algumas ETAs já possuem sistemas de reaproveitamento de água de lavagem
dos filtros e desidratação do lodo. Nesse caso, o principal desafio que surge é
buscar alternativas ambientalmente adequadas para a utilização ou disposição do
lodo produzido.
Outros pontos importantes a serem observados em uma ETA, devido aos
impactos ambientais que podem causar são: o consumo de energia elétrica e a
utilização de grande quantidade de produtos químicos perigosos.
De forma mais abrangente, atualmente, as empresas de vários setores de
atividades e serviços, de todos os portes, inclusive as companhias de
saneamento, estão começando a se preocupar de alguma forma com a questão
ambiental.
Essas empresas estão cada vez mais interessadas em atingir e demonstrar um
desempenho ambiental correto, controlando o impacto de suas atividades,
produtos e serviços no meio ambiente, levando em consideração sua política e
objetivos ambientais, em respeito à Norma NBR ISO 14001.
3
Segundo dados obtidos no site oficial da instituição ISO na Internet, o aumento
no número de empresas certificadas ISO 14001 de 1996 a 2001 é significativo.
Em 1996, ano da publicação da série ISO 14001, 1.491 empresas foram
certificadas em 45 diferentes países do mundo. Durante o ano de 2001, foram
realizadas 13.868 certificações ao longo do ano, totalizando 36.765 certificados
emitidos em 112 países no período de seis anos.
Segundo dados obtidos junto ao CB-38, comitê da ABNT responsável pela série
de normas ISO 14000, em 1999, já haviam sido emitidos 100 certificados ISO
14001 no Brasil. Em 2002, esse número passou a ser de 600 certificados
emitidos.
Números como esses demonstram a ocorrência de uma forte tendência mundial
das empresas em busca de conhecimento e melhoria do seu desempenho
ambiental.
Desempenho ambiental é definido na norma ISO 14031 como o “resultado do
gerenciamento dos aspectos ambientais de uma organização”. Essa mesma
norma define avaliação de desempenho ambiental como o “processo de
selecionar indicadores ambientais e medir, analisar, avaliar, reportar e comunicar
o desempenho ambiental de uma organização de acordo com seus critérios de
desempenho ambiental”.
De acordo com a MCG Qualidade (1999), as pequenas e médias empresas
(PMEs) encontram motivação para o gerenciamento ambiental na redução de
custos operacionais, enquanto que as grandes empresas mostram que há uma
responsabilidade em nível de Conselho Diretor para as questões ambientais em
aproximadamente 50% das empresas, sendo o desempenho ambiental
reconhecido como uma questão comercial.
Diversas formas de pressão estão fazendo com que as empresas se preocupem
com as questões ambientais, entre elas:
Questões legais e regulamentadoras;
Investidores e financiadores;
Clientes mais instruídos e exigentes;
Concorrência;
4
Empregados;
ONGs e grupos de pressão;
Opinião pública.
Segundo Fiksel (1995), “a avaliação de desempenho ambiental é um processo
para medir, analisar, avaliar e descrever o desempenho ambiental de uma
organização em relação a critérios acordados para os objetivos apropriados da
gestão”.
Avaliar o desempenho ambiental de uma organização ou de um processo
produtivo talvez seja um dos maiores desafios encontrados nos processos de
gestão ambiental. Isso se deve ao fato de que os métodos de avaliação de
impactos ambientais ainda são desenvolvidos, em sua maioria, com o uso de
instrumentos, métodos e metodologias inadequadas para avaliar o desempenho
(Poloni, 2001).
O processo decisório ligado às questões ambientais sempre foi marcado por
incertezas e falta de informações críticas. Os dados e análises necessárias, para
os governos, companhias e indivíduos tomarem ações eficazes para minimizar a
poluição e otimizar o uso de recursos naturais, são, com freqüência, indisponíveis
ou considerados caros para a obtenção. Como resultado, escolhas são feitas com
base em observações generalizadas e suposições, ou pior ainda, retórica e
emoção (Esty, 2002).
Com o objetivo de se avaliar de maneira adequada o desempenho ambiental de
uma estação de tratamento de água, podem ser utilizados indicadores de
desempenho.
Para o caso de empreendimentos que possuam Sistema de Gestão Ambiental
baseado na ISO 14001, diversos indicadores são medidos freqüentemente de
modo a medir a evolução da empresa no sentido do atendimento aos objetivos e
metas ambientais definidos pela alta direção. Dessa forma, esses indicadores
podem também ser utilizados para se realizar o benchmarking, ou seja,
comparações com empresas consideradas exemplares naqueles aspectos.
Porém, para alguns dos impactos ambientais significativos relacionados a ETAs,
não é possível definir indicadores que expressem avaliações somente
5
quantitativas. Nesse caso, há de se considerar a adoção de indicadores que
expressem avaliações mais subjetivas sobre determinados aspectos do
desempenho ambiental de uma ETA.
A simples adoção de um número importante de indicadores, objetivos e
subjetivos, de desempenho ambiental não soluciona dois outros problemas.
O primeiro refere-se à diferença de julgamento que avaliadores distintos possam
ter sobre o desempenho ambiental.
Não só os avaliadores podem privilegiar pontos de vista diferentes (o do
empreendedor, o do órgão ambiental, o do financiador, o da sociedade civil,
etc.), como considerar níveis de importância diferenciados para cada um dos
indicadores de desempenho. Ou seja, um mesmo indicador pode ter um “peso”
diferente na formulação de um julgamento global sobre o desempenho da ETA
em função de cada avaliador.
O segundo problema refere-se à agregação dos diferentes indicadores para
construção de um indicador global de desempenho. Não é tarefa trivial, pois nem
sempre se pode compensar um mau desempenho de ETA sob um determinado
critério com um bom desempenho sob outro critério.
Desse modo, o recurso a métodos multicritério pode-se constituir em uma
solução para esses problemas, uma vez que boa parte desses métodos permite:
Considerar simultaneamente diferentes objetivos;
Tratar as incertezas associadas aos diferentes critérios de forma
adequada;
Levar em consideração a opinião de diferentes avaliadores ou decisores;
Organizar as informações e o papel de cada participante nas diversas
etapas do processo de decisão;
Evidenciar os conflitos entre objetivos e quantificar o grau de compromisso
existente entre eles;
Tratar cada objetivo na unidade de mensuração mais adequada;
Chegar a um julgamento global.
6
São muitos os métodos multicritério adaptáveis aos diferentes tipos de
problemas de decisão. Certamente, há distintos métodos que podem ser
adaptados à questão da avaliação do desempenho ambiental de ETAs.
O objetivo do presente trabalho é, justamente, o de se desenvolver um suporte
metodológico para se avaliar o desempenho ambiental de uma ETA, utilizando
métodos multicritério.
Na formulação desse objetivo, levaram-se em conta as seguintes hipóteses:
1. O desenvolvimento de um suporte metodológico, de caráter analítico, para
avaliação de desempenho ambiental de estações de tratamento de água é
de utilidade para as companhias e serviços autônomos de saneamento,
bem como para os órgãos ambientais;
2. Os métodos multicritério de auxílio à decisão se mostram como
ferramentas úteis, práticas e eficazes para a avaliação de desempenho
ambiental de empreendimentos.
3. A formulação de indicadores específicos de desempenho ambiental de
ETAs para uso pelo suporte metodológico, possibilita um melhor
conhecimento dos impactos potenciais negativos na operação desses
empreendimentos.
O presente texto está estruturado em oito capítulos.
O capítulo introdutório trata da natureza do problema a ser examinado. O
segundo capítulo traz o objetivo do trabalho. No capítulo 3, apresenta-se a
pesquisa bibliográfica sobre os temas “efeitos ambientais de ETAs”, “indicadores
de desempenho ambiental”, “métodos multicritério” e “evolução da questão
ambiental”. O quarto capítulo discute a metodologia do trabalho, que envolveu,
além da pesquisa bibliográfica, o desenvolvimento de um suporte metodológico
para avaliação de desempenho ambiental de ETAs e o teste desse suporte em
quatro ETAs da Companhia de Saneamento do Distrito Federal – CAESB.
7
O quinto capítulo apresenta uma descrição sucinta dos estudos de caso
adotados. O sexto capítulo traz o desenvolvimento do suporte metodológico,
apresentando todas as etapas do processo de consulta a especialistas para
definição dos parâmetros necessários para o referido suporte.
No capítulo 7, são apresentados os testes do suporte metodológico realizados
com as quatros ETAs estudadas, bem como análises de sensibilidade realizadas
com o objetivo de se avaliar a robustez dos resultados obtidos.
No capítulo 8, são apresentadas as conclusões do trabalho, além de
recomendações para estudos posteriores.
2 OBJETIVO DA PESQUISA
O objetivo geral desta pesquisa é desenvolver um suporte metodológico para
avaliação do desempenho ambiental de estações de tratamento de água para
abastecimento público.
É importante ressaltar que a avaliação ambiental a ser conduzida se refere à fase
de operação das ETAs.
Em princípio, tal suporte metodológico deveria permitir classificar o
empreendimento em questão em categorias pré-definidas e compará-lo com
outros do mesmo ramo de atividade.
No sentido de alcançar o objetivo geral, foram estabelecidos objetivos
específicos, que abordam as peculiaridades do contexto geral esperado, entre
eles:
Analisar os métodos multicritério de auxílio à decisão e identificar aqueles
que mais se adaptam ao uso proposto;
Identificar e estudar indicadores de desempenho utilizados em avaliações
ambientais de empreendimentos;
Definir os pesos e as faixas de referência relacionada aos critérios por meio
da utilização de um painel de especialistas da área;
8
Aplicar o suporte metodológico proposto na Estação de Tratamento de Água
do Rio Descoberto – ETA-RD1, Caso de Estudo selecionado para esta
dissertação;
Aplicar o suporte metodológico em outras ETAs do Distrito Federal que
estejam inseridas em contextos ambientais diferentes para verificação da
coerência dos resultados obtidos.
3 MARCO CONCEITUAL E TEÓRICO
Este capítulo apresenta a pesquisa bibliográfica sobre efeitos ambientais de
estações de tratamento de água, indicadores de desempenho ambiental
e métodos multicritério, que se constituem em três das quatro subdivisões
deste capítulo.
A primeira parte, porém, se refere à evolução da questão ambiental no Brasil e
no mundo, sendo seguida pelos três assuntos mais especificamente ligados ao
tema desta dissertação de mestrado, acima mencionados.
3.1 EVOLUÇÃO DA QUESTÃO AMBIENTAL
O processo natural de degradação do meio ambiente iniciou-se há milhares de
anos atrás, quando diversas formas de indústrias primitivas, como a agricultura,
cerâmica e a manufatura de ferramentas de metal, tiveram seu início. Mas, foi
somente há cerca de 250 anos, à ocasião da Revolução Industrial, que a
influência do homem sobre os recursos naturais começou a promover mudanças
irreversíveis no ambiente.
O desenvolvimento da mineração do carvão e a intervenção da máquina a vapor
aceleraram o crescimento dos diversos tipos de indústrias, as quais, por sua vez,
contribuíram não só para melhorar a qualidade de vida das pessoas, mas
também para o crescimento da população.
Nesse processo de evolução, o homem se esqueceu de aplicar sua tecnologia e
conhecimento científico em ações conservacionistas, no campo ambiental. Em
vez disso, as pessoas, que viveram sob os fumos densos das chaminés,
orgulhavam-se dessas imagens como símbolo de prosperidade de sua
comunidade ou país (Busato, 1996 apud Poloni, 2001)
9
Nos anos 60, o livro Primavera Silenciosa da jornalista Rachel Carson provocou
um forte impacto sobre a consciência ecológica em diversos países. A autora
realizou uma pesquisa de abrangência mundial sobre os usos e abusos dos
agrotóxicos e seus efeitos sobre o meio ambiente. Suas denúncias resultaram em
mobilização de organizações não-governamentais e pressão sobre as autoridades
constituídas.
Também naquela década, a experiência adquirida com a avaliação de grandes
problemas ambientais como o da Baía de Minamata no Japão e o de poluição da
água e do ar em países industrializados, favoreceu a consolidação dos processos
de conscientização dos problemas ambientais e de recuperação dos ecossistemas
degradados. Casos como o da recuperação da qualidade do rio Tâmisa e da
melhoria da qualidade do ar na cidade de Londres exemplificam bem essa época,
que poderia ser denominada como “década da conscientização” (Valle, 1995
apud Generino, 1999).
Nos Estados Unidos, no final dos anos 60 e início da década de 70, paralelamente
à criação da EPA – Environment Protection Agency, diversas e importantes leis
ambientais foram promulgadas, tais como a Lei Ar Puro, em 1970 e a Lei da
Água Pura, em 1977.
Nessa época, as ações voltadas ao meio ambiente eram essencialmente
corretivas e punitivas. É o domínio do sistema “comando-e-controle”, com
proibições e multas e ênfase no tratamento “end–of-pipe”, processo pelo qual
simplesmente se tratavam os poluentes gerados nos processos produtivos e de
consumo, sem a preocupação com a redução ou eliminação (Fang et al., 2001).
De um modo geral, nas décadas de 60 e 70, a postura das indústrias era a de
produzir a qualquer custo, sendo a poluição vista como decorrência normal do
processo industrial. As medidas ambientais eram vistas como marginais,
dispendiosas e indesejáveis e a elas era atribuída a diminuição da vantagem
competitiva das empresas. Dessa forma, a ordem era evitar tais gastos, mesmo
que isso acarretasse o pagamento de indenizações e multas por danos
ambientais.
10
As preocupações expressadas durante os anos 60, representadas por meio da
publicação Limits to Growth (Limites para o Crescimento) (Meadows et al.,
1969), culminaram na Conferência sobre o Meio Ambiente realizada pela ONU em
Estocolmo em 1972 (Smith, 1993).
Essa conferência serviu como um primeiro alerta para a necessidade de se
adotar um novo modelo de desenvolvimento, pois passou a ficar mais claro para
os dirigentes políticos que os problemas ambientais ultrapassavam as fronteiras
das nações, havendo a necessidade de uma ação global de todos os países do
mundo visando à preservação do meio ambiente.
A Conferência de Estocolmo foi marcada por duas posições antagônicas bem
delimitadas: de um lado, os países desenvolvidos propondo um programa
internacional de conservação dos recursos naturais, além de medidas
preventivas imediatas capazes de evitar um grande desastre; e do outro, os
países em desenvolvimento, dentro de um quadro de miséria, com sérios
problemas de moradia, saneamento e doenças infecciosas e que necessitavam
desenvolver-se economicamente.
Os países em desenvolvimento questionavam a legitimidade das recomendações
dos países ricos que já haviam atingido o poderio industrial com o uso predatório
de recursos naturais e que queriam impor a eles complexas exigências de
controle ambiental que poderiam encarecer e retardar a industrialização dos
países em desenvolvimento. Essa postura reativa ficou claramente demonstrada
pelo Brasil, que, nessa ocasião, defendeu o crescimento a qualquer preço (Fang
et al., 2001).
Um dos resultados da Conferência de Estocolmo foi a criação da Programa das
Nações Unidas para o Meio Ambiente – PNUMA, com sede em Nairobi, Quênia,
cujos objetivos são: facilitar a cooperação internacional no campo do meio
ambiente, promover o desenvolvimento de conhecimentos nessa área, monitorar
o estado do ambiente global, chamar a atenção dos governos para os problemas
ambientais emergentes de importância internacional.
Para muitos, a Conferência de Estocolmo estabeleceu a legitimidade do
“ambientalismo” como um movimento político (Smith, 1993).
11
Na década de 80, registrou-se uma mudança na forma como a indústria percebia
o meio ambiente. Algumas empresas deixaram de vê-lo como mero problema e
custo, dando início a pesquisas de métodos ambientais para economizar dinheiro
e aumentar vendas.
A indústria química, com sua imagem pública em constante deterioração, criou
no Canadá, em 1984, por meio da Associação dos Produtores Químicos
Canadenses (CCPA – Canadian Chemical Producers Association), o Programa
Atuação Responsável (Responsible Care). A ABIQUIM, Associação Brasileira da
Indústria Química passou a adotá-lo no Brasil em 1992. Ele baseia-se nos
princípios da gestão da qualidade total e se propõe a ser um instrumento eficaz
para o direcionamento do gerenciamento ambiental no seu aspecto mais amplo
(Fang et al., 2001).
Também na década de 80, a indústria começou a adotar uma atitude mais pró-
ativa, passando a reconhecer que um sistema de gestão ambiental voluntário
pode fortalecer a imagem da empresa, aumentar os lucros e a competitividade e
reduzir custos.
A multiplicação de selos verdes evidenciou também a mudança de postura da
indústria. Com os selos verdes surgiu a idéia de ciclo de vida do produto, uma
vez que seus estudos procuravam cobrir desde a produção até o descarte final. O
selo pioneiro foi o Anjo Azul, criado em 1978 na Alemanha, sendo que em 1988
este já era aplicado em 3500 produtos diferentes. Na década de 80, outros selos
foram criados, tais como o Environmental Choice (Canadá/1988), o White Swan
(países nórdicos/1988) e o Eco Mark (Japão/1989).
A grande vantagem dos selos ecológicos é que, apesar de voluntários, adquirem
força pelas leis de mercado e atingem simultaneamente a indústria e o
consumidor, pois, de um lado, incentiva a indústria a aplicar métodos de
produção com menor impacto ambiental, e de outro, induz o consumidor a
adquirir produtos ambientalmente corretos.
Foi, também, na década de 80 que o conceito de desenvolvimento sustentável
foi lançado. Sua primeira apresentação foi no relatório Nosso Futuro Comum
(Our Common Future), da Comissão Brundtland – Comissão Mundial sobre Meio
12
Ambiente e Desenvolvimento, criada em 1983 pela Assembléia Geral da ONU,
sobre influência da Conferência de Estocolmo.
Segundo esse relatório, Desenvolvimento Sustentável “É o desenvolvimento que
atende às necessidades do presente sem comprometer a capacidade das
gerações futuras de atender às suas próprias necessidades”.
O Desenvolvimento Sustentável procura mudar atitudes, de modo que a
qualidade do crescimento econômico seja considerada tão importante quanto a
quantidade do crescimento econômico.
Dessa forma, as políticas a serem desenvolvidas, no âmbito do conceito de
sustentabilidade, devem atender aos seguintes objetivos:
Retomar o crescimento como condição necessária para erradicar a pobreza;
Mudar a qualidade do crescimento para torná-lo mais justo, eqüitativo e
menos consumidor de matérias-primas e energia;
Atender às necessidades humanas essenciais de emprego, alimentação,
energia, água e saneamento;
Manter um nível populacional sustentável;
Conservar e melhorar a base de recursos;
Reorientar a tecnologia e administrar os riscos;
Incluir o meio ambiente e a economia no processo decisório (Fang et al.,
2001).
Na década de 90, diversas ações importantes foram tomadas no sentido de se
promover o nível de conservação ambiental, entre elas o lançamento, em 1991,
pela Câmara de Comércio Internacional, da Carta Empresarial para o
Desenvolvimento Sustentável, contendo 16 princípios relacionados à Gestão
Ambiental.
A criação dos selos verdes se intensificou, porém, com a abordagem um pouco
diferente daquela utilizada na década de 80. Esse novo grupo de rótulos
ambientais foi criado com o intuito de analisar todo impacto ambiental causado
ao longo do ciclo de vida do produto, tratando-se de um novo conceito de
desempenho ambiental dos produtos.
13
Também, na década de 90, realizou-se no Rio de Janeiro a Conferência das
Nações Unidas sobre o Meio Ambiente e Desenvolvimento, mais conhecida como
Rio-92 ou Cúpula da Terra, que contou com a participação de representantes de
172 países, inclusive 116 chefes de Estado. Os documentos elaborados como
resultado dessa conferência foram: Declaração do Rio sobre o meio ambiente e
desenvolvimento, Agenda 21, Princípio para a administração sustentável das
florestas, Convenção da biodiversidade e, Convenção sobre mudança de clima.
Pode-se concluir que, na década de 90, surge uma nova atitude com as questões
ambientais, tanto por parte das empresas como dos indivíduos. As preocupações
com multas e autuações foram relegadas a segundo plano, sendo substituídas
pelo cuidado com a imagem da empresa. Isso devido ao surgimento de novos
conceitos, como: Certificação Ambiental, Atuação Responsável e Gestão
Ambiental (Valle, 1995 apud Generino, 1999).
Enquanto o impacto da mudança do comportamento individual parece
insignificante quando comparado ao de uma corporação, o impacto coletivo
dessas mudanças pode ser considerável, em termos de qualidade ambiental. O
sucesso de muitas empresas que adotam uma atitude de “responsabilidade
ambiental” mostra que existe uma demanda da sociedade por produtos
ambientalmente adequados e que quanto maior for o número de “consumidores
verdes”, ou seja, conscientes em relação às questões ambientais, maior será o
número de empresas que vão perceber a oportunidade de mercado de serem
“verdes”, mudando conseqüentemente o foco de seus negócios de modo a
atenderem a esses consumidores (Smith, 1993).
Em 1992, a Instituição de Normalização Britânica (BSI – British Standards
Institution) publicou a norma BS 7750, Norma Britânica de Especificação para
Sistemas de Gestão Ambiental, a primeira abordagem para uma gestão
ambiental sistemática para a indústria. Essa norma voluntária foi baseada nos
princípios de melhoria contínua do processo produtivo e de conformidade com os
requisitos legais, enfatizando a adoção de uma política ambiental como ponto de
partida para o sistema.
14
Outros países seguiram o exemplo da Inglaterra e criaram suas próprias normas
de Gestão Ambiental, tais como o Canadá (CAN Z 750), os Estados Unidos (NSF
110), a França (X 30-200), a Irlanda (IS 310) e a Espanha (UNE 77-801).
Mais recentemente, com o advento da série ISO 14000, a Comunidade Européia
votou a adoção da ISO 14001 como uma norma européia. Como resultado,
outras normas nacionais, incluindo a BS 7750, foram abolidas. Segundo Fang et
al. (2001), duas iniciativas principais foram adotadas para produzir normas de
gestão ambiental multinacionais: o EMAS, da União Européia e a série de normas
ISO 14000 da ISO.
O EMAS – Eco Management and Audit Scheme, concebido originalmente em
1990, foi regulamentado pela União Européia em 1993. Nas primeiras
discussões, foi definido como um requisito mandatório, entretanto, atendendo
aos questionamentos da indústria, foi reeditado como um programa voluntário.
A segunda maior iniciativa na evolução das normas internacionais de gestão
encontra-se na série de normas ISO 14000, desenvolvida pela Organização
Internacional de Normalização (ISO – International Standardization
Organization).
A ISO é uma organização não-governamental, fundada em 1947, com o objetivo
de reunir órgãos de normalização de diversos países e criar um consenso
internacional normativo. Com sede em Genebra, na Suíça, a ISO possui mais de
100 países-membros que participam das decisões, com direito a voto, ou
apenas, como observadores das discussões (Abreu, 2000).
O primeiro envolvimento direto da ISO com gestão ambiental ocorreu em 1991,
com a criação do Grupo de Aconselhamento Estratégico sobre o Meio Ambiente
(SAGE), no qual 20 países, 11 organizações internacionais e mais de 100
especialistas em meio ambiente participaram das definições dos requisitos
básicos de uma nova abordagem de normas relacionadas ao meio ambiente.
Em 1992, as recomendações do SAGE levaram o conselho de Gerenciamento
Técnico da ISO a criar um novo comitê técnico, o ISO/TC 207, para promover o
desenvolvimento de normas internacionais de gestão ambiental. A secretaria
15
administrativa do ISO/TC 207 foi concedida ao Conselho de Normas do Canadá.
Após uma série de sessões plenárias, em várias partes do mundo, chegou-se à
divulgação, em agosto de 1995, do primeiro esboço das normas internacionais, e
na publicação, em setembro de 1996, das primeiras normas: a ISO 14001 e a
ISO 14004 (Fang et al., 2001)
Desde o início, houve forte cooperação entre o ISO/TC 207 e o ISO/TC 176, este
último o comitê responsável pelas normas de garantia da qualidade e gestão da
qualidade, no que diz respeito a Sistemas de Gestão, auditoria e terminologia
relacionada.
O Brasil integra a ISO como fundador e com direito a voto, sendo representado
pela ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas.
Em 1994, foi criado, no âmbito da ABNT, o GANA – Grupo de Apoio à
Normalização Ambiental, que possuía, como principais atribuições: acompanhar
as discussões que ocorriam nas reuniões do ISO/TC 207, avaliar como as
sugestões e opiniões discutidas nessas reuniões poderiam influenciar na
competitividade dos produtos nacionais, e propor alternativas que atendessem os
interesses do Brasil (Abreu, 2000).
Com o desenvolvimento da maioria das normas da série ISO 14000, o GANA foi
extinto e deu lugar ao Comitê Brasileiro CB-38 .
As normas previstas para compor a série ISO 14000 estão apresentadas na
tabela 3.1.
A NBR ISO 14001 especifica os requisitos para implantar e manter um SGA,
sendo que, entre as normas da série 14000, esta se destaca por ser a única que
permite que a organização obtenha um certificado de conformidade, por
descrever requisitos que devem ser cumpridos e, portanto, podem ser avaliados
por um Organismo de Certificação Credenciado (OCC). As demais normas da
série apresentam apenas diretrizes e não requisitos mandatórios (ISO, 1997).
16
Tabela 3.1 – Normas da série ISO 14000
Nº DAS NORMAS TÍTULO DAS NORMAS
NBR ISO 14001
Sistemas de gestão ambiental – Especificação e diretrizes
para uso
NBR ISO 14004
Sistemas de gestão ambiental – Diretrizes gerais sobre
princípios, sistemas e técnicas de apoio
NBR ISO 14010 Diretrizes para auditoria ambiental – Princípios gerais
NBR ISO 14011
Diretrizes para auditoria ambiental – Procedimentos de
auditoria de sistemas de gestão ambiental
NBR ISO 14012
Diretrizes para auditoria ambiental – Critérios de
qualificação para auditores ambientais
ISO 14015 Avaliação ambiental de áreas
ISO 14020 Rótulos e declarações ambientais – Princípios gerais
ISO 14021
Rótulos e declarações ambientais – Termos e definições
para aplicação específica e auto-declarações
ISO 14022
Rótulos e declarações ambientais – Simbologia para os
rótulos
ISO 14023
Rótulos e declarações ambientais – Testes e metodologias
de verificação
ISO 14024
Rótulos e declarações ambientais – Rotulagem ambiental
Tipo I – Princípios e procedimentos
ISO 14025
Rótulos e declarações ambientais – Rotulagem ambiental
Tipo II – Princípios e procedimentos
ISO 14031 Avaliação do desempenho ambiental do SGA
ISO 14032
Avaliação do desempenho ambiental dos sistemas de
operação
ISO 14040 Análise do ciclo de vida – Princípios gerais e prática
ISO 14041 Análise do ciclo de vida – Inventário
ISO 14042 Análise do ciclo de vida – Avaliação dos impactos
ISO 14043 Análise do ciclo de vida – Interpretação
ISO 14050 Termos e definições – Vocabulário
ISO 14060
Guia de inclusão dos aspectos ambientais nas normas de
produto
ISO 14070 Diretrizes para o estabelecimento de impostos ambientais
ISO Guide 64
Guia de inclusão dos aspectos ambientais nas normas de
produto
Technical Report
Material de referência para implementação da norma ISO
14001 nas organizações florestais
17
Dentre todos os empreendimentos certificados, existem empresas de todos os
ramos de atividades, tais como indústrias químicas, de alimentos, metal-
mecânica, celulose, mineração, saneamento, etc.
No Brasil, diversas companhias de saneamento estão buscando a certificação
ambiental de suas unidades. Dentre elas, pode-se citar a Companhia de
Saneamento do Paraná - Sanepar, que obteve a certificação pela norma ISO
14001 de suas unidades na cidade de Foz do Iguaçu, incluindo estações de
tratamento de água e esgoto e a prestação de serviços de saneamento de modo
geral; e a Companhia de Saneamento do Distrito Federal - CAESB, que está
atualmente em fase de implantação dos Sistemas de Gestão Ambiental da
Estação de Tratamento de Esgoto Norte (ETE-Norte) e da Estação de Tratamento
de Água do Rio Descoberto (ETA-RD1).
3.2 EFEITOS AMBIENTAIS DE ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA
A água destinada ao consumo humano deve ter condições mínimas para poder
ser utilizada, tais como estar isenta de microorganismos patogênicos e conter
teores de substâncias orgânicas e inorgânicas que não sejam prejudiciais à saúde
dos seres humanos (Di Bernardo, 1993).
De modo a regulamentar o tratamento e distribuição de água para a população,
foram criados, principalmente no final de década de oitenta, padrões e normas
cada vez mais restritivos à qualidade da água. No Brasil, recentemente, novos
padrões de água a ser distribuída à população foram definidos pela Portaria nº
1.469/2000 do Ministério da Saúde – Controle e Vigilância da Qualidade da Água
para Consumo Humano e seu Padrão de Potabilidade. Esta Portaria passou a
substituir, a partir de 29 de dezembro de 2000, a Portaria nº 36/1990, publicada
em janeiro de 1990.
A Portaria nº 1.469/2000 estabelece, em seus capítulos e artigos, as
responsabilidades por parte de quem produz a água, a quem cabe o exercício de
controle de qualidade da água e das autoridades sanitárias nas diversas
instâncias de governo, a quem cabe a missão de vigilância da qualidade da água
para consumo humano. Também ressalta a responsabilidade dos órgãos de
controle ambiental no que se refere ao monitoramento e controle das águas
18
brutas de acordo com os mais diversos usos, incluindo o de fonte de
abastecimento de água destinada ao consumo humano.
A Portaria nº 1.469/2000 teve muitos avanços em relação à Portaria nº 36/1990,
entre eles podem ser citados padrões de qualidade mais restritivos, exigência de
planos de amostragem mais abrangentes e a exigência de que toda água para
consumo humano que seja suprida por manancial superficial e distribuída por
meio de canalização deva incluir tratamento por filtração.
Atualmente, pode-se dizer que qualquer água pode ser tratada para se tornar
adequada ao consumo humano. Porém, dependendo da qualidade da água bruta,
os custos envolvidos podem ser extremamente elevados, de modo a inviabilizar a
utilização do manancial para fins de abastecimento.
Segundo Di Bernardo (1993), as tecnologias de tratamento podem ser divididas
entre aquelas em que é utilizada a coagulação química e as que prescindem
desse processo. De outra forma, a classificação das tecnologias de tratamento
poderia ser feita em função da filtração, rápida ou lenta. As figuras 3.1 a 3.4
ilustram os processos usuais de tratamento.
Os sistemas de abastecimento de água para população urbana envolvem uma
série de sub-sistemas, dos quais a estação de tratamento de água (ETA) é parte
fundamental, quando se utilizam mananciais superficiais (Cordeiro, 1999).
Os sistemas de tratamento de água de abastecimento têm características
similares a qualquer indústria, onde uma determinada matéria-prima, no caso a
água bruta, é trabalhada através de diversas operações e processos, resultando
em um produto final, no caso água potável. Esses sistemas podem, em diversas
etapas, gerar resíduos, e estes podem possuir as mais diferenciadas
características, relacionadas à matéria-prima, aos produtos químicos
adicionados, ao layout da estação, às etapas definidas no projeto, às condições
de operação entre outros (Cordeiro, 1999).
As estações de tratamento de água devido à falta de gerenciamento podem
apresentar perdas operacionais, perdas elétricas, perdas de água. A redução
dessas perdas pode refletir-se numa melhoria das condições de abastecimento
19
dos sistemas com reflexos favoráveis sob o ponto de vista técnico, econômico,
financeiro e social (Cordeiro e Parsekian, 1997).
Segundo Ferreira Filho e Laje Filho (1999), o controle de perdas em ETA não é
uma atividade isolada e envolve tanto a diminuição do volume de água gasto na
operação do processo quanto o tratamento dos resíduos sólidos e líquidos
gerados no tratamento.
Dessa forma, as perdas e suas respectivas formas de controle podem ser
divididas basicamente em três segmentos:
Volumes operacionais gastos no processo de tratamento e lançados no corpo
receptor, sem reaproveitamento, cujo controle compreende um processo de
tratamento e reaproveitamento dos volumes utilizados na lavagem dos
filtros e na descarga de lodos dos decantadores;
Volumes operacionais excedentes àquele estritamente necessário à boa
operação da ETA, cujo controle se dá pela revisão do processo de
tratamento, por meio da adequação de suas instalações ou dos métodos
operacionais, de forma a utilizar o volume mínimo de água necessário;
Volumes devidos a vazamentos, cujo controle pode ser realizado por meio
de manutenção preventiva e corretiva das instalações da ETA.
Com relação às perdas físicas operacionais, podem ser identificados três tipos
principais:
Volume de água de lavagem dos filtros – É o maior volume de água gasto no
processo de tratamento, geralmente de 2% a 5% do volume de água
produzido, no processo de lavagem dos filtros;
Volume de lodo gerado nos decantadores – Compreende o volume de água
gasto na descarga de lodo e na limpeza dos decantadores;
Volume de água de utilidades – Volumes de água gastos na lavagem de
tanques de produtos químicos, preparo de soluções, entre outros.
Com relação às perdas físicas devido a vazamentos, essas geralmente estão
associadas a falhas nas estruturas de concreto armado (trincas, fissuras,
rachaduras, etc.), ruptura de tubulações e adutoras, vazamentos em válvulas e
comportas, dentre outras. O controle desse tipo de perda está intimamente
ligado a aspectos construtivos e posterior manutenção da obra, bem como à
qualidade dos materiais e equipamentos empregados e sua manutenção (Ferreira
Filho e Laje Filho, 1999).
20
De acordo com o exposto, pode-se concluir que as perdas de água mais
significativas ocorrem no descarte da água de lavagem dos filtros, vindo a seguir
as perdas de água no processo de remoção do lodo depositado no fundo dos
decantadores, e, em menor escala, as águas utilizadas nos demais processos
unitários e aquelas referentes a vazamentos em tubulações e equipamentos e
nas estruturas da ETA (Conejo et al.,1999).
Há, hoje, um sentimento crescente, ligado às exigências ambientais, que tende a
exigir maiores cuidados com a disposição do lodo do tratamento e dos demais
resíduos do processo de potabilização da água. Sob essa ótica, a redução de
perdas em Estações de Tratamento de Água – ETA, sendo uma decorrência da
necessidade de preservação dos recursos ambientais (água e solo onde são
dispostos os resíduos da potabilização), resulta também uma estratégia de
redução dos desperdícios no processo mediante aumento direto de sua eficiência
e, também, quando viável, de sua recuperação para o próprio abastecimento e
para outros usos qualitativamente menos restritivos das águas recuperadas. Em
que pese o fato de o percentual dessas perdas não estar entre os maiores no
conjunto operacional dos sistemas de abastecimento hoje mais comprometidos
por vazamentos generalizados na rede de distribuição, observa-se que as
recuperações obtidas mediante os critérios propostos são perenes e de
significação não desprezível a médio e longo prazos. Isto porque as perdas por
vazamento na rede tendem a concentrar-se, com o tempo, em alguns setores
mais desfavoráveis de distribuição, enquanto que as das ETAs afetam toda a
vazão ofertada (Ferreira Filho e Laje Filho, 1999).
Em uma ETA com coagulação química, a parcela mais representativa das perdas
em uma ETA pode ser minimizada, dentre outros cuidados, com um adequado
controle operacional da adição de produtos químicos necessários ao processo de
formação dos flocos que deverão ser retidos nos decantadores. Caso as etapas
de floculação e decantação sejam mal realizadas, mais material sólido será
carreado para os filtros, implicando em carreiras de filtração mais curtas, isto é,
de menor duração, com o conseqüente aumento do número de lavagens e do
volume de água utilizado. Assim, a ação mais efetiva de redução das perdas de
água em uma ETA corresponde a um adequado controle operacional. Porém,
além da minimização do consumo da água de lavagem dos filtros, pode ser
conveniente ou até mesmo obrigatório, por questões de caráter econômico-
21
financeiro (devido ao custo da água bruta ou à sua indisponibilidade), e, mais
recentemente, por imposições de cunho ambiental, a implantação de instalações
para a sua recuperação e para o tratamento e disposição final de seus resíduos
sólidos (Conejo et al., 1999).
Esse procedimento não só atenua os problemas ambientais gerados pelo
lançamento indevido de lodo das ETAs, como também, pode ajudar a eliminar,
com a recirculação da água, a maior causa do desperdício de água nessas
unidades, desde que haja segurança de que a recirculação da parcela líquida não
represente riscos à saúde dos consumidores. O tratamento dos resíduos sólidos
gerados durante o processo de lavagem dos filtros e o posterior
reaproveitamento da água clarificada têm recebido uma grande atenção de
projetistas e administradores públicos, tendo em vista os ótimos resultados
obtidos em ETAs de grande e médio portes (Conejo et al., 1999).
Segundo Ferreira Filho e Laje Filho (1999), três ETAs que realizam com sucesso
a recuperação integral de suas águas de lavagem são as do Guaraú e Alto da Boa
Vista, ambas operadas pela Companhia de Saneamento Básico do Estado de São
Paulo - SABESP, e a do Rio Descoberto, caso de estudo desta dissertação,
operada pela CAESB. As duas primeiras são responsáveis pelo abastecimento de
parte da Região Metropolitana de São Paulo, e possuem capacidades de 33,0
m
3
/s e 11,0 m
3
/s, respectivamente. A ETA do Rio Descoberto (ETA-RD1),
responsável pelo abastecimento de cerca de 66% da população do Distrito
Federal, tem capacidade de 6,0 m
3
/s. O reaproveitamento das águas de lavagem
dos filtros das três ETAs é significativo, representando cerca de 880 l/s nas
operadas pela SABESP e de 170 l/s para a da CAESB, suficientes para o
abastecimento de aproximadamente 450.000 habitantes com um per capita de
200 l/hab/dia.
Em números absolutos, a ETA-RD1 evita o desperdício de aproximadamente
quatorze milhões de litros por dia, uma vez que gasta, em média, 1.000 m
3
de
água a cada 18 a 24 horas para lavar os seus 14 filtros.
A quantidade de água utilizada para lavagem de filtros varia em função do porte
da ETA, do tipo de tratamento, da capacidade dos filtros e da turbidez da água
bruta.
22
Água Bruta
Pré - Tratamento
Filtração Lenta
Desinfecção,
Fluoração e
Correção do pH
Água Bruta
Coagulação
Química
Filtração
Ascendente
Desinfecção,
Fluoração e
Correção do pH
Figura 3.1 -
Filtração Lenta
Figura 3.2 -
Filtração Direta
Ascendente
Água Bruta
Coagulação
Química
Pré - Floculação
Filtração
Descendente
Água Bruta
Pré-Tratamento
Coagulação
Floculação
Figura 3.3 -
Filtração Direta
Descendente
Figura 3.4 -
Tratamento
Completo
Desinfecção,
Fluoração e
Correção do pH
Desinfecção,
Fluoração e
Correção do pH
Decantação
Filtração
Descendente
23
Portanto, além de se evitar um dano ambiental, a recuperação de água de
lavagem constitui-se em uma alternativa para o aumento da produção de água
tratada, o que é especialmente importante em regiões onde o aumento da
capacidade de produção é muito oneroso devido à escassez de mananciais
próximos ao centro consumidor.
Na prática, duas diferentes situações são comumente encontradas. A primeira
delas é quando o sistema de tratamento do lodo é dimensionado conjuntamente
com o tratamento da água. Nesse caso, a principal vantagem é a
compatibilização dos tratamentos da fase líquida e da fase sólida. No entanto,
como desvantagem, uma vez que a ETA está em fase de projeto, a produção de
lodo e suas características não são conhecidas a priori, o que impõe dificuldades
na obtenção dos parâmetros de projeto das unidades para o tratamento da fase
sólida e sua conseqüente recuperação de água. A segunda situação é para ETAs
já existentes, onde o projeto e construção do tratamento da fase sólida é
efetuado a posteriori. Ao contrário do primeiro caso, o fato de a ETA já estar em
funcionamento possibilita a utilização da fase sólida gerada durante o processo
de tratamento para fins de ensaios piloto visando a determinação da sua
concepção mais adequada, bem como dos seus parâmetros de projeto. Por outro
lado, pelo fato da ETA já estar fisicamente construída, pode haver uma limitação
do ponto de vista construtivo na adequação do sistema de tratamento da fase
líquida visando a um projeto econômico do tratamento da fase sólida (Ferreira
Filho e Laje Filho, 1999).
De modo a reduzir e controlar as perdas em ETAs, alguns cuidados operacionais
podem ser aplicados, tais como:
Controle da vazão afluente, de modo a evitar o extravasamento nos canais e
reservatórios componentes da ETA;
Observação das estruturas para verificação da existência de vazamentos
através de falhas, trincas ou fissuras;
Liberação controlada de vazões para as unidades de jusante, de modo a
evitar extravazamentos nos demais componentes do sistema de
abastecimento de água;
Observação de vazamentos visíveis em juntas e gaxetas de conjuntos
elevatórios;
24
Manutenção em perfeitas condições de operação dos dispositivos anti-golpe
de aríete;
Redução da ocorrência de manobras bruscas de abertura e fechamento de
registros e válvulas, evitando gerar transientes hidráulicos;
Promoção de vistorias periódicas nas linhas adutoras para verificação da
existência de vazamentos visíveis e não visíveis (Conejo et al., 1999).
Dentre os tipos de sistema de tratamento de água existentes, o denominado
sistema tradicional ou completo de tratamento é o utilizado por uma grande
parte das ETAs. Esse sistema realiza a remoção de partículas finas em suspensão
e em solução presentes na água bruta (cor e turbidez). Para que o processo seja
bem-sucedido, é necessária a aplicação de produtos químicos que possam
desestabilizar as partículas coloidais, formando flocos com tamanho suficiente
para sua posterior remoção. Nesse processo, são utilizados sais de ferro e de
alumínio, os quais, através de suas cargas, são capazes de provocar a
desestabilização de partículas. A ação desses sais na formação dos flocos exige
operações unitárias de mistura rápida para dispersão desse coagulante na massa
líquida e câmaras de mistura lenta para a formação final do floco. Uma vez
formados os flocos, é necessária sua remoção para clarificação da água. Essa
última operação é realizada nos decantadores, que são grandes tanques onde
esse material sedimentado fica retido durante certo período de tempo (Cordeiro,
1999).
A produção de água que atenda consistentemente o Padrão de Potabilidade
requer, na maioria dos casos, a filtração, pois é nessa etapa que são removidas
as partículas coloidais, as suspensas e os microorganismos em geral, de forma
que a desinfecção final seja efetiva (Di Bernardo, 1993).
Dessa forma, a água decantada com parte dos flocos que não sedimentaram é
encaminhada aos filtros para clarificação final. Assim, grande parcela dos flocos
fica retida nos decantadores e outra parcela, nos filtros. Por meio dessas
operações, a estação de tratamento de água gera lodos acumulados nos
decantadores e água de lavagem dos filtros, que são, muitas vezes, dispostos
inadequadamente em corpos d’água (Cordeiro, 1999).
Esses resíduos gerados caracterizam-se por possuírem grande umidade,
geralmente maior que 95%, estando, de maneira geral, sob forma fluida. Um dos
25
objetivos de se buscar tratar esse resíduo é promover a redução de seu volume,
para que o mesmo possa ser disposto de forma adequada, diminuindo custos de
transporte, disposição final e, obviamente, os riscos de poluição do meio
ambiente (Cordeiro, 1999).
Estações de tratamento de água podem, assim, produzir enormes quantidades
de lodo. Devido ao aumento das preocupações com o meio ambiente, as
companhias de saneamento vêm sofrendo pressões para que se realize, de
maneira segura, a disposição final dos lodos. A forma mais adequada para a
disposição dos lodos de ETAs é o aterro sanitário, o qual requer que o lodo seja
desidratado para 20 a 40% de sólidos (Dharmappa et al., 1997).
A norma NBR 10004 – Resíduos Sólidos (ABNT, 1987) enquadra os lodos dos
decantadores como resíduos sólidos, portanto, os mesmos devem ser tratados e
dispostos considerando essa condição.
De acordo com Cordeiro (1999), no Brasil, tradicionalmente, a maior
preocupação tem sido em relação aos resíduos gerados em Estações de
Tratamento de Esgoto (ETEs), e pouco tem sido discutido em relação aos
resíduos gerados em estações de tratamento de água de abastecimento (ETAs).
Desse modo, um dos grandes problemas apresentados por essa questão é a falta
de conhecimento sobre características não tradicionais dos sólidos presentes no
lodo, tais como: tamanho e distribuição das partículas, resistência específica e
compressibilidade. Esse aspecto mostra que, dessa forma, o impacto provocado
pelo lançamento desse rejeito em cursos d’água é relativamente desconhecido.
De acordo com Reali (1999), a tendência moderna em relação às tecnologias de
tratamento de águas para abastecimento consiste na busca de sistemas que
proporcionem a geração de quantidades de lodos menores que aquelas
produzidas em ETAs convencionais, as quais empregam unidades de decantação
antecedendo o processo de filtração da água destinada ao consumo humano.
Dentre as tecnologias que utilizam a coagulação química como base para a
remoção de impurezas da água e que incorporam essa característica de menor
produção de lodos, pode-se citar a técnica de filtração direta, a qual é muitas
vezes possível de ser empregada, dependendo da qualidade da água do
26
manancial. Nos sistemas que utilizam a filtração direta, são eliminadas as
unidades de decantação e, algumas vezes, até mesmo os floculadores. As
dosagens de coagulante são reduzidas significativamente, comparadas àquelas
aplicadas no tratamento convencional, resultando em menores massas de lodo
produzidas na ETA (Reali,1999).
Porém, muitas vezes, a água bruta a ser tratada apresenta características que
impossibilitam a adoção da filtração direta, requerendo a utilização de unidades
de pré-clarificação antecedendo à filtração. Nesses casos, dependendo das
características do manancial, podem ser empregadas, em substituição aos
decantadores, unidades de flotação por ar dissolvido. Nos anos recentes, a opção
por esse tipo de alternativa tem sido verificada com crescente freqüência, devido
às vantagens muitas vezes apresentadas pela flotação comparada à decantação.
Dentre tais vantagens, pode-se destacar a produção de lodo já espessado, com
concentração de sólidos na faixa de 3% a 6% (desde que possua raspadores de
superfície), e a utilização de menores dosagens de coagulante, resultando em
geração de menores massas de sólidos na ETA.
No entanto, atualmente, no Brasil, verifica-se a presença de poucas ETAs com
filtração direta e menor número ainda de ETAs com unidades de flotação por ar
dissolvido. A grande maioria dos sistemas de tratamento de água em operação
no país é do tipo convencional com ciclo completo, ou seja, possuem grandes
unidades de decantação após os floculadores e antecedendo as unidades de
filtração. Nesse tipo de sistema, a maior parte dos sólidos presentes na água é
removida nos decantadores e acumulada no fundo dos mesmos na forma de lodo
(Reali, 1999).
Em relação às ETAS do tipo convencional, elas podem utilizar decantadores
convencionais ou decantadores de alta taxa como unidades de separação sólido-
líquido. Em decantadores convencionais, o processo de remoção de lodo pode ser
mecanizado ou hidráulico, caso este possua tubulações e demais acessórios que
permitam a descarga de lodo em intervalos regulares de tempo, de forma
semicontínua, sem que seja necessária a sua interrupção (Ferreira Filho e Laje
Filho, 1999).
27
Porém, a grande maioria das ETAs no Brasil não possui sistemas de remoção de
lodo por via mecanizada ou hidráulica e, em geral, a sua remoção é efetuada em
batelada. Assim sendo, após um período de operação do decantador, em geral
da ordem de 20 a 40 dias, este é colocado fora de operação, sendo efetuada a
sua descarga. Esta descarga, evidentemente, implica em perda de um volume de
água significativo e de todos os sólidos acumulados em seu interior durante o
seu período de operação (Ferreira Filho e Laje Filho, 1999).
Cabe ressaltar que decantadores convencionais com remoção semi-contínua de
lodo apresentam grande superioridade com relação a sistemas onde o lodo é
retirado por meio da descarga do decantador, tanto do ponto de vista
operacional, evitando sobrecarga hidráulica nas demais unidades de decantação,
quanto das características dos lodos gerados.
Os lodos gerados de forma semicontínua com sistema de bombeamento
automatizado são geralmente removidos em intervalos de 2 a 4 horas, com
duração da ordem de 5 minutos, sendo que os teores de sólidos variam da
ordem de 0,3% a 2,5%. Embora seja possível aumentar a concentração de
sólidos no lodo, aumentando-se o tempo entre as remoções, tal prática não é
recomendável, pois, para que o decantador funcione adequadamente, não é
conveniente que o mesmo trabalhe como um reservatório de acumulação de lodo
(Ferreira Filho e Laje Filho, 1999).
Segundo Cordeiro (1999), um grande problema ambiental diz respeito a ETAs
que dispõem seus resíduos em intervalos superiores a 20 dias, uma vez que
estes rejeitos normalmente possuem concentrações de sólidos maiores que
2,5%, podendo provocar alterações consideráveis nos corpos receptores.
De modo geral, o lodo produzido nos processos de tratamento de água,
geralmente se encontra bastante diluído, necessitando ser submetido a
operações que visam à sua concentração, ou seja, a remoção de parcela da água
presente nesse lodo antes de sua destinação final (Reali, 1999), de modo que a
parte líquida, já separada da parte sólida retorne para o processo, reduzindo as
perdas da unidade, e a parte sólida tenha uma disposição adequada como
resíduo sólido que é.
28
Esse tratamento do lodo é dividido em três etapas distintas: condicionamento,
espessamento e desidratação.
A etapa de condicionamento consiste na preparação do lodo de modo a garantir
a eficiência dos processos de desidratação e de espessamento. O
condicionamento pode ser feito por meio da adição de produtos químicos como:
sais de alumínio ou ferro, cal ou polímeros, ou através de mecanismos físicos de
condicionamento térmico (ASCE, 1996). O tipo de condicionamento adotado é
função das características do lodo e do tipo de adensamento ou desidratação a
que este será submetido.
O espessamento do lodo é a primeira etapa de remoção de umidade do lodo,
podendo ser realizado por meio dos processos de decantação ou de flotação.
Essa etapa influencia diretamente a eficiência do processo de desidratação e o
consumo de produtos químicos para o condicionamento do lodo.
Após o espessamento, o lodo é encaminhado para a etapa final de desidratação,
em geral por meio de sistemas de bombeamento. A desidratação pode ser feita
por processos naturais sempre que houver disponibilidade de área e condições
favoráveis de clima e de solo, caso contrário, deverão ser adotadas soluções
mecanizadas para a desidratação do lodo. Dentre os processos naturais podem
ser citados os Leitos de Secagem e as Lagoas de Lodo, sendo os primeiros mais
adequados do ponto de vista ambiental por permitirem o reaproveitamento da
água removida durante o processo de desidratação e por protegerem os lençóis
freáticos de contaminação com metais pesados. Dentre as alternativas de
desidratação mecânica de lodo podem ser citados os processos de filtração
forçada e de centrifugação.
No Distrito Federal, as duas ETAs que possuem sistemas de desidratação, a ETA
Rio Descoberto (ETA-RD1) e a ETA Pipiripau (ETA-PI1), utilizam centrífugas
nesse processo.
Após a desidratação do lodo, a etapa seguinte consiste na disposição final dos
resíduos sólidos gerados. Além da alternativa natural de disposição em aterros,
diversos usos do lodo desidratado estão sendo adotados, constituindo-se não só
29
em oportunidade para agregação de valor ao processo como também adequada
para disposição final.
Segundo Tsutiya e Hirata (2001), diversas formas de reúso dos lodos de ETAs
têm sido foco das atenções de cientistas e pesquisadores no mundo todo, dentre
elas pode-se citar:
Disposição no solo: A aplicação do lodo de ETAs no solo pode contribuir
para melhoria estrutural do solo, ajuste do pH, adição de traços de minerais,
aumento da capacidade de retenção de água e melhoria das condições de
aeração do solo. Desse modo, o lodo das ETAs vem sendo cada vez mais
utilizado para o cultivo de grama e para o preparo de solo comercial para ser
utilizado em vasos. Entretanto, não é interessante utilizá-lo em solos
agrícolas em virtude da baixa concentração de matéria orgânica e de
nutrientes.
Aplicação em ETAs: O lodo de ETAs pode ser reutilizado no tratamento de
águas com baixa turbidez, com o objetivo de melhorar a sedimentabilidade
dos flocos, diminuindo a quantidade de produtos químicos utilizados, e,
conseqüentemente, reduzindo os custos de tratamento de água.
Fabricação de cimento: Lodos de ETAs podem ser introduzidos no
processo de fabricação de cimento por possuírem sílica, ferro e alumínio,
matérias primas normalmente utilizadas. A presença de óxidos de potássio e
de sódio no lodo, diminui significativamente as concentrações de álcali no
cimento, reduzindo os problemas de expansão e fissuras nas estruturas de
concreto. Porém, a presença de algumas substâncias no lodo pode ser
prejudicial à qualidade do cimento, tais como, altas concentrações de
matéria orgânica, metais pesados, carvão ativado, etc.
Fabricação de tijolos: Lodos de ETAs apresentam propriedades físicas e
químicas muito parecidas com as da argila natural e do xisto utilizados na
produção de tijolos, o que torna viável a sua utilização na fabricação de
tijolos. No entanto, a presença de cal, alto teor de areia e de carvão ativado
do lodo podem comprometer a qualidade do tijolo e inviabilizar sua
utilização.
30
Co-compostagem: A adição de lodos de ETAs no processo de
compostagem em leiras, juntamente com restos vegetais, resíduos sólidos
domésticos e biossólidos, têm apresentado benefícios como ajuste da
umidade, fornecimento de minerais, ajuste de pH e aumento do volume de
composto.
Aplicação no tratamento de águas residuárias: É possível a reutilização
do potencial de coagulação do sulfato de alumínio ou de ferro contido no
lodo de ETAs no tratamento de águas residuárias, nas etapas de tratamento
primário, secundário ou no polimento final de efluentes. Esse processo pode
se dar por meio de regeneração de coagulantes ou simples lançamento nas
ETEs via redes coletoras de esgoto. Esse processo pode aumentar
substancialmente a eficiência das ETEs no que diz respeito à remoção de
coliformes fecais, Escherichia coli, DQO, Nitrogênio, Fósforo e cor,
entretanto essa prática leva a um aumento dos resíduos sólidos gerados nas
unidades de tratamento de esgotos.
De modo geral, pode-se dizer que as técnicas de tratamento que não envolvem a
coagulação química provocam menos impacto no meio ambiente, uma vez que
utilizam menor quantidade ou simplesmente não utilizam produtos químicos em
seus processos.
Produtos químicos para facilitar a remoção de impurezas da água bruta são
dosados de acordo com a qualidade da água afluente à ETA, ou seja, se a
qualidade oscila, o mesmo ocorrerá com a dosagem de coagulantes. Outra
questão importante sob esse ponto de vista é a qualidade e a quantidade desses
produtos químicos empregados no tratamento, pois quanto maior a quantidade
utilizada e quanto pior a qualidade do coagulante, maior será a formação de
resíduos nos decantadores e nos filtros e a possibilidade de introdução de metais
na água tratada (Cordeiro e Parsekian, 1997).
Em relação à toxicidade potencial dos lodos de ETAs, para plantas, seres
humanos e organismos aquáticos, Cordeiro (1999) afirma que depende de
fatores como características da água bruta; produtos químicos utilizados no
tratamento; possíveis contaminantes contidos nesses produtos; reações químicas
ocorridas durante o processo; forma de remoção e tempo de retenção dos
31
resíduos nos decantadores; características hidráulicas, físicas, químicas e
biológicas do corpo receptor, etc.
A utilização de produtos químicos é um dos grandes geradores de impactos
ambientais em ETAs, uma vez que esses são muitas vezes estocados em grandes
quantidades e sempre existe o risco de ocorrer um vazamento ou derramamento
em uma das seguintes fases: obtenção, transporte até a ETA, armazenamento,
transporte até o local de aplicação e a aplicação propriamente dita.
Esses impactos podem ser minimizados por meio do estabelecimento de
procedimentos e treinamento do pessoal envolvido em todas as etapas de sua
utilização.
O consumo de energia elétrica em sistemas de abastecimento de água pode ser
muito grande em virtude dos bombeamentos necessários durante todo processo.
Em realidade, esse consumo é muito variável, uma vez que depende da posição
geográfica da ETA, das alturas e vazões de bombeamento e da distância da ETA
até os pontos de consumo.
A implementação de um sistema de gestão ambiental, baseado na norma ISO
14001 em ETAs, poderia fazer com que as gerências desses empreendimentos
tivessem um maior conhecimento sobre o processo produtivo e,
conseqüentemente, sobre os impactos ambientais que possam ser causados
pelas suas atividades. Dessa forma, os gestores das ETAs têm como atuar de
maneira preventiva sobre os impactos ambientais e, caso eles venham a ocorrer,
mitigá-los. Esse fato decorre do atendimento dos itens e requisitos da norma.
Para atendimento do item 4.3.1 da referida norma - Aspectos Ambientais, a
administração da ETA precisa fazer um levantamento de todos os seus
processos, identificando os aspectos e impactos ambientais relacionados. Uma
vez identificados os aspectos, a empresa tem como traçar objetivos e metas
ambientais, planos de ação para atingi-los, procedimentos relacionados a um
efetivo controle operacional e monitoramento e medição de seus consumos e
resíduos, bem como elaborar planos de emergência para situações indesejadas
do ponto de vista ambiental.
32
Além disso, a administração da ETA teria como reduzir ainda mais a ocorrência
de aspectos ambientais significativos por meio da conscientização e treinamento
dos seus funcionários e colaboradores no que diz respeito ao meio ambiente e
aos procedimentos operacionais.
3.3 INDICADORES DE DESEMPENHO AMBIENTAL
Os indicadores de desempenho (IDs) constituem um instrumento de uso comum
em muitos setores da indústria, em todo mundo, sendo as suas potencialidades
inquestionáveis na indústria da água (IWA, 2000).
Mais especificamente, indicadores ambientais fornecem informações sobre o
desempenho ambiental global relacionado a operação, gestão e esforços de uma
organização para influenciar seu desempenho em atenção a objetivos de
natureza ambiental. Indicadores ambientais são selecionados ou projetados para
fornecer uma perspectiva ampla sobre o desempenho ambiental que vai além
dos parâmetros específicos dos indicadores de desempenho (CSA, 1998).
Para atingir seus objetivos de gestão, qualquer prestador de serviço da área de
saneamento tem necessidade de procurar graus elevados de eficiência e de
eficácia. A eficiência mede até que ponto os recursos disponíveis são utilizados
de modo otimizado para a produção do serviço. A eficácia mede até que ponto os
objetivos de gestão, definidos específica e realisticamente, foram cumpridos
(IWA, 2000).
Um indicador de desempenho é um indicador quantitativo ou qualitativo,
relacionado com certos aspectos para medir desempenhos ou níveis de serviço,
que permite avaliar a eficiência e a eficácia da organização relativamente a esses
aspectos. Expressa o nível do desempenho efetivamente atingido, relativamente
a um dos objetivos de um programa ou atividade da organização, simplificando
uma análise, que, de outro modo, seria complexa, além de tornar direta a
comparação entre objetivos de gestão e resultados obtidos (IWA, 2000)
Segundo a ISO 14031:1999, os indicadores utilizados para avaliação de
desempenho ambiental podem ser divididos em duas categorias gerais, os
Indicadores de Desempenho Ambiental (IDA’s) e os Indicadores de Condição
Ambiental (ICA’s).
33
Dentro da primeira categoria, a norma sugere ainda a utilização de duas sub-
categorias, que contemplem os sistemas operacionais e gerenciais.
Os Indicadores de Desempenho Gerenciais (IDG’s) são uma espécie de IDA’s que
fornecem informações sobre os esforços da alta administração da organização,
que podem influenciar o desempenho ambiental das operações da organização.
Esses indicadores devem estar relacionados com a política, pessoas, práticas,
procedimentos, decisões e ações em todos os níveis da empresa.
Os Indicadores de Desempenho Operacionais (IDO’s) são aqueles considerados
capazes de prover informações sobre o desempenho ambiental das operações da
organização, estando relacionados com o funcionamento e manutenção das
plantas e equipamentos industriais, utilização de matérias-primas, energia,
produtos e serviços e, ainda, com a geração de elementos indesejáveis como
emissões atmosféricas, efluentes líquidos e resíduos sólidos.
Os IDO’s serão aqueles utilizados neste trabalho de pesquisa, por proverem as
informações necessárias ao desenvolvimento do suporte metodológico proposto
no âmbito esta dissertação.
Com outro propósito, não o de avaliar a organização, mas sim o de fornecer
informações sobre o contexto ambiental em que a organização exerce suas
atividades, a norma ISO 14031:1999 apresentou uma outra categoria de
indicadores, os ICA’s, que, apesar de não fazerem parte dos indicadores de
desempenho, podem ser bastante úteis para a implementação de uma avaliação
de desempenho ambiental.
Com esses indicadores, os aspectos ambientais mais significativos sob o ponto
de vista ambiental podem ser acompanhados, fornecendo informações úteis às
partes interessadas sobre a relação existente entre suas atividades operacionais
e a condição ambiental da área ou da localidade que sofre influência dessas
atividades.
Com o objetivo de estabelecer um instrumento de integração de políticas
públicas para a crescente melhoria da qualidade de vida, o Conselho Estadual de
34
Saneamento de São Paulo criou o Indicador de Salubridade Ambiental
1
(ISA).
Este indicador abrange a caracterização qualitativa e quantitativa dos serviços de
abastecimento de água, esgotos sanitários e limpeza pública, drenagem, controle
de vetores, situação dos mananciais e um indicador sócio-econômico dos
Municípios e visa balizar ações compatíveis com as realidades regionais e locais
(Sabesp, 1999).
As informações fornecidas por meio de indicadores ambientais podem ser
utilizadas como apoio a decisões estratégicas, táticas e operacionais, da seguinte
forma:
O nível operacional da organização pode usá-las para tomar decisões
relacionadas a atividades operacionais e procedimentos;
O nível tático (gerencial) e engenheiros podem usá-las para tomar decisões
sobre mudanças em projetos e processos e alocação de recursos;
O nível estratégico pode usá-las para tomar decisões sobre sistemas de
gestão, desenvolvimento de novos produtos e prioridades estratégicas dos
negócios.
A informação fornecida por indicadores ambientais pode auxiliar na identificação
de problemas e oportunidades, os quais, se adequadamente gerenciados, podem
reduzir custos operacionais e responsabilidades ambientais. Essas informações
também podem ser utilizadas para demonstrar comprometimento ambiental e
comunicar resultados para órgãos reguladores, empregados da empresa,
clientes, companhias de seguro, acionistas e comunidade (CSA, 1998).
No caso do Indicador de Salubridade Ambiental, este pode ser utilizado como
instrumento de planejamento de políticas públicas, uma vez que abre condições
de debates de âmbito regional. Desse modo, os poderes públicos podem tomar
decisões realistas sobre os assuntos pertinentes, permitindo uma melhor
aplicação dos recursos estaduais e municipais (Sabesp, 1999).
Segundo Esty (2002), uma maior ênfase nos dados pode auxiliar a tornar mais
bem orientada a tomada de decisão sobre temas ambientais. No passado,
freqüentemente, o desempenho ambiental era avaliado baseado em quanto
1
“Salubridade Ambiental é a qualidade ambiental capaz de prevenir a ocorrência de doenças veiculadas pelo
meio ambiente e de promover o aperfeiçoamento das condições mesológicas favoráveis à saúde da população
urbana e rural” – Lei 7.750, artigo 2º, inciso II – Política Estadual de Saneamento/SP
35
recurso foi gasto ou quantas inspeções foram realizadas, ou, pior ainda, quantas
leis ou regulamentos foram cumpridos ou desrespeitados. Esses indicadores
podem ou não ser um indicativo de progresso. Atualmente, um bom desempenho
ambiental é demonstrado por meio de resultados tais como: melhorias na
qualidade do ar e da água, redução na geração de resíduos, maior
sustentabilidade na gestão dos recursos naturais, etc.
Considerando que indicadores selecionados constituem-se em critérios de análise
de alternativas e, conseqüentemente, em base de decisões tomadas, devem os
mesmos estar estruturados de maneira a fornecer informações claras e concisas,
possibilitando ao usuário dos dados a percepção da mudança ambiental em
relação a referenciais estabelecidos (Poloni, 2001).
O termo indicador por si só refere-se a inferências bastante genéricas e
abrangentes. No entanto, quando aplicado a uma devida área de atuação, deve
ser considerada a existência de quesitos técnicos e capacidade de suporte de
dados que lhes podem conferir a validade técnica e científica. De acordo com
Zorzal (1999), a importância da mensagem que um indicador transmite está
limitada pela qualidade dos dados que o sustentam, ou seja, é necessário
estabelecer critérios para assegurar que a informação tenha a confiabilidade
requerida.
A informação perfeita nunca será alcançada. Incertezas ambientais significantes
devem provavelmente persistir durante um longo tempo. Algumas questões são
naturalmente difíceis de serem respondidas, sendo que novos problemas estão
constantemente emergindo (Esty, 2002).
Porém, durante os últimos anos, coletar, armazenar, tabular, tratar e
compartilhar informações, incluindo dados sobre parâmetros ambientais, tem-se
tornado cada vez mais fácil e barato, como resultado dos avanços na área de
informática e tecnologias de telecomunicações (Esty, 2002), melhorando, dessa
forma, a qualidade dos dados utilizados nos processos de monitoramento e
medição.
À medida que o custo de obtenção de informações cai, análises com alto volume
e refinamento de dados se tornam relativamente menos caras e mais sensíveis.
36
A medição do desempenho ambiental pode privilegiar-se desses
desenvolvimentos tecnológicos para evoluir rumo a bases analiticamente mais
rigorosas na avaliação do contexto ambiental (Esty,2002).
Tibor e Feldman (1996, apud Poloni, 2001) recomendam, ainda, como
característica importante, o princípio da validação científica. Os indicadores
devem ser tecnicamente consistentes, ou seja, verificáveis, reprodutíveis e
comparáveis.
Os fatores a serem considerados na seleção de indicadores ambientais incluem o
seguinte (CSA, 1998):
Relevância aos aspectos ambientais da organização e consistência
com os seus objetivos e metas ambientais – Os indicadores ambientais
devem ser relacionados aos aspectos ambientais e à política ambiental da
organização, sendo consistentes com os objetivos e metas da organização.
Caso a organização possua um Sistema de Gestão Ambiental implementado,
esses objetivos já foram definidos. Em caso contrário, a alta administração
deve estar engajada para desenvolver os objetivos ambientais da
organização antes de iniciar a avaliação do desempenho ambiental,
considerando: a legislação ambiental, a extensão do controle que a
organização tem ou deveria ter sobre os aspectos ambientais, a condição do
meio ambiente local, regional e global e os efeitos provocados pelas suas
atividades, a necessidade de metas de curto e longo prazos para a proteção
do meio ambiente, as preocupações e expectativas das partes interessadas
sobre o desempenho ambiental da organização, além do potencial para
redução de custos como resultado do gerenciamento dos seus aspectos
ambientais.
Confiabilidade – Os indicadores mais confiáveis são aqueles que fazem
poucas suposições e são baseadas em medidas realizadas em procedimentos
padronizados. Por exemplo, quantidades de substâncias que são medidas
regularmente fornecem informações mais confiáveis do que quantidades de
substâncias cujas concentrações precisam ser extrapoladas de medidas
passadas e de parâmetros de processo. A informação menos confiável é
aquela que conta com um julgamento subjetivo das causas.
37
Facilidade de compreensão – Indicadores ambientais são fáceis de
compreender se forem relacionados a conceitos simples. Por exemplo, “uso
de energia” é um indicador mais facilmente compreensível que “potencial de
aquecimento global por emissões atmosféricas”. Também, indicadores
ambientais são mais prováveis de fornecer informações compreensíveis
sobre o desempenho ambiental se as unidades de medida associadas a eles
forem simples.
Nível de esforço requerido para coletar os dados para o propósito da
medição – Sempre que possível, os indicadores ambientais devem ser
selecionados utilizando dados e informações já existentes. Possíveis fontes
incluem: monitoramento da produção, sistema financeiro, sistema de
contabilidade de materiais, submissões regulatórias (i. e., relatórios para o
órgão ambiental).
De forma mais resumida, pode-se dizer que a norma NBR ISO 14031:1999
considera importante para o monitoramento de desempenho ambiental que
seus indicadores sejam condizentes com a política ambiental fixada pela
organização, apropriados aos estudos pretendidos, úteis, relevantes,
compreensíveis para as partes interessadas, alcançáveis de forma oportuna a
custos adequados, representativos do desempenho ambiental da organização,
mensuráveis às unidades apropriadas de desempenho ambiental e, ainda,
suscetíveis e sensíveis a mudanças durante o processo de Avaliação de
Desempenho Ambiental (Poloni, 2001).
Segundo a norma ISO 14031:1999, os indicadores podem ser classificados em:
absolutos, relativos, indexados, agregados e ponderados (Poloni, 2001).
Indicadores Absolutos – São indicadores que fazem referência a dados
básicos sem análise ou interpretação. Eventualmente, formam base para os
demais tipos. A quantidade de lodo produzido em um determinado dia e a
quantidade de água tratada nesse mesmo período são exemplos de
indicadores absolutos. Um outro indicador poderia ser gerado como função
resultante da razão entre os dois primeiros, expressando um significado
alheio àqueles, e portanto, enquadrando-se em outra tipologia de
indicadores, os relativos.
38
Indicadores Relativos – São indicadores utilizados em relação a outro
parâmetro, buscando relações por meio de medidas específicas e outras que
as englobem ou justifiquem. Em Estações de Tratamento de Água,
freqüentemente, são utilizados indicadores relativos à quantidade de água
tratada ou aduzida no período, como por exemplo, consumo de energia
elétrica(kwh)/volume de água produzido (m
3
).
Indicadores Indexados – Por meio desses indicadores, as informações se
apresentam vinculadas a pontos referenciais, sejam temporais ou
produtivos. Esses indicadores estão ligados a valores considerados limites,
sejam eles máximos ou mínimos. Normalmente, são fixados valores em um
ano-base ou informações oriundas de bases científicas.
Indicadores Agregados – Os indicadores agregados são aqueles que
fazem referência à integração de dados do mesmo tipo, porém, de fontes
diferentes. Esta metodologia é útil para se transformar grandes quantidades
de números em informações mais objetivas.
Indicadores Ponderados – Esses indicadores possuem caráter subjetivo,
no qual níveis de importância podem ser atribuídos a determinados
parâmetros, a fim de mostrar a importância de uns sobre os outros. O
exemplo mais comum que representa o uso dessa tipologia de indicador é a
utilização de uma escala de ponderação de 1 a 5, onde o peso 1 poderia ser
assumido para um parâmetro com pequena importância e o peso 5, para um
de grande importância.
Entre indicadores absolutos e relativos, o melhor enquadramento para uma
avaliação de desempenho ambiental é aquele abordado pelo conceito de
indicadores relativos, uma vez que os dados relacionados a parâmetros
ambientais sempre estarão vinculados à produção e, por conseqüência,
acompanharão os possíveis desvios ocorrentes de um período para o outro.
3.4 MÉTODOS MULTICRITÉRIO
No dia-a-dia das pessoas e das organizações, os decisores sempre se deparam
com situações de dificuldade de escolha, para as quais estes podem julgar-se
39
não-aptos a decidir, levando-se em conta um grande número de imperativos
(Pomerol e Barba-Romero, 2000)
Em diversas situações, como, por exemplo, na escolha de um modelo de um
produto para adquirir, existem diversos critérios de escolha, como preço,
qualidade, resistência, período de garantia, assistência técnica, aparência, etc.
Se forem considerados apenas dois critérios de escolha, como o preço e a
qualidade, provavelmente o produto de menor preço não é o de melhor
qualidade, portanto preço e qualidade são dois critérios conflitantes. Se a escolha
se basear no menor preço, o produto adquirido não estará entre os de melhor
qualidade e se a escolha se basear na melhor qualidade, o produto adquirido
estará entre os mais caros. Da mesma forma, uma empresa que esteja em
processo de tomada de decisão entre diversos planos de investimento deverá
considerar diversos critérios conflitantes simultaneamente, como, por exemplo,
aspectos econômicos, sociais, políticos e ambientais.
Da mesma forma, os processos decisórios na área de recursos hídricos,
saneamento e meio ambiente também envolvem múltiplos objetivos e múltiplos
agentes decisores. Em geral, estabelecem-se conflitos de interesse entre grupos
com visões distintas acerca das metas a serem adotadas no planejamento e
gestão nessas áreas (Braga e Gobetti, 1997).
Além do mais, segundo Esty (2002), o processo decisório ambiental envolve uma
dimensão incontornável: o julgamento político. Diferenças entre valores e
suposições podem ser reduzidas ao longo do tempo por meio de boas análises e
dados compartilhados, porém, um acordo fundamental sobre os pesos a serem
relacionados aos diversos objetivos nunca será alcançado, dada a diferença entre
paradigmas de gestão ambiental. Fundamentalmente, a natureza multicritério de
objetivos ambientais assegura que o processo decisório relacionado a controle de
poluição e gestão dos recursos naturais jamais poderá ser reduzida a uma
limitada análise quantitativa de risco, sendo que, muitas vezes, a dimensão
multi-ator (multi-decisor, multi-avaliador, etc.) deve ser explicitamente incluída
na avaliação.
Para facilitar o processo de análise de alternativas, podem ser utilizados os
métodos de apoio ou auxílio à decisão. Esses métodos são “largamente utilizados
40
para comparar alternativas quando existem múltiplos objetivos”. Segundo Hobbs
e Meier (1994), eles são instrumentos de auxílio à tomada de decisão que
proporcionam escolhas mais explícitas, racionais e eficientes.
Os métodos multicritério podem permitir também:
Dispor de uma melhor organização das informações e do papel de cada
participante nas diversas etapas do processo de decisão;
Evidenciar os conflitos entre objetivos e quantificar o grau de compromisso
existente entre eles;
Tratar cada objetivo na unidade de mensuração mais adequada, sem a
distorção introduzida pela simples conversão em unidades monetárias
como na análise benefício-custo (Barbosa, 1997 apud Generino, 1999).
A fonte de inspiração para o início dos estudos dos métodos de apoio à decisão
data do final do século XIX e início do século XX, quando Pareto, economista,
sociólogo e professor da Universidade de Lausanne, realizou um estudo
econômico e concluiu que quando diferentes agentes fazem escolhas diferentes e
conflitantes, eles não conseguem alcançar satisfação máxima simultaneamente,
uma vez que, com recursos finitos, os ganhos de um agente surgem em
detrimento de outros.
Ao longo do século XX, diversos autores e cientistas consideraram a questão das
análises multicritério em seus estudos e pesquisas. Em 1960, as análises
multicritério passam a adquirir seu próprio vocabulário e formulação delineada
na seguinte teoria: o problema de se escolher uma alternativa na presença de
múltiplos critérios (Pomerol e Barba-Romero, 2000).
O primeiro registro de utilização de métodos multicritério para um problema
ambiental é do ano de 1973, quando foi utilizado para selecionar alternativas de
manejo dos resíduos sólidos produzidos pela cidade de Tucson, no Arizona,
Estados Unidos (Souza e Foster, 1996)
A partir de 1975, diversos refinamentos foram feitos nas diversas linhas de
estudo exploradas até então. Nos anos 80, uma grande evolução foi feita com a
introdução de métodos computacionais aos métodos multicritério de apoio à
decisão.
41
Atualmente, os métodos multicritério de apoio à decisão podem ser considerados
como um campo de atividade no qual a aplicação prática e a informática são
dominantes. Segundo Pomerol e Barba-Romero (2000), pesquisas teóricas não
estão fora de interesse, porém, maior atenção deve ser dada ao aprofundamento
das idéias existentes e não a inovações. Por outro lado, as possibilidades da
informática não foram totalmente exploradas e a aplicação prática das
metodologias multicritério em contextos profissionais está apenas começando.
Segundo Pomerol e Barba-Romero (2000), uma das classificações reconhece dois
tipos principais de métodos multicritério de apoio à decisão: os métodos
discretos, usados em situações de escolha entre um número finito de alternativas
possíveis, tais como projetos, investimentos, etc., e os métodos contínuos ou de
programação linear, em que é infinito o número de alternativas.
Neste trabalho, serão considerados prioritariamente os métodos multicritério
discretos de apoio à decisão, por serem os mais adequados às situações de
avaliação global de desempenho ambiental de uma ETA, a partir de categorias
pré-definidas.
Os métodos de apoio à decisão estão relacionados a quatro problemáticas
decisórias de referência
α, β, γ e δ, que são utilizadas para tipificar o problema
de tomada de decisão (Roy, 1985 e Maystre et al., 1994).
A adoção de uma problemática é própria de um tipo de problema ou mesmo de
uma fase do estudo (Roy, 1985) em que se busca a comparação entre ações.
Segundo Roy (1985), a problemática de escolha
α é a mais clássica. Ela consiste
em formular o problema em termos de uma única “melhor escolha”. Essa
problemática prepara uma forma de prescrição ou de simples participação, seja
com o objetivo de indicar com o máximo de precisão e de rigor uma decisão a
ser preconizada, seja para propor a adoção de uma metodologia fundamentada
sobre um procedimento de seleção (de uma melhor escolha) conveniente a uma
eventual utilização repetitiva ou automatizada.
42
A problemática α pode ser utilizada em diversas situações, como, por exemplo, a
escolha de um local apropriado para instalação de um empreendimento, tendo
várias possibilidades de localização
Na problemática
β, é estabelecido o processo de alocação, ou seja, há o
enquadramento de ações em categorias previamente definidas, a partir do valor
intrínseco de cada ação em particular. Não há, desse modo, comparação das
ações em estudo entre si, como acontece no caso da problemática
α (Roy, 1985
e Yu e Roy, 1992, Generino, 1999).
O termo “ação” é utilizado para designar aquilo que é objeto da decisão. Uma
ação pode ser, segundo o problema, um projeto de investimento, um candidato
para um local de trabalho, uma demanda de crédito, um produto novo que deve
ser lançado, etc.
A problemática
γ consiste em formular o problema em termos de classificação
das ações, ou seja, ela discrimina as ações que são “suficientemente
satisfatórias” em função de um modelo de preferências. Essa problemática indica
uma ordem parcial ou completa, reagrupando as ações julgadas equivalentes
(Roy, 1985). A lista de aprovados em um concurso enquadra-se nessa categoria.
A problemática
δ propõe descrever as ações ou suas conseqüências quantitativas
ou qualitativas, de modo sistemático e formalizado, sem identificar melhor ou
melhores ações e sem classificar essas ações em categorias (Roy, 1985).
Relativamente a uma fase do estudo, a problemática adotada pode corresponder
a uma das quatro problemáticas de referência descritas, a uma combinação das
problemáticas
α, β e γ, sendo utilizadas em seqüência duas ou mais entre elas,
ou, finalmente, a uma problemática mista (Roy, 1985).
A distinção entre a problemática da triagem (
β), da escolha (α) ou da
classificação (
γ) reside, essencialmente, no fato de que, para essas duas últimas,
é-se levado a comparar as ações entre elas, a fim de estabelecer um sub-
conjunto de ações o mais restrito possível ou dividir o conjunto de ações em
classes de equivalência para depois ordenar essas classes de preferências. Ao
43
contrário, ao se optar pela problemática da triagem (β), há somente interesse
pelo valor intrínseco da ação em análise, uma vez que esse valor determina a
alocação dessa ação em uma das categorias que foram previamente definidas
(Yu e Roy, 1992).
A tabela 3.2 traz um resumo dos objetivos e dos resultados a serem obtidos a
partir da adoção de uma das quatro problemáticas de referência descritas.
Tabela 3.2 – Problemáticas Decisórias de Referência
Fonte: Roy (1985)
Problemática Objetivos Resultados
α
Auxiliar a decisão por meio da escolha de
um subconjunto tão restrito quanto
possível, tendo em vista a escolha final
de uma única ação, este subconjunto
contendo as melhores ações ou, como
definição, as ações “satisfatórias”.
Uma escolha ou um
procedimento de
seleção
β
Auxiliar a decisão por meio de uma
triagem resultante de uma alocação das
ações a categorias definidas a priori.
Uma triagem ou um
procedimento de
alocação
γ
Auxiliar a decisão por meio de um arranjo
obtido por meio do reagrupamento de
todas ou parte das ações em classes de
equivalência, sendo estas ordenadas de
maneira completa ou parcial, de acordo
com as preferências.
Um reagrupamento
ou um procedimento
de classificação
δ
Auxiliar a decisão por meio de uma
descrição, utilizando linguagem
apropriada, das ações e de suas
conseqüências.
Uma descrição ou um
procedimento
cognitivo
44
Em um problema com múltiplos objetivos, pode existir um conjunto de soluções
que satisfaz, de formas diferentes, os diferentes objetivos envolvidos na análise.
Essas soluções constituem o conjunto Pareto ótimo ou o conjunto das soluções
não-inferiores, no qual só é possível uma melhora em relação a um objetivo,
com uma piora em relação a outro objetivo. Ou seja, o conjunto não-inferior é o
máximo que se pode conseguir em um problema com objetivos conflitantes
(Braga e Gobetti, 1997).
Segundo Cohon e Marks (1975), as técnicas de análise multiobjetivo podem ser
divididas da seguinte maneira, em função da interação entre decisor e analista:
Técnicas que geram o conjunto das soluções não-dominadas, nas quais
não são consideradas no processo as preferências do agente decisor,
tratando-se somente com as restrições físicas dos problemas. Estas
técnicas incluem os denominados métodos das ponderações, das
restrições e multiobjetivo linear;
Técnicas que utilizam uma articulação antecipada das preferências, nas
quais a opinião do agente decisor a respeito das trocas possíveis entre
objetos e dos valores relativos desses, é definida em uma fase anterior à
resolução do problema. Alguns exemplos dessas técnicas são os métodos
ELECTRE, da função utilidade multidimensional, da programação por
metas e da matriz de prioridades;
Técnicas que utilizam uma articulação progressiva das preferências, nas
quais há uma interação entre o analista e o agente decisor durante todo
processo de tomada de decisão. Entre essas técnicas encontram-se os
métodos do passo e da programação de compromisso (Compromise
Programming) (Braga e Gobetti, 1997).
Uma classificação mais recente, concebida por Pomerol e Barba-Romero (2000),
leva em consideração diversos aspectos práticos: o uso ou não de métodos de
informação progressiva, o uso de funções de utilidade ordinais ou cardinais, o
número de alternativas ou critérios que o método é capaz de gerenciar, o papel
da compensação entre critérios e entre pesos, além dos objetivos dos métodos.
Dessa forma, esses autores optaram por agrupar os métodos de acordo com
suas estruturas teóricas intrínsecas.
45
Métodos de Pesos e problemas associados, entre eles pode-se citar o
Método da Entropia (Zeleny, 1982), os Métodos de Avaliação Direta como
a Classificação Simples, a Avaliação Cardinal Simples e o Método das
Comparações Sucessivas; e os Métodos de comparação de alternativas;
Métodos Multicritérios Ordinais, entre os quais pode-se citar o Método
de Borda, o Método de Condorcet, o Método de Bowman e Colantoni e os
Métodos Lexicográficos;
Métodos de Função Utilidade Aditiva e métodos associados, em que
se pode citar o Método UTA (UTilité Additive);
Métodos de Desclassificação, entre os quais se destacam os Métodos
da família ELECTRE e o Método PROMETHEE;
Métodos que envolvem distâncias de uma alternativa ideal, entre os
quais se destaca o Método da Programação de Compromisso
(“Compromise Programming”).
A escolha de um ou de outro método multicritério é dependente do problema a
ser analisado, da familiaridade do analista por determinado método e da
existência dos recursos necessários para sua execução (Generino e Cordeiro
Netto, 1997).
Rogers e Bruen (1995) examinaram um grande número de métodos de auxílio à
decisão para o uso, principalmente, com critérios ambientais e recomendaram os
Métodos de Desclassificação / Análise de Concordância como um conjunto de
técnicas muito adequadas para avaliação ambiental de complexos projetos de
engenharia civil (Rogers e Bruen, 1998).
São os seguintes, os elementos a serem considerados na utilização de um
método multicritério discreto:
Agente decisor: Pessoa ou grupo de indivíduos com a tarefa de tomar a
decisão. O termo “agente decisor” também pode se aplicar às pessoas com
a função de analisar algumas alternativas, mesmo que elas não tenham,
na realidade, a responsabilidade de decidir.
Analista: Pessoa que modela a situação em estudo e que vai fazer
quaisquer recomendações na escolha final. Ele não vai expressar suas
46
preferências pessoais, mas vai simplesmente considerar as preferências
dos agentes decisores e tratá-las da forma mais objetiva possível. Em
algumas situações, os analistas podem ser substituídos por programas de
computador, porém, como estes não são capazes de criar novos modelos,
mas apenas de trabalhar com modelos pré-definidos, a etapa inicial da
análise ficará a cargo do agente decisor.
Conjunto de Alternativas: Número finito de alternativas entre as quais
será tomada a decisão. Na prática, essas alternativas são projetos,
investimentos, planos, traçados, candidatos, produtos, etc.
Atributos e Critérios: Atributos são as características relacionadas às
alternativas, como, por exemplo: preço, qualidade, aparência e resistência
para um processo decisório envolvendo um produto. Quando uma certa
quantidade de informações sobre as preferências do agente decisor é
adicionada aos atributos, eles se tornam um critério, ou seja, um critério
expressa de certo modo as preferências do agente decisor sobre um dado
atributo. Os critérios podem ser classificados em critérios quantitativos e
critérios qualitativos.
Matriz de decisão ou matriz pay-off ou tabela de desempenho ou
matriz de conseqüências: É a matriz que apresenta o desempenho de
cada alternativa em relação aos atributos considerados. Na matriz a
ij
, cada
linha expressa o desempenho da alternativa i em relação aos n atributos
considerados e cada coluna j expressa as avaliações de todas as
alternativas consideradas em relação ao atributo j.
Trade-off: Indica o quanto o agente decisor está disposto a ceder em um
critério para obter algo em troca em relação a outro critério.
Segundo Yu e Roy (1992), em análise multicritério, três abordagens operacionais
(modos de proceder) são possíveis quando se está confrontado a um problema
para o qual se deve estabelecer uma prescrição ou uma recomendação:
Abordagem do Critério Único de Síntese: Utilizada quando os critérios
são muito homogêneos e quando se aceita uma compensação total dos
47
desempenhos dos critérios e construir uma só função critério capaz de
sintetizar todos os aspectos do problema. É o caso de uma análise
econômico-financeira, em que todos os critérios são expressos em
unidades monetárias.
Abordagem de Desclassificação de Síntese: Apóia-se, diretamente,
sobre o conceito de família coerente de critérios, renunciando, a priori, a
uma compensação total entre desempenhos dos critérios.
Abordagem Interativa: Consiste em estabelecer uma prescrição do
problema a partir de uma seqüência de questões-resposta, de modo
interativo. O processo acaba quando o decisor está satisfeito com o
resultado obtido na última proposta do procedimento.
3.4.1 Métodos de Desclassificação
São métodos baseados na comparação de pares de alternativas
sistematicamente, critério por critério.
Segundo Rogers e Bruen (1998), os métodos de desclassificação facilitam a
comparação entre alternativas atribuindo, inicialmente, pesos aos critérios de
decisão, e, em seguida, variando esses pesos como parte de uma análise de
sensibilidade, se seu valor exato não é conhecido.
Após a fase de comparações, são calculados os coeficientes de concordância
c
ik
(a,b) associados a cada par de alternativas (a, b), em que c
ik
é definido como
um indicador da agregação dos critérios para os quais a é melhor ou equivalente
a b. Calculando c
ik
para todos os pares de alternativas, pode-se formar uma
denominada Matriz de Concordância. Essa matriz pode ser usada de várias
formas, dependendo do método em questão. Nos métodos ditos de concordância,
a matriz é praticamente a única informação usada para realizar a ordenação das
alternativas.
Os métodos de desclassificação utilizam o conceito de concordância sendo
complementados pela noção de discordância. De acordo com a idéia original de
Condorcet, quando a alternativa a for pelo menos tão boa quanto a alternativa b
para a maioria dos critérios considerados e não existindo critério algum para o
48
qual a seja substancialmente pior que b, pode-se, seguramente, afirmar que a
desclassifica b, ou a S b (Pomerol e Barba-Romero, 2000).
Para facilitar a discussão sobre os métodos de desclassificação, faz-se necessário
assumir algumas hipóteses simplificadoras e proceder à definição de alguns
conceitos básicos.
Será considerado que o sentido de preferência para todos os critérios é
crescente, ou seja, quanto maior melhor. Considera-se, também, que, salvo
indicação em contrário, g
j
(a) > g
j
(b), ou seja, o valor do critério j para a ação a
é maior que para a ação b.
Para cada um dos critérios g = 1, 2, ... j... n considerados, serão definidos os
limiares p
g
, q
g
e v
g
sendo p
g
o limiar de preferência estrita, q
g
o limiar de
indiferença e v
g
o limiar de veto, assumindo que 0 ≤ q
g
≤ p
g
≤ v
g
.
Quando p
g
e q
g
são ambos nulos, o critério é chamado de verdadeiro, ou seja há
completa transitividade entre ações (a é melhor que b). Quando p
g
e q
g
são
ambos não-nulos, o critério passa a ser chamado de “pseudocritério”, uma vez
que permite que possam ocorrer outros tipos de relações de preferência entre
ações (Roy, 1985). Se p
g
é igual a q
g
, g é considerado um “quase-critério” e se
q
g
é nulo, g é considerado um “pré-critério”
O limiar v
g
indica o nível a partir do qual uma ação a é tão melhor que uma ação
b sob um determinado critério que, mesmo considerando todos os outros
critérios, b nunca poderá ser considerada globalmente melhor que a.
Esses limiares são utilizados para comparar as avaliações g(a) e g(b) das
alternativas a e b em relação ao critério g, da seguinte forma:
Se g(a) – g(b) ≤ q
g
Ö
a I
g
b, ou seja, a alternativa a é indiferente à
alternativa b em relação ao critério g.
Se q
g
< g(a) - g(b) ≤ p
g
Ö
a Q
g
b, ou seja, o ganho da alternativa a em
relação à alternativa b supera o limiar de indiferença, porém não supera o
49
limiar de preferência. Nesse caso, a alternativa a é considerada fracamente
preferível à alternativa b.
Se p
g
< g(a) – g(b) ≤ v
g
Ö
a P
g
b, ou seja, o ganho da alternativa a em
relação a alternativa b supera o limiar de preferência, porém não supera o
limiar de veto. Nesse caso, a alternativa a é considerada fortemente
preferível à alternativa b.
Se g(a) – g(b) ≥ v
g
Ö
a V
g
b, ou seja, o ganho da alternativa a em relação
à alternativa b supera o limiar de veto. Nesse caso, considera-se que “a é
tão melhor que b, que b nunca pode ser globalmente melhor que a”.
Conclui-se que quando a Q
g
b, a P
g
b e a V
g
b, a é preferível a b (a > b).
Quando, a> b ou a I
g
b, diz-se que “a desclassifica b” (representa-se a S
g
b),
conforme ilustrado na figura 3.5.
Figura 3.5 – Representação das relações de preferência entre as ações a e b a
partir de um pseudocritério g(b) de sentido crescente de preferência.
Fontes: Generino (1999), Barba-Romero (2000) e Brostel (2002).
Segundo Yu e Roy (1992), atribuir um valor numérico a cada um dos limiares é
um problema delicado. Quando se adota uma atitude construtivista para elaborar
um estudo de auxílio à decisão, essa atitude repousa mais sobre considerações
de bom senso do que sobre a procura de um valor “exato”.
g(a)
g(a)+q
g(a)+p g(a)+v
g(a)-qg(a)-pg(a)-v
a I
g
b b
Q
g
a
b P
g
a b V
g
a
a
Q
g
ba P
g
ba V
g
b
g
(b)
a I
g
b
a < ba > b
a S
g
b b S
g
a
50
Fixar valores para os limiares envolve uma contribuição subjetiva, bastante
significativa, por parte do agente decisor. Segundo Rogers e Bruen (1998), em
um processo como uma avaliação de impacto ambiental, o uso dos métodos
ELECTRE como auxílio à seleção de opções pode ser considerado inconveniente
caso a definição dos limiares seja baseada em um alto grau de subjetividade.
Dessa forma, recomenda-se utilizar uma análise de robustez, por meio da qual
avalia-se o impacto das variações dos diferentes parâmetros sobre as conclusões
obtidas, com o objetivo de se fazer ressaltar os valores que são robustos e
aqueles que são frágeis (Yu e Roy, 1992).
Mousseau e Slowinski (1998) definem que os limiares p
g
e q
g
se constituem em
parâmetros que revelam, para cada critério, uma informação sobre as
preferências, levando em conta a natureza imprecisa das avaliações g(a). O
limiar q
g
especifica a maior diferença g(a)–g(b) que preserva a indiferença
entre a ação a e a ação de referência b sob o critério g. O limiar p
g
representa a
menor diferença g(a)–g(b) compatível com a preferência em favor da ação a
sob o critério g. Em um nível compreensível das preferências, de modo a validar
a assertiva a S
g
b ou (b S
g
a), duas condições devem ser verificadas:
Concordância: para uma desclassificação a S
g
b ou (b S
g
a) ser aceita, uma
“suficiente” maioria de critérios deve estar a favor dessa assertiva;
Não-discordância: quando a condição de concordância é mantida, nenhum
dos critérios em minoria deve se opor à assertiva a S
g
b ou (b S
g
a) de
modo incisivo.
Dois tipos de parâmetros de preferência entre critérios intervêm na construção
da relação de desclassificação S
g
:
O conjunto de coeficientes de peso é usado no teste de concordância quando
está sendo computada a importância relativa do conjunto dos critérios que
estão a favor de assertiva a S
g
b.
51
O conjunto de limiares de veto é usado no teste de discordância. O limiar v
g
representa a menor diferença g(b) – g(a) incompatível com a assertiva a
S
g
b.
As Diretrizes Européias sobre Avaliação de Impacto Ambiental (Conselho das
Comunidades Européias, 1985), definindo os impactos ambientais sobre os seres
humanos como a mais importante dimensão em uma avaliação de impacto
ambiental (AIA), enfatiza a centralidade do indivíduo e sua percepção dos efeitos
desses impactos no processo de avaliação. Nesse contexto, as percepções
humanas têm um importante papel nas definições dos limiares p
g
e q
g
para
utilização em uma AIA. No caso do limiar q
g
, ele pode ser definido como o ponto
no qual uma opção é mensuravelmente distingüível de outra, assumindo-se que
os seres humanos podem perceber essa diferença, e, no caso do limiar p
g
, ele
deve definir o ponto no qual uma determinada opção é percebida para ser
claramente preferível às outras (Rogers e Bruen, 1998).
Segundo Rogers e Bruen (1998), parece lógico que os limiares p
g
e q
g
devem ser
definidos em termos mais amplos do que as simples imprecisões do modelo no
critério em questão, sendo que o nível de subjetividade/flexibilidade envolvido
nas suas estimativas não deve ser significante, de modo a evitar que suas
avaliações se tornem técnica e politicamente inconsistentes.
Segundo os mesmos autores, o valor de v
g
será determinado como sendo, pelo
menos, igual ao de p
g
, na situação pouco provável na qual o ponto onde a
diferença dos critérios se torna clara coincide com o ponto onde a diferença de
critérios é julgada extrema.
As relações entre os valores de v
g
e p
g
foram estudados por Roy et al. (1986),
da seguinte forma: quanto mais próximo v
g
estiver de p
g
, mais baixa será a
diferença entre as avaliações dos critérios na qual o veto é imposto; quanto mais
elevado v
g
estiver acima de p
g
, menos o limiar de veto vai afetar a relação global
de desclassificação de uma opção sobre outra. Dessa forma, v
g
pode ser
estabelecido com um elevado valor em relação a p
g
, para os critérios menos
importantes, e com um valor relativamente próximo a p
g
para aqueles
considerados mais importantes. Procedendo dessa forma, os autores permitiram
52
que o limiar de veto se tornasse um fator crítico apenas para os critérios mais
importantes da análise.
3.4.1.1 As Várias Versões do Método ELECTRE
O método ELECTRE (do francês ELimination Et Choix Traduisant la REalité)
surgiu na Europa onde é muito difundido e utilizado. Desde o advento da versão
original, ELECTRE I (Roy, 1968), outras versões se sucederam, conforme
apresentado na Tabela 3.3
Tabela 3.3 – As várias versões do ELECTRE
Fonte: Pomerol e Barba-Romero (2000)
Versão do
ELECTRE
Primeira referência Tipo de
critério
Utiliza
pesos?
Tipo de
problema
I Roy (1968ª) Simples Sim
Seleção (α)
II Roy e Bertier (1973) Simples Sim
Classificação (γ)
III Roy (1978) Pseudo Sim Classificação (γ)
IV Roy e Hugonnard
(1982)
Pseudo Não Classificação (γ)
IS Roy e Skalka (1985) Pseudo Sim Alocação (β)
Os pesos mencionados na referida tabela devem ser entendidos como uma
medida da importância que o agente decisor atribui a cada critério ao invés de
uma fração que possibilita que valores associados a cada critério sejam
agregados em um valor global como a soma, em um simples método de pesos.
53
Isso se aplica a todos os métodos ELECTRE, para os quais não há compensação
sistemática entre os critérios, como para o método de peso padrão. O ELECTRE
IV é o único método da família que não usa pesos. As versões I e TRI da família
ELECTRE produzem uma relação global de desclassificação definida sobre as
alternativas, sendo a relação representada por um gráfico orientado. A relação
depende do limiar de preferência definido pelo agente decisor. A informação
necessária para fazer a seleção pode ser extraída dessa relação de
desclassificação. As outras versões do ELECTRE fornecem uma pré-ordenação
das alternativas (Pomerol e Barba-Romero, 2000).
Os métodos da família ELECTRE, a exemplo do método ELECTRE III, são
convenientes para a escolha entre alternativas de projetos com base em critérios
ambientais (Rogers e Bruen, 1998).
Porém, ainda hoje, existe um elevado grau de subjetividade envolvendo a
determinação dos limiares de indiferença, preferência e veto, os quais são
expressos em termos do erro/incerteza associada à avaliação de cada critério
sob exame minucioso (Rogers e Bruen, 1998).
3.4.1.2 O Método ELECTRE TRI
O método ELECTRE TRI, elaborado por B. Roy e W. Yu, é um método
multicritério baseado na abordagem de desclassificação de síntese. Ele foi
especialmente concebido para tratar dos problemas de triagem, ou seja,
enquadra-se na problemática decisória de referência
β.
O objetivo da triagem é examinar cada ação relativamente a normas pré-
definidas, com o objetivo de alocar a ação a uma categoria apropriada.
O método ELECTRE TRI trata unicamente do caso onde as categorias estão
ordenadas de forma hierárquica e se apóia em modelos de preferência
explicitados, sendo estes fundamentados na comparação de cada ação com as
normas pré-estabelecidas, e não, no valor relativo dessa ação com relação às
outras ações.
Partindo de um conjunto finito de ações avaliadas a partir de uma família de
critérios, quantitativos ou qualitativos e de um conjunto de categorias
54
correspondendo a recomendações pré-definidas, o método ELECTRE TRI propõe,
a seus utilizadores, dois procedimentos diferentes que permitem alocar todas as
ações a essas categorias. Contrariamente a certos modelos clássicos, esses dois
procedimentos recusam a possibilidade de compensação total entre os
desempenhos de uma ação segundo os diferentes critérios. Os dois
procedimentos diferem entre si pelo comportamento (um é pessimista e o outro
é otimista), relativo à situação de incomparabilidade (Yu e Roy, 1992).
Segundo Yu e Roy (1992), cinco exigências devem ser impostas para todos os
bons procedimentos de alocação:
1. Toda ação deve ser alocada a uma e somente uma categoria;
2. A alocação de uma ação não depende da alocação das outras ações;
3. A alocação das ações às categorias deve estar conforme a concepção das
ações de referência;
4. Quando duas ações se comparam de maneira idêntica com as ações de
referência, logo elas devem ser alocadas à mesma categoria;
5. Se a ação a domina a ação b, ou seja, para todo critério j, g
j
(a)
≥
g
j
(b), logo
a deve ser alocada a uma categoria superior ou igual àquela de b.
Da mesma forma, para que as categorias sejam bem discriminadas, umas em
relação às outras, existe a condição segundo a qual nenhuma ação pode ser
indiferente a mais de uma ação de referência.
Para se utilizar esse método, define-se, a priori, o conjunto de critérios G = {g
1
,
g
2
, g
3
, g
4
, ..., g
m
}. As categorias C
1
, C
2
, C
3
, C
4
,..., C
h
, são concebidas e
identificadas por meio de um conjunto de ações de referência (ações fictícias) R
= {r
1
, r
2
, r
3
, r
4
, ..., r
h+1
}, sendo que cada categoria é estabelecida em função
de duas ações de referência: a de referência alta (r
i+1
) e a de referência baixa
(r
i
). As ações de referência são definidas a partir de seus desempenhos em
relação aos diversos critérios e formarão um perfil de referência. As categorias
são apresentadas de forma ordenada, partindo da pior para a melhor categoria
(Brostel, 2002).
55
Segundo Yu e Roy (1992), a primeira etapa do ELECTRE TRI consiste em
estabelecer uma relação de desclassificação entre as ações a alocar e as ações
de referência. As condições prévias para estabelecer essas relações são as
seguintes:
A família de critérios é uma família de pseudocritérios;
O quadro de desempenhos das ações, em que é apresentado o desempenho
de cada ação em relação a todo conjunto de critérios de avaliação G já está
construído;
O conjunto de ações de referência está definido. Para cada ação de
referência b, são conhecidos os seus limiares de indiferença, de preferência
e de veto para cada critério g
j
considerado;
A importância relativa dos critérios está expressa na forma de pesos de
critérios k = (k
1
, k
2
, ...., k
n
) onde k
j
>0, ∀ j;
Um nível de corte (λ) compreendido entre 0,5 e 1,0 deve ser fixado.
De acordo com Mousseau e Slowinski (1998), na construção de critérios ordinais
devem ser levadas em conta diversas dimensões relacionadas a aspectos
específicos da decisão, sendo normalmente difícil definir diretamente um índice
satisfatório que meça o desempenho de alternativas relativamente a esse
critério. Uma forma de superar essa dificuldade é se proceder como segue:
Definir, para o critério considerado, uma escala ordinal, composta por
diversos níveis de impactos usando termos lingüísticos;
Especificar diversos protótipos de alternativas que se enquadrem nesses
níveis de impacto;
Considerar os níveis de impacto como “categorias” e os protótipos como
exemplos de alocação e inferir o modelo ELECTRE TRI correspondente
usando o enfoque proposto;
Usar esse modelo ELECTRE TRI para avaliar qualquer outra alternativa no
critério considerado.
O método ELECTRE TRI utiliza dois diferentes procedimentos de alocação. Os
dois procedimentos se baseiam na comparação sistemática das ações a serem
alocadas com as ações de referências. A diferença que existe entre os dois
procedimentos é a seguinte:
56
ELECTRE TRI Pessimista: Considera que para poder alocar uma ação a
uma categoria é necessário que todos desempenhos da ação, avaliados a
partir de uma família de critérios, ultrapassem a fronteira baixa da categoria
em questão. Esse procedimento deve ser aplicado aos problemas nos quais
uma prática de prudência se impõe ou nos problemas em que os recursos
disponíveis são bastante limitados.
ELECTRE TRI Otimista: Considera que para poder alocar uma ação a uma
categoria, desempenho algum da ação, avaliado a partir de uma família de
critérios, deve ultrapassar a fronteira alta da categoria em questão. Esse
procedimento pode ser aplicado aos problemas nos quais se favorecem mais
ou menos as ações que têm atrativos particulares ou qualidades
excepcionais.
Comparando-se os dois procedimentos, constata-se que ELECTRE TRI Pessimista
objetiva alocar as ações nas categorias mais baixas possíveis, enquanto que
ELECTRE TRI Otimista procura alocar as ações nas categorias mais altas
possíveis (Yu e Roy, 1992).
O método ELECTRE TRI adota o denominado procedimento de agregação
multicritério (PAMC) para comparar as ações em duas etapas. Na primeira etapa,
são comparadas duas ações, critério por critério, com o objetivo de obter um
julgamento de preferência parcial sobre as ações. Na segunda etapa, um
mecanismo de agregação é considerado para estabelecer o julgamento de
preferência global sobre as ações (Yu e Roy, 1992).
O método ELECTRE TRI, constrói um índice σ
s
(a, b) que representa o grau de
credibilidade da assertiva a S
g
b, sendo a uma dada ação e b uma ação de
referência. A assertiva a S
g
b, é considerada válida se σ
s
(a, b) ≥λ, onde λ é o
nível de corte definido anteriormente (Mousseau e Slowinski, 1998).
Cabe ressaltar que quanto mais elevado é o nível de corte, mais a relação de
desclassificação é pobre, aumentando a ocorrência de relações de
incomparabilidade nos resultados da comparação (Yu e Roy, 1992).
A determinação de σ
s
(a, b) observa os seguintes passos:
57
a. Cálculo dos índices de concordância parciais
O índice de concordância parcial, em relação ao critério j, c
j
(a,b), indica em que
medida pode-se afirmar que a ação a é, no mínimo, tão boa quanto a ação de
referência b.
Da mesma forma, c
j
(b,a), indica em que medida pode-se afirmar que a ação de
referência b é, no mínimo, tão boa quanto a ação a.
Considerando-se que o sentido de preferência sobre o critério é crescente, o
índice de concordância parcial c
j
(a,b), pode ser calculado da seguinte forma:
c
j
(a,b) = 0, se g
j
(b) – g
j
(a) ≥ p
j
(b);
c
j
(a,b) = 1, se g
j
(b) – g
j
(a) < q
j
(b); e,
se g
j
(b) – p
j
(b) < g
j
(a)
≤
g
j
(b) – q
j
(b)
Caso o sentido de preferência sobre o critério seja decrescente, o índice de
concordância parcial c
j
(a,b) pode ser calculado da seguinte maneira:
c
j
(a,b) = 0, se g
j
(a) – g
j
(b) ≥ p
j
(b);
c
j
(a,b) = 1, se g
j
(a) – g
j
(b) < q
j
(b); e,
[
]
)()(
)()()(
),(
bqbp
agbgbp
bac
jj
jjj
j
−
−−
=
[
]
)()(
)()()(
),(
bqbp
agbgbp
bac
jj
jjj
j
−
−
−
=
(
E
q
. 3.3
)
(
E
q
. 3.1
)
(
E
q
. 3.2
)
(
E
q
. 3.4
)
(
E
q
. 3.5
)
(
E
q
. 3.6
)
58
se g
j
(b) + q
j
(b)
≤
g
j
(a) < g
j
(b) + p
j
(b)
Nos dois casos, o índice de concordância parcial c
j
(b,a) pode ser calculado de
maneira análoga.
b. Cálculo dos índices de concordância globais
A partir dos índices de concordância parciais, são calculados os índices de
concordância globais C (a,b) e C (b,a), que exprimem em que medida as
avaliações de a e b, sob todos os critérios, estão de acordo com as proposições,
a desclassifica b e b desclassifica a, respectivamente.
c. Cálculo dos índices de discordância
Os índices de discordância D
j
(a,b) e D
j
(b,a) exprimem em que medida o
critério j se opõe às proposições “a ação a é, no mínimo, tão boa quanto a ação
de referência b” e “a ação de referência b é, no mínimo, tão boa quanto a ação
a”, respectivamente.
Considerando que o sentido de preferência do critério é crescente, os índices de
discordância D
j
(a,b) e D
j
(b,a) podem ser calculados da seguinte maneira:
D
j
(a,b) = 0, se g
j
(b) – g
j
(a) < p
j
(b);
∑
∑
=
=
×
=
n
j
j
n
j
jj
k
back
baC
1
1
),(
),(
∑
∑
=
=
×
=
n
j
j
n
j
jj
k
abck
abC
1
1
),(
),(
(
E
q
. 3.7
)
(
E
q
. 3.8
)
(
E
q
. 3.9
)
59
D
j
(a,b) = 1, se g
j
(b) – g
j
(a)
≥
v
j
(b); e,
se g
j
(b) – p
j
(b) < g
j
(a)
≤
g
j
(b) – q
j
(b)
e
D
j
(b,a) = 0, se g
j
(a) – g
j
(b)
≤
p
j
(b);
D
j
(b,a) = 1, se g
j
(a) – g
j
(b) > v
j
(b); e,
se g
j
(b) + p
j
(b) < g
j
(a)
≤
g
j
(b) + v
j
(b)
Caso o sentido de preferência do critério seja decrescente, os índices de
discordância D
j
(a,b) e D
j
(b,a) podem ser calculados da seguinte maneira:
D
j
(a,b) = 0, se g
j
(a) – g
j
(b)
≤
p
j
(b);
D
j
(a,b) = 1, se g
j
(a) – g
j
(b) > v
j
(b); e,
)()(
)()()(
),(
bpbv
bpagbg
baD
jj
jjj
j
−
−−
=
)()(
)()()(
),(
bpbv
bpbgag
abD
jj
jjj
j
−
−−
=
)()(
)()()(
),(
bpbv
bpbgag
baD
jj
jjj
j
−
−−
=
(
E
q
. 3.10
)
(
E
q
. 3.11
)
(
E
q
. 3.12
)
(
E
q
. 3.13
)
(
E
q
. 3.14
)
(
E
q
. 3.15
)
(
E
q
. 3.16
)
(
E
q
. 3.17
)
60
se g
j
(b) + p
j
(b) < g
j
(a)
≤
g
j
(b) + v
j
(b)
e
D
j
(b,a) = 0, se g
j
(b) – g
j
(a) < p
j
(b);
D
j
(b,a) = 1, se g
j
(b) – g
j
(a)
≥
v
j
(b); e,
se g
j
(b) – p
j
(b) < g
j
(a)
≤
g
j
(b) – q
j
(b)
d. Cálculo dos graus de credibilidade
O grau de credibilidade
σ
s
(a,b) exprime em que medida se pode afirmar que a
ação a desclassifica a ação de referência b, os seja,
σ
s
(a,b) é o grau de
credibilidade da afirmação a S b, considerando os índices de concordância global
e de discordância.
Para que a afirmação “a desclassifica b” seja considerada verdadeira, o grau de
credibilidade
σ
s
(a,b) precisa, necessariamente, ter valor igual ou superior ao
nível de corte
λ, ou seja,
σ
s
(a,b) ≥ λ. Em outras palavras, o nível de corte (λ),
representa o menor valor assumido pelo decisor para o grau de credibilidade
σ
s
(a,b) (Yu e Roy, 1992; Mousseau e Slowinski, 1998 e Brostel, 2002).
Se
σ
s
(a,b)
≥
λ ⇒ a S b
Da mesma forma, o grau de credibilidade
σ
s
(b,a) exprime em que medida se
pode afirmar que a ação de referência b desclassifica a ação a.
)()(
)()()(
),(
bpbv
bpagbg
abD
jj
jjj
j
−
−−
=
(
E
q
. 3.18
)
(
E
q
. 3.19
)
(
E
q
. 3.20
)
61
O grau de credibilidade
σ
s
(a,b) pode ser definido considerando os seguintes
princípios:
σ
s
(a,b) = C (a,b), quando não há critérios discordantes ou quando os
índices de discordância são considerados insuficientes de forma relativa ao
valor de C (a,b).
σ
s
(a,b) = 0, quando um determinado critério j veta a afirmação de que a
ação a desclassifica a ação de referência b, ou seja, quando D
j
(a,b) = 1.
σ
s
(a,b) é variável quando, para um determinado critério j, o valor do índice
de discordância D
j
(a,b) se encontra entre o valor do índice de concordância
global C (a,b) e 1.
Pode-se concluir que o valor de
σ
s
(a,b) representa o valor de C (a,b)
enfraquecido pelos índices de discordância, quando esses índices são
suficientemente grandes (Yu e Roy, 1992).
Para o caso em que o valor do índice de discordância D
j
(a,b) se encontra entre
o valor do índice de concordância global C (a,b) e 1, para um dado conjunto de
critérios F, o valor de
σ
s
(a,b) pode ser calculado da seguinte forma:
O valor de
σ
s
(b,a) pode ser calculado de maneira análoga.
As quatro possíveis relações de desclassificação utilizadas pelo método ELECTRE
TRI, são:
a I b ⇒ Relação de indiferença (a é indiferente a b), ou seja, equivale a a S
b e b S a.
a > b ⇒ Relação de preferência (a é fraca ou fortemente preferível a b),
equivale a a S b e não b S a.
∏
∈
−
−
⋅=
Fj
j
s
baC
baD
baCba
),(1
),(1
),(),(
σ
(
E
q
. 3.21
)
62
b > a ⇒ Relação de preferência (b é fraca ou fortemente preferível a a),
equivale a b S a e não a S b.
a R b ⇒ Relação de incomparabilidade (a é incomparável a b), equivale a
não a S b e não b S a.
Comparando-se
σ
s
(a,b),
σ
s
(b,a) e λ, podem ser definidas as relações de
preferência entre a e b, da seguinte forma (Brostel, 2002):
Se
σ
s
(a,b) ≥ λ e
σ
s
(b,a) ≥ λ, então: a S b e b S a ⇒ a I b
Se
σ
s
(a,b) ≥ λ e
σ
s
(b,a) < λ, então: a S b e não b S a ⇒ a > b
Se
σ
s
(a,b) < λ e σ
s
(b,a) ≥ λ, então: não a S b e b S a ⇒ b > a
Se
σ
s
(a,b) < λ e
σ
s
(b,a) < λ, então: não a S b e não b S a ⇒ a R b
3.4.1.3 O Método PROMETHEE
O método PROMETHEE (Preference Ranking Organization METHod for
Enrichment Evaluations) é um método de desclassificação, sendo que sua
primeira referência foi publicada em 1984 (Brans et al. 1984).
Esse método tem sido usado com muita freqüência, especialmente para
problemas associados à localização de usinas hidrelétricas, de empreendimentos
em ambiente mais competitivo, de sítios para disposição de lixo, etc. Também
pode ser utilizado para análises financeiras. A principal vantagem desse método
é que ele é mais perfeitamente compreensível para o agente decisor, sendo
considerado também como um dos mais intuitivos entre os métodos multicritério
de apoio à decisão (Pomerol e Barba-Romero, 2000).
Do mesmo modo que o ELECTRE, o método PROMETHEE estabelece uma
estrutura de preferência entre alternativas discretas. Para cada critério, existe
uma função de preferência entre alternativas P(a,b), que deve ser maximizada.
Essa função, determinada separadamente para cada critério, indica a intensidade
de preferência de uma alternativa à outra, com o valor variando entre 0
(indiferença) e 1(preferência total) (Harada e Cordeiro Netto, 1999).
Para as alternativas a e b sendo analisadas sob o critério g, tem-se que:
P(a,b) = 0 , se g(a) ≤ g(b); e,
(
E
q
. 3.22
)
63
P(a,b) = p[g(a) – g(b)] , se g(a) > g(b).
Para a classificação das alternativas, o método define ainda o “índice de
preferência global” de a sobre b,
π(a,b) , para cada a, b ∈ X (sendo X o
conjunto total de alternativas). Assim, o índice
π(a,b) se torna uma medida da
preferência de a sobre b, em relação a todos os critérios. Com isso, a avaliação
de cada alternativa, a
∈ X, pode ser efetuada considerando-se a determinação
de dois outros valores: o “fluxo de importância positivo” ∅
+
(a) e o “fluxo de
importância negativo” ∅
-
(a).
A classificação das alternativas é feita considerando-se, para cada a
∈ X, o
“fluxo de importância líquido”: ∅ (a) = ∅
+
(a) - ∅
-
(a). A alternativa que alcançar
o maior valor de ∅ é considerada a favorita (Carneiro et al., 2000).
O método PROMETHEE I apresenta uma ordenação parcial das alternativas,
enquanto que a ordenação total é obtida com o método PROMETHEE II (Braga e
Gobetti, 1997; Harada e Cordeiro Netto, 1999; Pomerol e Barba-Romero, 2000;
Brostel, 2002).
3.4.2 Métodos que envolvem distâncias de uma alternativa ideal
O método da Programação de Compromisso define a distância das alternativas
que estão sendo analisadas a uma alternativa considerada ideal.
Nesse método, a solução de compromisso do problema é aquela que mais se
aproxima da “alternativa ideal”, identificada pelo emprego de uma medida
chamada “grau de proximidade”. Para medir o grau de proximidade é necessária
a determinação de dois vetores: o vetor “ideal” (F
*
), formado pelos melhores
valores do problema discreto e o vetor “não-ideal” (F
**
) formado pelos piores
valores (Carneiro et al., 2000).
O processo ocorre de forma iterativa, permitindo que o agente decisor modifique
a solução ideal ou os pesos estabelecidos até que se encontre uma solução
considerada satisfatória (Goicoechea et al., 1982 apud Brostel, 2002).
(
E
q
. 3.23
)
64
3.4.3 Escolha do método
No âmbito do Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos
Hídricos, já há uma certa experiência em desenvolvimentos metodológicos
relativos a abordagens multicritério, com resultados que podem ser julgados
satisfatórios. Entre os trabalhos produzidos, pode-se citar: Generino (1999);
Harada (1999) e Brostel (2002).
Generino (1999) propôs-se a avaliar a pertinência da utilização de um método
multicritério de auxílio à decisão, como base de um suporte metodológico
suscetível de ser utilizado na realização de auditorias ambientais obrigatórias em
estações de tratamento de esgotos (ETEs). Para tanto, utilizou diferentes
métodos multicritério e concluiu ser o ELECTRE TRI o mais adaptado à questão
da avaliação das auditorias, uma vez que, com a utilização desse método, foi
possível verificar, de forma expedita, se o desempenho ambiental das ETEs podia
ser considerado satisfatório.
Harada (1999) teve como objeto principal da pesquisa a formulação de um
suporte metodológico de auxílio à decisão, voltado para a busca de soluções de
esgotamento sanitário adequadas às condições especiais encontradas nos
condomínios irregulares do Distrito Federal. Para a obtenção dos resultados
foram utilizados os métodos “Compromise Programming”, ELECTRE III e
Promethee II. Os resultados obtidos permitiram concluir que a abordagem
multicritério tornou possível comparar alternativas bastante diferentes umas das
outras. Além do mais, quando se trata de uma abordagem onde estão envolvidos
diversos atores, como o caso do tema em questão, ficam claras as vantagens da
análise multicritério na definição de alternativas. Concluiu, também, que a
escolha do método multicritério é um fator menos importante, sendo o aspecto
realmente mais decisivo a escolha dos critérios e de toda estrutura de
preferências.
Brostel (2002) desenvolveu um modelo de avaliação de ETEs capaz de informar o
desempenho global dessas unidades, com base nos seus desempenhos segundo
as dimensões técnica, administrativa, financeira, ambiental e socioeconômica.
Para tanto, foram analisados os principais métodos de auxílio à decisão, visando
fundamentar o procedimento de avaliação de desempenho, onde se concluiu que,
65
dentre os métodos disponíveis, o método ELECTRE TRI mostrou-se o mais
adequado. Dessa forma, decidiu-se testar o método ELECTRE TRI para o
desenvolvimento do suporte metodológico, objeto desta dissertação.
4 METODOLOGIA DA PESQUISA
Para o desenvolvimento do trabalho, adotou-se a metodologia a seguir
apresentada, representada esquematicamente na figura 4.1.
O trabalho compreendeu cinco etapas: (i) pesquisa bibliográfica; (ii) identificação
de métodos multicritério adequados à avaliação de desempenho ambiental de
ETAs; (iii) estudo e detalhamento do caso de estudo – Estação de Tratamento de
Água do Rio Descoberto – ETA-RD1; (iv) desenvolvimento, adaptação e teste do
suporte metodológico na ETA-RD1 e nas ETAs Brasília (ETA-BS1), Pipiripau (ETA-
PI1) e Brazlândia (ETA-BZ1) para comparação dos resultados e validação do
suporte metodológico; (v) avaliação dos resultados.
A primeira etapa foi composta de pesquisa bibliográfica, que contemplou três
temas principais: (a) efeitos ambientais de ETAs; (b) indicadores de desempenho
ambiental; e (c) métodos multicritério adaptados à avaliação global de
desempenho ambiental de empreendimentos.
No primeiro tema pesquisado, foram estudados os tipos existentes e usuais de
tratamento de água para consumo humano e os possíveis impactos ambientais
que podem ser causados ao longo do tratamento e em função do uso dos
diferentes insumos (produtos químicos, energia, etc.). No segundo tema, foi
estudada a evolução do processo de avaliação de desempenho ambiental de
empreendimentos, com análise de objetivos ambientais e de indicadores de
desempenho. No terceiro tema de pesquisa bibliográfica, foram estudados os
métodos multicritério passíveis de serem utilizados para avaliações ambientais
de ETAs. Além dos três temas principais, foi também realizada pesquisa
bibliográfica sobre o histórico do comprometimento corporativo à gestão
ambiental, com o objetivo de se avaliar a evolução da questão ambiental no
Brasil e no mundo.
66
Na segunda etapa da pesquisa, foi definido o método multicritério a ser utilizado
como base para desenvolvimento do suporte metodológico de avaliação, ou seja,
aquele método que foi identificado como o mais adequado para o tema da
dissertação, o ELECTRE TRI.
Paralelamente à segunda etapa, foram realizados trabalhos de campo para
avaliação do Caso de Estudo, a Estação de Tratamento de Água do Rio
Descoberto – ETA-RD1, incluindo suas especificidades e seu Sistema de Gestão
Ambiental, bem como dos demais Estudos de Caso, as Estações de Tratamento
de Água de Brasília (ETA-BS1), Pipiripau (ETA-PI1) e Brazlândia (ETA-BZ1).
Entendendo-se caso de estudo como sendo uma referência suscetível de
inspiração que fundamentou o desenvolvimento metodológico proposto. Os
estudos de caso possibilitam, por outro lado, proceder à verificação sobre a
pertinência da metodologia desenvolvida.
Cabe ressaltar que as três ETAs utilizadas como Estudo de Caso, possuem
características bem distintas da ETA-RD1 no que diz respeito aos seus portes,
tipos de tratamento adotados, contextos tecnológicos e contextos ambientais em
que se inserem.
Na quarta etapa, foi desenvolvido o suporte metodológico por meio de
desenvolvimentos e adaptações do método identificado na segunda etapa, de
modo a permitir sua aplicação ao caso de estudo.
Para se proceder a essa fase e aos testes subseqüentes, foi necessário constituir
um painel de especialistas para discussão dos critérios a serem selecionados,
definição de níveis de importância (pesos) e de faixas de referência relativas a
esses critérios.
Na quinta e última etapa, os resultados obtidos no teste de utilização na ETA
Descoberto foram avaliados com a ajuda do grupo de especialistas. Foi então
realizada a avaliação do desempenho ambiental dos estudos de caso, ETA-BS1,
ETA-PI1 e ETA-BZ1, utilizando-se o suporte metodológico desenvolvido com o
objetivo de comparação com os resultados obtidos para a ETA-RD1 e
conseqüente validação do referido suporte.
67
Figura 4.1 – Representação Esquemática da Metodologia utilizada
Pesquisa Bibliográfica
1) Efeitos Ambientais de ETAs
2) Indicadores de Desempenho
Ambiental
3) Descrição dos Métodos
Multicritério
Identificação de
Problemas Ambientais e
Indicadores
Relacionados a ETAs
Identificação de
Metodologias
Multicritério passíveis de
serem utilizadas
Avaliação do Caso de
Estudo - ETA/RD
Desenvolvimento do suporte
metodológico para avaliação de
desempenho ambiental de ETAs
Aplicação do suporte
metodológico ao caso de estudo
e aos estudos de caso
Avaliação dos resultados
com auxílio dos
especialistas
Resultados
satisfatórios?
Conclusão da
dissertação
Sim
Reavaliação
da
metodologia
Não
Início do
Trabalho
Definição de parâmetros,
critério e ações de referência
com auxílio dos especialistas
68
Tão logo os resultados obtidos foram considerados satisfatórios, a redação da
dissertação pôde ser concluída.
É importante ressaltar que o suporte metodológico desenvolvido nesta pesquisa
é adequado para avaliações que envolvam impactos ambientais relacionados à
fase de operação das ETAs, sendo inadequado para os impactos causados por
situações emergenciais, falhas de projeto e das fases de projeto e construção.
5 DESCRIÇÃO DOS ESTUDOS DE CASO
O Sistema de Abastecimento de Água do Distrito Federal é composto por cinco
Sistemas:
Sistema Integrado Rio Descoberto;
Sistema Integrado Santa Maria/Torto;
Sistema Integrado Sobradinho/Planaltina;
Sistema Brazlândia, e;
Sistema São Sebastião.
Cada um dos sistemas possui uma ou mais Estações de Tratamento de Água,
exceto o Sistema São Sebastião que foi concebido com base em poços tubulares
profundos para captação da água bruta, sendo o tratamento realizado em oito
pontos de cloração onde é realizada a desinfecção da água produzida.
Nesta dissertação de mestrado serão utilizados dados de quatro ETAs do DF,
cada uma pertencente a um dos Sistemas de abastecimento, exceto o Sistema
São Sebastião.
O Caso de Estudo escolhido foi a ETA Rio Descoberto (ETA-RD1), sendo que a
ETA Brasília (ETA-BS1), a ETA Brazlândia (ETA-BZ1) e a ETA Pipiripau (ETA-PI1),
também terão seus respectivos desempenhos ambientais avaliados pelo Suporte
Metodológico proposto para fins de comparação com o resultado obtido para a
ETA-RD1 e conseqüente validação do modelo.
5.1 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DO RIO DESCOBERTO (ETA-
RD1) – SISTEMA INTEGRADO RIO DESCOBERTO
Segundo informações fornecidas pela CAESB, o Sistema Integrado Rio
Descoberto, com disponibilidade mínima de água de 5.348 l/s, contribuiu com
69
96% da produção do Sistema Rio Descoberto e 65% do total da água de
abastecimento produzida pela CAESB em 2001.
A Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto foi inaugurada em 7 de
Fevereiro de 1986 com capacidade de 4.000 l/s, operando com uma vazão média
de 2.380 l/s. Em dezembro de 1996, com a ampliação da Estação, a capacidade
aumentou para 6.000 l/s, operando com uma vazão média de 4.000 l/s,
abastecendo cerca de 66% da população do Distrito Federal. A sua produção
encontra-se, atualmente, em torno de 9.000.000 m
3
/mês de água tratada.
O lago do Rio Descoberto, responsável pelo abastecimento da Estação de
Tratamento de Água do Rio Descoberto (ETA – RD1), é formado por um
reservatório de 102,3 hm3 de capacidade e possui uma barragem de
concreto
com 265m de comprimento e 133m de altura.
A água bruta, proveniente do Lago Descoberto, chega na caixa de entrada de
água bruta através de 2 adutoras de 1,2 m de diâmetro cada. Nessa caixa, é
adicionada cal, para ajuste do pH de coagulação, e eventualmente, cloro para
pré-desinfecção, e controle de fitoplâncton ou zooplâncton.
A água passa por uma Calha Parshall, onde é realizada a medida da vazão e
adicionado sulfato de alumínio líquido (Al
2
(SO
4
)
3
como coagulante. Sua dosagem
varia de acordo com a qualidade da água bruta na faixa de 2,0 a 11,0 mg/l.
Em seguida, quando necessário, é adicionado polieletrólito como auxiliar de
floculação ou filtração. Essa adição é feita após a Calha Parshall, no canal de
água coagulada, antes da bifurcação do mesmo. As dosagens utilizadas variam
de 0,017 a 0,33 mg/l.
Depois da adição destes produtos químicos, a água é dividida para os
floculadores. O sistema de pré-floculação consiste de duas câmaras com
capacidade nominal de 3,0 m
3
/s cada uma. Cada câmara de pré-floculação é
composta de quatro compartimentos, onde se têm instalados dois agitadores
com gradientes de velocidade de 100 s
-1
e dois agitadores com gradientes de
velocidade de 50 s
-1
.
70
De forma a evitar “curtos-circuitos”, o fluxo de água, durante o percurso por
esses compartimentos, deverá obedecer a uma seqüência, através de entradas e
saídas alternadas.
Após sair dos floculadores, a água segue, por um canal, para duas baterias de
filtros, cada uma com sete filtros.
Dependendo da qualidade da água bruta, ela segue diretamente às duas baterias
de filtros, sem passar pelos floculadores.
É durante a filtração que ocorre a remoção das partículas já agregadas (flocos).
Esses flocos ficam retidos no leito filtrante, constituído por uma camada de
pedregulho com espessura de 0,525 m e uma camada de areia de 1,20 m.
Cada bateria de filtros tem a vazão de projeto de 3,0 m
3
/s, sendo a taxa média
de filtração de 370 m
3
/m
2
.dia (para a vazão nominal de projeto). Cada filtro tem
100 m
2
de área subdividida em duas câmaras de 50 m
2
cada.
A lavagem dos filtros é realizada, em média, a cada 18 a 24 horas, injetando-se
ar e água em contra-corrente. A cada lavagem é gasto um volume médio de
1.000 m
3
de água por filtro. O tempo de duração é de aproximadamente 5
minutos com o ar e 15 minutos com a água.
Cada filtro possui um turbidímetro controlando de forma contínua a qualidade da
água produzida.
Na saída de cada filtro, uma válvula borboleta é responsável pelo controle de
fluxo e pelo ajuste da carga hidráulica necessária.
Após a filtração, a água é recolhida em um canal de 4,80 x 1,10 m e
encaminhada para a Caixa de Efluente, de onde segue, por uma tubulação, para
o Tanque de Aplicação de Produtos Químicos (TAPQ).
O TAPQ é o local no qual é feita a adição de cloro para desinfecção final, ácido
fluossilícico para prevenção às cáries da população abastecida e cal para
correção final do pH.
71
A ETA-RD1 trabalha com cal virgem que é dosada e extinta em equipamentos
apropriados. O produto a ser utilizado no TAQP, nesta fase, e na caixa de
entrada de água bruta, no início do processo, é o leite de cal, produzido nos
extintores.
Existe uma linha, nesse tanque, para dosagem de amônia, quando necessário. O
uso da amônia seria necessário em virtude da utilização do cloro para a pré-
desinfecção, caso houvesse o transpasse de matéria orgânica na água bruta, pois
deste modo evitaria a formação de trihalometanos (produto cancerígeno). A
aplicação da amônia está prevista no TAQP logo após a correção final do pH, no
entanto, até o momento não foi necessária a sua utilização.
Do TAPQ a água vai para o reservatório M-Norte e é distribuída para o consumo
público, por meio de estações elevatórias ou por gravidade para os diversos
reservatórios que compõem o sistema de distribuição, abastecendo as seguintes
localidades: Taguatinga, Ceilândia, Samambaia, Riacho Fundo, Recanto das
Emas, Santa Maria, Núcleo Bandeirante, Candangolândia, Guará I e II, e partes
do Gama, Cruzeiro, MSPW e Plano Piloto.
Na Figura 5.2, é mostrado o fluxograma geral do processo.
O sistema Rio Descoberto encontra-se interligado ao Sistema Torto/Santa Maria,
por meio de uma adutora com diâmetro variável de 700 a 1.200 mm que parte
da área central de Taguatinga até o Centro de reservação nº 3 do Plano Piloto.
Dessa forma, caso seja necessária uma complementação tanto no Sistema
Torto/Santa Maria quanto no Sistema Rio Descoberto, tem-se a possibilidade de
utilizar essa linha para adução de água produzida nesses dois sistemas, já que a
mesma atua de forma reversível. Essa adutora vem sendo utilizada
sistematicamente para reforço do Sistema Torto/Santa Maria.
A ETA-RD1 faz o reaproveitamento da água de lavagem dos filtros, tendo em
vista a questão ambiental, ligada ao controle da poluição da bacia do Rio
Descoberto, e ao aspecto econômico, já que o sistema permite o aproveitamento
de cerca de quatorze milhões de litros por dia, volume suficiente para abastecer
uma cidade de aproximadamente 55.000 habitantes.
72
Dessa forma, a água de lavagem dos filtros é encaminhada a um tanque de
acumulação dotado de agitadores para evitar a precipitação de sólidos. Desses
tanques, a água de lavagem é bombeada para dois adensadores, equipados com
mecanismo de adensamento de lodo. O sobrenadante desses adensadores é
encaminhado a dois tanques de equalização e posteriormente retorna à caixa de
chegada da ETA – RD1 para ser reaproveitado.
O lodo adensado é encaminhado a dois tanques-pulmões e, em seguida, é
bombeado para dois decantadores centrífugos. Na linha de alimentação das
centrífugas, é realizada a aplicação de um polímero. O efluente clarificado pode
ser bombeado para os adensadores ou descartado para a rede de águas pluviais.
O lodo desidratado é encaminhado para caçambas, com capacidade de seis
toneladas, sendo, em seguida, descarregado em uma cascalheira desativada,
para utilização na recuperação da área degradada. Além disso, em caso de
excesso de produção de lodo na ETA, existe uma lagoa que pode ser usada como
alternativa para seu depósito. Atualmente, a produção de lodo na ETA–RD1 se
encontra na faixa de 10 a 15 ton/dia.
Com a reforma da Estação em 1996, a ETA Rio Descoberto foi toda
automatizada. O controle da Estação é, agora, realizado pelo CLP (Controlador
Lógico Programável), que recebe todos os dados (vazão, nível, posição das
válvulas, dos analisadores de cloro, turbidez, flúor, pH, transmitância, etc),
processa e envia-os para os dispositivos de controle (inversores de freqüência,
válvulas e motores).
As concentrações de sulfato de alumínio, polieletrólito (determinadas em
laboratório através do Jar Test) e ácido fluossilícico (determinada pelo teor de
flúor estabelecido pelo Ministério da Saúde), são introduzidas no sistema como
dados de entrada. A partir desses dados de concentração e da vazão da água
bruta, são calculadas as vazões desses produtos a serem dosadas na Estação.
Essa dosagem é feita automaticamente pelas bombas dosadoras.
A partir de medidores contínuos de pH (interligados ao CLP), da vazão de água
bruta e de valores ótimos do pH de coagulação (determinado através do Jar
Test) e do pH da água final (determinado pela Portaria nº 1.469/FUNASA),
73
controla-se a concentração da cal nos extintores através do monitoramento da
velocidade da esteira do extintor.
A dosagem de cloro para desinfecção é realizada pelo CLP, que recebe dados de
um analisador contínuo de cloro e da vazão de água bruta.
O sistema de filtração também é controlado pelo CLP, que realiza também a sua
lavagem, antes realizada por mesas de controle.
Todos esses sistemas (sulfato, cal, flúor, polieletrólito, cloro, filtros ...) podem
ser visualizados em dois computadores de supervisão, localizados na sala do
CLP. Com isso, tem-se um controle centralizado e contínuo da Estação. Vale
ressaltar que são realizadas, no laboratório da Estação, análises, de hora em
hora, de pH, turbidez, cor, cloro e flúor. Com isso, pode-se ter um melhor
acompanhamento do sistema de controle automático da Estação.
Figura 5.1 – Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto – ETA-RD1
74
Figura 5.2: Fluxograma geral da Estação de Tratamento de Água do Rio
Descoberto –CAESB
5.2 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DE BRASÍLIA – SISTEMA
INTEGRADO SANTA MARIA – TORTO
O Sistema Integrado Santa Maria – Torto, com disponibilidade mínima de
produção de água de 2.104 l/s, abastece atualmente cerca de 21% da população
atendida do Distrito Federal. É o segundo maior sistema produtor, sendo
responsável por aproximadamente 25% do total da água de abastecimento
produzida pela CAESB. A Estação de Tratamento de Água de Brasília, a maior
entre as estações desse sistema, com sua capacidade total implantada a partir
de 1967, portanto, há mais de 30 anos, sofreu grandes reformas a partir de
1986, tendo sido alterado o processo de tratamento e recuperados os filtros, o
sistema de comando, os painéis elétricos e o canal de entrada da água bruta,
entre outros itens, de modo que atualmente possui uma capacidade nominal de
tratamento de até 2.800 l/s.
Está prevista uma alteração no processo de tratamento atualmente empregado
nessa Estação, o processo de filtração direta, visando sua adequação frente à
qualidade liminológica do Lago Santa Maria. Para tanto, foi elaborado projeto de
75
recuperação, melhoria e ampliação da capacidade, que, além de modificar o
processo de tratamento ali empregado, deverá, também, dotar a Unidade de
mecanismos de controle mais modernos, nos moldes da ETA-RD1.
No processo adotado atualmente, a partir da caixa de chegada da estação, a
água é direcionada para uma calha Parshall, onde são aplicadas a suspensão de
cal para pré-alcalinização, e a solução de PAC (hidróxi-cloreto de alumínio ou
cloreto de polialumínio) para coagulação.
Em seguida a água é distribuída aos filtros. São 24 (vinte e quatro) unidades
filtrantes que dispõem de tubulações perfuradas independentes sobre a laje do
fundo, uma para coleta de água filtrada e distribuição de água de lavagem, e
outra para distribuição de ar de lavagem, sendo que as lavagens podem ou não
ocorrer simultaneamente.
O leito filtrante é constituído de camada única de areia com 0,90 m de espessura
e grossa granulometria (diâmetro de 2,0 mm), sob o qual existe uma camada
suporte de seixos rolados.
Após a filtração, a água é fluoretada por meio da aplicação de fluossilicato de
sódio e, em seguida, procede-se à cloração por meio da aplicação de cloro
gasoso. Para condicionamento final da água, efetua-se a pós-alcalinização,
adicionando-se suspensão de cal.
A água de lavagem, cuja vazão é da ordem de 80 l/s, é coletada em canais
laterais aos filtros e encaminhada a um tanque de equalização. Após um
adensamento de baixa eficiência, essa água é direcionada para a rede local de
águas pluviais, tendo como destino final o Lago Paranoá. Já o lodo, parcialmente
adensado, é enviado para a Estação de Tratamento de Esgotos Norte (ETE-
Norte).
O Sistema Santa Maria – Torto conta, ainda, com as Estações de Tratamento do
Paranoá (ETA-PR1) e do Lago Sul (ETA-LS1).
76
Figura 5.3 – Estação de Tratamento de Água de Brasília – ETA-BS1
5.3 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA PIPIRIPAU – SISTEMA
INTEGRADO SOBRADINHO – PLANALTINA
O Sistema Integrado Sobradinho-Planaltina, com disponibilidade mínima de
1.128 l/s, abastece atualmente cerca de 8% da população atendida do Distrito
Federal. É o terceiro Sistema Produtor, representando aproximadamente 7% do
total da água de abastecimento produzida pela CAESB.
A Estação de Tratamento Pipiripau (ETA-PI1), trata as águas das Captações do
Pipiripau, Fumal e Brejinho utilizando a filtração ascendente/descendente como
processo de tratamento.
A água bruta chega à ETA onde é encaminhada ao tanque de contato para pré-
cloração. Em seguida, passa por uma tubulação, onde é aplicado o coagulante
sulfato de alumínio. De modo a facilitar a mistura do coagulante à água bruta,
essa tubulação é dotada, internamente, de grades. A água é então encaminhada
para as câmaras de carga para receber a carga necessária para iniciar o processo
de dupla filtração, no qual a água passa inicialmente, pelo filtro ascendente e,
em seguida, pelo filtro descendente.
O processo de dupla filtração é realizado em seis baterias de filtros com
capacidade de tratamento de até 640 l/s. Cada filtro possui uma câmara de
carga.
77
A água, já filtrada, é então encaminhada para o TAQP, onde recebe cloro, flúor e
cal.
A ETA-PI1 possui sistema de reaproveitamento total da vazão destinada à
lavagem de filtros e sistema de desidratação de lodo que chega a alcançar
concentrações da ordem de 28% de sólidos.
Figura 5.4 – Estação de Tratamento de Água Pipiripau – ETA-PI1
A ETA-PI1, teve, em 2001, uma produção média de 427.680 m
3
/mês, tratando
aproximadamente uma vazão de 165 l/s.
Esse Sistema conta também com as Estações de Tratamento de Água Vale do
Amanhecer (ETA-VA1) e de Planaltina (ETA-PL1).
5.4 ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUA DE BRAZLÂNDIA – SISTEMA
BRAZLÂNDIA
O Sistema Brazlândia, compreende dois sistemas independentes de
abastecimento: um sistema de captações superficiais, que abastece a cidade de
Brazlândia, com disponibilidade hídrica de 176 l/s e um sistema de poços
tubulares profundos, que abastece o Núcleo Habitacional INCRA 8, com
capacidade operacional de 9,6 l/s. Esses dois sistemas abastecem cerca de 3%
da população atendida no Distrito Federal, representando aproximadamente 1%
do volume total de água produzida em 2001 pela CAESB.
78
A Estação de Tratamento de Água de Brazlândia é composta por 3 módulos de
tratamento convencional com capacidade de 55 l/s cada, incluindo medição de
vazão na entrada, floculação, decantação, filtração, desinfecção final e
reaproveitamento da água de lavagem dos filtros. Cabe ressaltar que a ETA-BZ1
não possui Sistema de desidratação de lodo, enviando o lodo produzido e
adensado para a Estação de Tratamento de Esgoto de Brazlândia para
tratamento e disposição final.
Figura 5.5 – Estação de Tratamento de Água Brazlândia – ETA-BZ1
O processo de tratamento ocorre da seguinte forma:
Ao entrar na ETA, a água bruta recebe o coagulante (sulfato de alumínio) e cal,
responsável pela correção do pH. Após receber esses produtos, a água passa
pelos floculadores (agitação hidráulica), onde são formados os flocos.
A água floculada entra nos decantadores através de cortinas de distribuição que
regulam sua velocidade de entrada. Os flocos, sendo mais pesados que a água,
depositam-se no fundo do decantador formando uma camada de lodo, que
periodicamente é removida através de lavagens ou descargas.
Após a decantação a água passa pelos filtros, onde as partículas e
microorganismos que não sedimentaram ficarão retidas no leito filtrante. O filtro
é constituído por uma camada de areia e antracito (leito filtrante) e outra de
pedregulhos e cascalhos com tamanhos variáveis (camada suporte). A água
79
passa por gravidade no leito filtrante, o que é conseguido pela inversão do fluxo
da água.
Uma vez filtrada a água, a desinfecção é realizada pela ação do cloro, que
elimina os microorganismos remanescentes do tratamento, sendo mantido um
teor residual de cloro, de acordo com a legislação, suficiente para garantir a
potabilidade da água em toda extensão da rede de distribuição.
É realizada a correção de pH por meio da adição de cal, com objetivo de
neutralizar a acidez da água e proteger as tubulações contra corrosão.
São também aplicadas dosagens adequadas de um composto de flúor nas águas
a serem distribuídas, com o objetivo de prevenir e reduzir a incidência de cárie
dentária na população.
6 DESENVOLVIMENTO DO SUPORTE METODOLÓGICO
Para o desenvolvimento do Suporte Metodológico proposto nesta pesquisa, vários
métodos multicritério poderiam ter sido testados. Optou-se pela utilização do
método ELECTRE TRI (Yu e Roy, 1992), método de desclassificação, relacionado
à problemática de decisão β, descrito em detalhes no capítulo 3.4.1 desta
dissertação.
Esta opção foi feita em função do sucesso obtido por Generino (1999) e por
Brostel (2002) que em seus trabalhos de pesquisa desenvolveram suporte
metodológico para realização de auditorias ambientais em ETEs e para avaliação
do desempenho global de ETEs, respectivamente. Os dois trabalhos de pesquisa
tiveram como conclusão que o método ELECTRE TRI é o mais apropriado para
ser utilizado em situações de avaliação de desempenho.
Para o desenvolvimento do Suporte Metodológico, várias etapas foram
cumpridas. A primeira delas se referiu à definição dos critérios ambientais a
serem considerados, de modo a atender simultaneamente Estações de
Tratamento de Água que possuíssem Sistemas de reaproveitamento das águas
de lavagem dos filtros e as que não possuíssem tal sistema.
80
Para a definição desses critérios, foi composto um painel formado por 11
especialistas da área. Dentre estes especialistas, alguns possuíam larga
experiência em operação de ETAs, outros possuíam experiências relacionadas à
avaliação ambiental de projetos de saneamento e auditorias ambientais e outros
possuem visões mais gerais sobre tratamento de água e meio ambiente
simultaneamente. Dessa forma, o painel de especialistas apresenta um caráter
multidisciplinar julgado adequado para esse tipo de pesquisa.
Os critérios ambientais sugeridos aos especialistas no primeiro questionário
foram:
Índice de perdas;
Perdas de água na lavagem dos filtros;
Consumo de energia elétrica;
Produção de lodo;
Disposição do lodo;
Vazamentos de cloro;
Vazamentos de sulfato de alumínio;
Vazamentos de ácido fluossilícico.
Após a primeira rodada de entrevistas, foi possível definir que seriam
considerados apenas critérios (impactos ambientais reais ou potenciais)
relacionados à situação normal de operação. Ou seja, não foram considerados os
critérios relacionados a situações emergenciais, tais como vazamentos de cloro,
de ácido fluossilícico ou de sulfato de alumínio. A consideração destes critérios
emergenciais acarretaria problemas relacionados à mensuração, uma vez que as
unidades relacionadas poderiam ser: número de ocorrências/período de tempo,
número de pessoas afetadas, extensão do acidente, prejuízo obtido com a
ocorrência do acidente, etc.
Também nessa primeira rodada, foram hierarquizados os critérios ambientais
sugeridos inicialmente e outros critérios foram sugeridos por alguns
especialistas.
A classificação dos critérios propostos foi a seguinte:
1. Disposição do lodo;
2. Perdas de água na lavagem dos filtros;
3. Produção de lodo;
81
4. Consumo de energia elétrica;
5. Índice de perdas;
Os critérios sugeridos por alguns dos especialistas durante a primeira rodada do
painel foram os seguintes:
Água tratada com problemas de qualidade (transpasse/não eliminação de
patogênicos e/ou outros parâmetros de risco que estejam fora do Padrão de
Potabilidade) – considerando a comunidade abastecida como parte do meio
ambiente.
Concentração de sólidos no lodo produzido /água de lavagem (efluente)
Lançamento de água de lavagem dos filtros sem tratamento em corpos
receptores
Erosões provocadas por despejos de águas de lavagem
Descarga de floculadores e decantadores
Disposição de resíduos (cal, reagentes de laboratório, etc.)
Uma segunda rodada de entrevistas foi realizada para que todos tomassem
conhecimento das sugestões dadas pelos outros especialistas e para que
acatassem ou não a hierarquia dos critérios iniciais. Nessa rodada, esses novos
critérios propostos deveriam, também, ser hierarquizados, caso fossem aceitos.
Durante esta segunda rodada, muitos comentários pertinentes foram feitos pelos
especialistas individualmente, o que permitiu o enriquecimento do suporte
metodológico em desenvolvimento.
Para a tabulação dos resultados foram calculadas as médias ponderadas de todos
os critérios utilizando-se a seguinte fórmula:
)1234567891011(
)2()3()4()5()6()7()8()9()10()11(
1110987654321
++++++++++
+×
+
×
+
×
+
×
+
×
+
×
+×+×+×+×
=
nnnnnnnnnnn
MP
onde, MP é a média ponderada; e, n
1
é o número de especialistas que
consideraram que o determinado critério deveria ser classificado como o número
um, ou o mais importante; n
2
é o número de especialistas que consideraram que
o determinado critério deveria ser classificado como o número dois, ou o
segundo mais importante, e assim sucessivamente.
(
E
q
. 6.1
)
82
Outras fórmulas poderiam ter sido utilizadas para o cálculo do valor que serviria
como base para o cálculo do peso (k), porém entendeu-se que por meio da
equação 6.1, poderia ser levado em conta, o número de votos que cada critério
levou em relação a cada colocação, dessa forma, privilegiando a opinião e o
consenso entre os especialistas.
O resultado obtido se encontra na Tabela 6.1.
Tabela 6.1 – Resultados da segunda rodada do painel de especialistas
CLASSIFICAÇÃO CRITÉRIOS AMBIENTAIS
MÉDIA
PONDERADA
01 Disposição do lodo produzido 1,12
02
Água tratada com problemas de qualidade
(transpasse/não eliminação de patogênicos
e/ou outros parâmetros de risco que estejam
fora do Padrão de Potabilidade)
1,00
03 Índice de Perdas 0,97
04
Lançamento de água de lavagem dos filtros
sem tratamento em corpos receptores
0,67
05 Consumo de energia elétrica 0,65
06 Perda de água na lavagem dos filtros 0,56
07 Produção de lodo 0,50
08
Disposição de resíduos (cal, reagentes de
laboratório, etc.)
0,47
09
Concentração de sólidos no lodo
produzido/água de lavagem (efluente)
0,42
10 Descarga de floculadores e decantadores 0,32
11
Erosões provocadas por despejos de águas de
lavagem
0,29
De acordo com as sugestões dadas pelos especialistas durante a segunda
rodada, algumas modificações foram feitas no sentido de unir alguns critérios e
excluir outros.
O critério “Água tratada com problemas de qualidade” passou a ser considerado
como um critério eliminatório, uma vez que o objetivo precípuo ou atividade fim
de uma ETA é tratar água bruta para oferecê-la à população sem qualquer tipo
83
de problema de qualidade. Ou seja, a ETA que possuir tais problemas será
considerada automaticamente como inadequada do ponto de vista sanitário e
ambiental, não sendo avaliada em relação aos demais critérios do suporte
metodológico.
O critério “Índice de perdas” passou a ser chamado de “Perdas no processo de
tratamento” englobando todas as perdas de água que ocorrem na ETA, incluindo
as perdas de água na lavagem dos filtros, nas descargas de floculadores e
decantadores, e em vazamentos, amostragem, etc. Dessa forma, os critérios
“Perdas de água na lavagem dos filtros” e “Descarga de floculadores e
decantadores” não serão considerados separadamente, como inicialmente
proposto.
O critério “Lançamento de água de lavagem dos filtros sem tratamento em
corpos receptores” passou a englobar a descarga de floculadores e decantadores
também sem tratamento diretamente nos corpos receptores, passando a ser
chamado de “Lançamento de efluentes sem tratamento em corpos receptores”.
O critério “Produção de Lodo” foi abandonado uma vez que é mais dependente
da qualidade da água bruta do que do desempenho ambiental da ETA. Adotando
esse critério, seria difícil comparar ETAs que recebem água bruta com valores de
turbidez muito distintos, e ETAs de excelente desempenho ambiental poderiam
ser prejudicadas em função da qualidade da água bruta afluente a ela.
O critério “Erosões provocadas por despejos de águas de lavagem” foi modificado
de modo a se tornar mais abrangente, englobando também outros impactos de
vizinhança, tais como a ocorrência de odores, ruídos ou poluição visual,
passando a ser chamado de “Impactos ambientais causados na vizinhança pela
operação da ETA (erosões, ruídos, odores e, poluição visual.)”.
Considerando as alterações descritas, os critérios a serem considerados no
desenvolvimento do suporte metodológico estão relacionados na tabela 6.2.
84
Tabela 6.2 – Critérios ambientais selecionados
CLASSIFICAÇÃO CRITÉRIOS AMBIENTAIS UNIDADES
Eliminatório
Água tratada com problemas de qualidade
(transpasse/não eliminação de patogênicos
e/ou outros parâmetros de risco que
estejam fora do Padrão de Potabilidade).
Adimensional
01 Disposição/utilização do lodo produzido Adimensional
02 Perdas no processo de tratamento %
03
Lançamento de efluentes sem tratamento
em corpos receptores
V
lançado sem tratamento
V produzido
04
Consumo de energia elétrica Consumo (kwh)
V produzido
05
Disposição de resíduos (cal, reagentes de
laboratório, etc.)
Adimensional
06
Concentração de sólidos no lodo
produzido/água de lavagem (efluente)
%
07
Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA (erosões,
ruídos, odores, etc.)
Adimensional
Uma terceira rodada do painel de especialistas foi realizada em uma reunião nas
dependências da CAESB, com cinco especialistas, para a definição das ações de
referência (r
0
a r
5
) e das cinco categorias de desempenho ambiental que serão
utilizadas no suporte metodológico (Muito Bom, Bom, Regular, Ruim e Muito
Ruim).
Durante a rodada de reuniões, algumas sugestões de alteração nos critérios
foram consensadas entre os especialistas.
O critério “Disposição/utilização do lodo produzido” foi alterado de modo a
englobar o critério “Lançamento de efluentes sem tratamento em corpos
receptores”, pois se entendeu que o lodo apenas é produzido em escala
considerável do ponto de vista ambiental se a ETA que estiver sendo avaliada
possuir Sistema de Reaproveitamento de Águas de Lavagem. Caso a ETA não
possua tal sistema, seus efluentes (águas de lavagem de filtros, descarga de
decantadores, etc.) provavelmente serão lançados em corpos receptores sem
tratamento. Dessa forma, o Suporte Metodológico se tornou mais adequado para
85
avaliar ao mesmo tempo o desempenho ambiental de ETAs que possuam
Sistema de Reaproveitamento de Águas de Lavagem e daquelas que não
possuam, beneficiando as primeiras em detrimento das segundas, inclusive
dando preferência para as que possuam também Sistema de Desidratação de
Lodo.
Em relação ao critério “Consumo de Energia Elétrica”, segundo os especialistas, é
muito difícil estabelecer valores de referência, bem como obter dados reais das
ETAs para alimentar o Suporte Metodológico. Isso ocorre pois a grande maioria
das ETAs, usualmente mede o consumo de energia elétrica em conjunto com os
Sistemas de elevatórias de água bruta e de água tratada. Dessa forma, seria
muito difícil estimar qual é a quantidade de energia gasta especificamente no
processo de tratamento. Considerar a energia usada de modo global, poderia
mascarar os resultados beneficiando uma ETA que não necessite de
bombeamento por estar localizada de maneira privilegiada do ponto de vista
geográfico. Porém, a CAESB – Companhia de Saneamento do Distrito Federal
realiza estudos mensais sobre o custo operacional de todas as suas unidades.
Nesse estudo, é possível identificar o custo de energia elétrica gasto com o
processo de tratamento. Com a obtenção destes dados sobre o consumo de
energia elétrica em ETAs, junto a CAESB, percebeu-se uma outra dificuldade na
consideração do critério “Consumo de Energia Elétrica” no suporte metodológico
proposto, a questão da Economia de Escala. Os referidos dados se encontram na
tabela 6.3, e dizem respeito ao consumo de energia elétrica em relação ao
volume produzido em todas as ETAs do Distrito Federal no ano de 2001.
Analisando-se os dados da tabela 6.3, pode-se perceber que a maior de todas as
ETAs do Distrito Federal, a ETA–RD1 (Estação de Tratamento de Água do Rio
Descoberto), é a que possui o menor consumo em relação ao volume produzido e
a ETA–PR1 (Estação de Tratamento de Água do Paranoá) é a que possui o maior
consumo em relação ao volume produzido. Ao se analisar, de modo geral, o
processo de tratamento utilizado nas referidas ETAs, a ETA–RD1, devido a seu
grande porte, possui grandes distâncias de bombeamento, possui a maioria das
unidades mecanizadas e possui sistemas de reaproveitamento de águas de
lavagem e de desidratação de lodo, que seriam um indicativo de grande consumo
de energia elétrica. Em contrapartida, a ETA-PR1, possui o processo de
86
tratamento relativamente mais simples, dotado de unidades hidráulicas,
pequenas distâncias de bombeamento e não possui sistemas de
reaproveitamento de águas de lavagem e de desidratação de lodo, que seriam
um indicativo de pequeno consumo de energia elétrica.
Em realidade, a economia de escala presente nos dados da tabela 6.3, dificulta a
utilização desse critério, que beneficiaria as ETAs de grande porte em detrimento
daquelas de pequeno porte, e portanto, optou-se por não utilizá-lo na definição
do suporte metodológico.
Tabela 6.3 – Consumo de Energia Elétrica em Estações de Tratamento de Água
no Distrito Federal em 2001
Vazão Nominal Consumo Volume Produzido Consumo
Unidade
(l/s) (kwh) (m
3
)(kwh/m
3
)
ETA – BS1 2.800,00 676.245 36.792.459,07 18,38
ETA – LS1 239,40 134.302 3.869.741,09 34,71
ETA – PR1 46,00 127.133 875.502,43 145,21
ETA – RD1 6.000,00 1.498.671 109.544.445,54 13,68
ETA - PL1 60,00 31.563 506.948,16 62,26
ETA – VA1 54,00 21.960 612.696,83 35,84
ETA – PI1 640,00 369.387 5.205.897,41 70,96
ETA – BZ1 150,00 58.387 612.696,83 96,23
Fonte: CAESB (2002)
Assim como esse critério, outros poderiam ter sido propostos, porém os dados
disponíveis na bibliografia e no caso de estudo selecionado não o permitiram.
Em desenvolvimentos futuros, propõe-se que sejam estudadas maneiras para
que sejam considerados na avaliação do desempenho ambiental de ETAs, o
consumo de energia elétrica, bem como outros critérios pertinentes a este tipo
de suporte metodológico.
87
O critério “Disposição de resíduos” foi alterado se tornando mais específico,
englobando em sua descrição, os tipos de resíduos mais freqüentes e mais
críticos em ETAs. Para a definição das categorias, foi considerado o percentual
dos tipos de resíduos listados que são reciclados e/ou dispostos em local
adequado.
Após concluída a terceira rodada do painel de especialistas, os critérios
ambientais e os demais parâmetros do suporte puderam ser definidos. Todos os
parâmetros considerados para o desenvolvimento do suporte metodológico
encontram-se nas tabelas 6.4 a 6.17.
As tabelas 6.4 a 6.6 apresentam os parâmetros definidos inicialmente para o
suporte metodológico em consenso com o painel de especialistas, onde:
r
0
e r
1
são as ações de referência que delimitam a categoria de desempenho
ambiental C
1
– Muito ruim, sendo r
0
o limite inferior e r
1
o limite superior da
categoria. Do mesmo modo, r
1
e r
2
, são as ações de referência que delimitam a
categoria C
2
- Ruim, r
2
e
r
3
, são as ações de referência que delimitam a categoria
C
3
– Regular e assim sucessivamente até que, r
4
e r
5
delimitem a categoria C
5
–
Muito bom.
Para cada critério foi definido o peso (k), em consenso com os especialistas,
utilizando-se a média ponderada (MP) calculada de acordo com a equação 6.1.
Para tanto, considerou-se o peso do critério g
1,
ou seja, do critério de maior
média ponderada, como k=3,0. Os demais foram obtidos por meio de uma regra
de três simples considerando-se as médias ponderadas de cada critério
relacionadas na Tabela 6.1.
Para cada uma das ações de referência r
1
a r
4
, em cada um dos critérios
ambientais, foram definidos limiares de indiferença (q), de preferência estrita (p)
e de veto (v), cujos valores iniciais foram estimados com base em informações
obtidas durantes as rodadas de reuniões com os especialistas. Mais
especificamente, o valor do limiar q, foi definido pelos especialistas, sendo os
demais obtidos utilizando-se as relações abaixo, em concordância com os
especialistas consultados:
88
0,3=
q
p
0,7=
p
v
Conforme descrito no capítulo 3.4, atribuir um valor numérico a cada um dos
limiares é um problema delicado (Yu e Roy, 1992). Dessa forma, segundo
orientações dos mesmos autores, a definição desses valores repousou mais
sobre considerações de bom senso do que sobre a procura de um valor “exato”.
É recomendável que se proceda a uma análise de robustez, por meio da qual
avalia-se o impacto das variações dos diferentes parâmetros sobre as conclusões
obtidas, com o objetivo de se fazer ressaltar os valores que são robustos e
aqueles que são frágeis. Desse modo, esta será utilizada na fase de teste do
suporte metodológico.
Para as ações de referência r
0
e r
5
, não há necessidade de definição dos limiares,
visto que são interpretados pelo aplicativo ELECTRE TRI respectivamente como o
valor mínimo e o valor máximo que a avaliação de cada critério poderá assumir.
Em relação ao critério g
2
, os limiares são apresentados de forma relativa, uma
vez que as ações de referência, definidas pelos especialistas, não possuem
valores distribuídos de maneira homogênea, ou seja, cada categoria possui a
diferença entre os valores das ações de referência que a delimitam de tamanhos
diferentes. Dessa forma, não seria possível definir limiares de valores iguais para
as diferentes ações de referência relativas a este critério.
Para os critérios adimensionais, como uma ferramenta adicional, destinada a
reduzir a subjetividade do processo, foram elaboradas escalas de avaliação de
critérios, apresentadas nas tabelas 6.7 a 6.17.
A escala de avaliação do critério g
1
foi dividido nas tabelas 6.7 a 6.9, que
deverão ser utilizadas separadamente e, em seguida, as notas percentuais
obtidas em cada uma das três avaliações, deverão ser somadas e o resultado
final é o valor da avaliação, da ETA em questão, sob o determinado critério.
(Eq. 6.2)
(Eq. 6.3)
89
Tabela 6.4 – Parâmetros do suporte metodológico –Unidade, escala, peso e sentido relacionados a cada critério
Pesos
Critérios Unidades Escalas
k
Sentido
Disposição dos efluentes do processo g
1
adimensional -X- 3,0 Crescente
Perdas no processo de tratamento g
2
% 0 a 100 2,6 Decrescente
Disposição dos resíduos: 1) Lixo
doméstico; 2) Embalagens de produtos
químicos; 3) Resíduos de produtos
químicos utilizados no tratamento (cal,
etc.); 4) Vidrarias e reagentes de
laboratório;
g
3
adimensional -X- 1,3 Crescente
Concentração de sólidos no lodo
produzido / efluente
g
4
% 0 a 100 1,1 Crescente
Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
(erosões, ruídos, odores, etc.)
g
5
adimensional -X- 0,8 Crescente
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
-X- = Escala inexistente
90
Tabela 6.5 – Parâmetros do suporte metodológico – Definição das categorias de desempenho ambiental e das ações de
referência relacionadas a cada critério ambiental
Categoria Categoria Categoria Categoria Categoria
Critérios
r
0
C
1
r
1
C
2
r
2
C
3
r
3
C
4
r
4
C
5
r
5
g
1
0,0% 20,0% 40,0% 60,0% 80,0% 100,0%
g
2
15,0% 6,0% 3,0% 1,0% 0,5% 0,0%
g
3
0,0% 20,0% 40,0% 60,0% 80,0% 100,0%
g
4
0,5% 10,0% 15,0% 20,0% 30,0% 40,0%
g
5
0,0%
Muito
Ruim
20,0%
Ruim
40,0%
Regular
60,0%
Bom
80,0%
Muito
Bom
100,0%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
C
1
a C
5
= Categorias de desempenho ambiental
r
0
a r
5
= Ações de referência que delimitam as categorias C
1
a C
5
91
Tabela 6.6 – Parâmetros do suporte metodológico – Definição dos limiares de preferência, indiferença, e veto relacionados às
ações de referência r
1
a r
4
.
Limiares r
1
Limiares r
2
Limiares r
3
Limiares r
4
Critérios
pqvpqvpqvpqv
g
1
9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0%
g
2
1,50% 0,50% 10,50% 0,90% 0,30% 6,30% 0,60% 0,20% 4,20% 0,15% 0,05% 1,05%
g
3
9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0%
g
4
6,0% 2,0% 42,0% 6,0% 2,0% 42,0% 6,0% 2,0% 42,0% 6,0% 2,0% 42,0%
g
5
9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
r
1
a r
4
= Ações de referência
p = limiares de preferência estrita relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
q = limiares de indiferença relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
v = limiares de veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
Obs: Conforme descrito no texto deste capítulo, não existe a necessidade de definição de limiares p, q e v para as ações de
referência r
0
e r
5
.
92
De modo a tornar mais clara a utilização de tais escalas de avaliação, podemos
citar o exemplo da ETA-RD1, que em relação ao critério g
1
, obteve as seguintes
avaliações:
1. Possui Sistema de Recuperação de Água de Lavagem com capacidade para
atender 100% do volume de efluentes (Tabela 6.7) – 33,00%;
2. Possui Sistema de Desidratação de Lodo com capacidade para desidratar
100% do lodo produzido (Tabela 6.8) – 33,00%;
3. Disposição do Lodo em uma área qualquer com licença ambiental -
Disposição parcialmente adequada (Tabela 6.9) – 25,00%;
4. Valor total para a avaliação da ETA-RD1 sob o critério g
1
= 33% + 33% +
25% = 91% ⇒ Desempenho ambiental muito bom.
Do mesmo modo, a escala de avaliação do critério g
3
foi dividido nas tabelas
6.10 a 6.13, sendo que cada tabela possui duas diferentes avaliações,
totalizando quatro avaliações que deverão ser feitas separadamente, para, em
seguida, serem somadas para obtenção do resultado final.
Utilizando-se o mesmo exemplo, a ETA-RD1:
1. 100% do lixo doméstico gerado na ETA é recolhido pelo órgão competente
(Tabela 6.10) – 20,00%;
2. Recicla, reúsa e/ou destina entre 75% e 99% das embalagens de produtos
químicos geradas como resíduo na ETA de maneira adequada. (Tabela
6.11)– 24,00%;
3. Recicla, reúsa e/ou destina entre 75% e 99% dos resíduos de produtos
químicos gerados na ETA de maneira adequada. (Tabela 6.12) – 24,00%;
4. É dado destino adequado para os reagentes de laboratório fora da validade
e parcialmente adequado para as vidrarias (Tabela 6.13) – 15,00%
5. Valor total para a avaliação da ETA-RD1 sob o critério g
3
= 20% + 24% +
24% + 15% = 83% ⇒ Desempenho ambiental muito bom.
A escala de avaliação do critério g
5
está apresentada nas tabela 6.14 a 6.17,
cada qual contendo uma diferente avaliação, que deverá ser feita
separadamente, para, em seguida, serem somadas as quatro avaliações para
obtenção do resultado final.
93
Dando continuidade ao exemplo da ETA-RD1:
1. A operação da ETA não provoca erosões (Tabela 6.14) – 40,00%;
2. A operação da ETA não provoca ruídos que incomodem a vizinhança
(Tabela 6.15)– 20,00%;
3. A operação da ETA não provoca poluição visual na vizinhança (Tabela
6.16) – 20,00%
4. A operação da ETA não provoca odores que incomodem a vizinhança.
(Tabela 6.17) – 20,00%;
5. Valor total para a avaliação da ETA-RD1 sob o critério g
3
= 40% + 20% +
20% + 20% = 100% ⇒ Desempenho ambiental muito bom.
Cabe ressaltar, que com uma maior utilização do suporte metodológico, tanto as
escalas de avaliação dos critérios, quanto os parâmetros definidos, podem mudar
e se tornarem mais adequados e adaptados a situações reais de avaliação de
desempenho ambiental em ETAs.
94
Tabela 6.7 – Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – Parte 1 de 3
Critério g
1
- Disposição dos efluentes do processo
Sistema de Recuperação de Água de Lavagem
1
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender 100%
do volume de efluentes
33,00% 7
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
40% e 49% do volume de
efluentes
15,00%
2
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
90% e 99% do volume de
efluentes
30,00% 8
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
30% e 39% do volume de
efluentes
12,00%
3
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
80% e 89% do volume de
efluentes
27,00% 9
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
20% e 29% do volume de
efluentes
9,00%
4
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
70% e 79% do volume de
efluentes
24,00% 10
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
10% e 19% do volume de
efluentes
6,00%
5
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
60% e 69% do volume de
efluentes
21,00% 11
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
1% e 9% do volume de
efluentes
3,00%
6
Possui Sistema de Recuperação
de Água de Lavagem com
capacidade para atender entre
50% e 59% do volume de
efluentes
18,00% 12
Não possui Sistema de
Recuperação de Água de
Lavagem
0,00%
95
Tabela 6.8 – Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – Parte 2 de 3
Critério g
1
– Disposição dos efluentes do processo
Sistema de Desidratação do Lodo
1
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
100% do lodo produzido
33,00% 7
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 40% e 49% do lodo
produzido
15,00%
2
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 90% e 99% do lodo
produzido
30,00% 8
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 30% e 39% do lodo
produzido
12,00%
3
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 80% e 89% do lodo
produzido
27,00% 9
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 20% e 29% do lodo
produzido
9,00%
4
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 70% e 79% do lodo
produzido
24,00% 10
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 10% e 19% do lodo
produzido
6,00%
5
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 60% e 69% do lodo
produzido
21,00% 11
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 1% e 9% do lodo
produzido
3,00%
6
Possui Sistema de
Desidratação de Lodo com
capacidade para desidratar
entre 50% e 59% do lodo
produzido
18,00% 12
Não possui Sistema de
Desidratação de Lodo
0,00%
96
Tabela 6.9 – Escala de avaliação do critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo – Parte 3 de 3
Critério g
1
– Disposição dos efluentes do processo
Disposição do Lodo produzido
1
Reúso do Lodo produzido (Disposição
adequada)
34,00%
2
Disposição do Lodo em aterro
sanitário previamente preparado
para receber este resíduo
(Disposição adequada)
32,00%
3
Tratamento do lodo, não
desidratado, em Estações de
Tratamento de Esgoto (Disposição
adequada)
32,00%
4
Disposição do Lodo em aterro
sanitário qualquer (controlado)
(Disposição adequada)
30,00%
5
Disposição do Lodo em uma área
qualquer com licença ambiental
(Disposição parcialmente adequada)
25,00%
6
Tratamento de parte do lodo, não
desidratado, em Estações de
Tratamento de Esgoto sendo a outra
parte lançada na Rede de águas
pluviais (Disposição parcialmente
adequada)
17,00%
7
Disposição do Lodo em uma área
qualquer sem licença ambiental
(Disposição inadequada)
0,00%
97
Tabela 6.10 – Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos – Parte
1 de 4
Critério g
3
- Disposição dos resíduos
Lixo Doméstico
1
Recicla e/ou destina 100% do lixo
doméstico gerado na ETA para aterros
sanitários controlados ou é feita a
coleta pelo órgão competente
20,00%
2
Recicla e/ou destina entre 75% e 99%
do lixo doméstico gerado na ETA para
aterros sanitários controlados
16,00%
3
Recicla e/ou destina entre 50% e 74%
do lixo doméstico gerado na ETA para
aterros sanitários controlados
12,00%
4
Recicla e/ou destina entre 25% e 49%
do lixo doméstico gerado na ETA para
aterros sanitários controlados
8,00%
5
Recicla e/ou destina entre 1% e 24%
do lixo doméstico gerado na ETA para
aterros sanitários controlados
4,00%
6
A disposição do lixo doméstico é
realizada em lixões
0,00%
98
Tabela 6.11 – Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos – Parte
2 de 4
Critério g
3
- Disposição dos resíduos
Embalagens de produtos químicos
1
Recicla, reúsa e/ou destina 100% das
embalagens de produtos químicos
geradas como resíduo na ETA de
maneira adequada.
30,00%
2
Recicla, reúsa e/ou destina entre 75% e
99% das embalagens de produtos
químicos geradas como resíduo na ETA
de maneira adequada.
24,00%
3
Recicla, reúsa e/ou destina entre 50% e
74% das embalagens de produtos
químicos geradas como resíduo na ETA
de maneira adequada.
18,00%
4
Recicla, reúsa e/ou destina entre 25% e
49% das embalagens de produtos
químicos geradas como resíduo na ETA
de maneira adequada.
12,00%
5
Recicla, reúsa e/ou destina entre 1% e
24% das embalagens de produtos
químicos geradas como resíduo na ETA
de maneira adequada.
6,00%
6
As embalagens de produtos químicos
são destinadas a lixões, terrenos
baldios ou são dispostos junto com o
lixo doméstico
0,00%
99
Tabela 6.12 – Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos – Parte
3 de 4
Critério g
3
- Disposição dos resíduos:
Res. de produtos químicos utilizados no tratamento
1
Recicla, reúsa e/ou destina 100% dos
resíduos de produtos químicos gerados
na ETA de maneira adequada.
30,00%
2
Recicla, reúsa e/ou destina entre 75% e
99% dos resíduos de produtos químicos
gerados na ETA de maneira adequada.
24,00%
3
Recicla, reúsa e/ou destina entre 50% e
74% dos resíduos de produtos químicos
gerados na ETA de maneira adequada.
18,00%
4
Recicla, reúsa e/ou destina entre 25% e
49% dos resíduos de produtos químicos
gerados na ETA de maneira adequada.
12,00%
5
Recicla, reúsa e/ou destina entre 1% e
24% dos resíduos de produtos químicos
gerados na ETA de maneira adequada.
6,00%
6
Os resíduos de produtos químicos
gerados na ETA são destinados a lixões
e/ou terrenos baldios ou são dispostos
em pilhas e/ou containeres na área da
ETA ou na vizinhança desta ou são
lançados na rede de águas pluviais ou
são dispostos juntos com o lixo
doméstico
0,00%
100
Tabela 6.13 – Escala de avaliação do critério g
3
– Disposição dos resíduos – Parte
4 de 4
Critério g
3
- Disposição dos resíduos:
Vidrarias e reagentes de laboratório
1
É dado destino adequado para todas as
vidrarias e reagentes de laboratório
fora da validade.
20,00%
2
É dado destino adequado para os
reagentes de laboratório fora da
validade e parcialmente adequado para
as vidrarias
15,00%
3
É dado destino adequado para as
vidrarias de laboratório e parcialmente
adequado para os reagentes de
laboratório fora da validade
10,00%
4
É dado destino parcialmente adequado
às vidrarias e aos reagentes de
laboratório
5,00%
5
Não é dado destino adequado nem às
vidrarias, nem aos reagentes de
laboratório
0,00%
Tabela 6.14 – Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – Parte 1 de 4
Critério g
5
- Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
Erosões
1 A operação da ETA não provoca erosões 40,00%
2
A operação da ETA raramente provoca
erosões que, quando ocorrem, são de
pequenas extensões
30,00%
3
A operação da ETA raramente provoca
erosões, mas que, quando ocorrem, são
de grandes extensões
20,00%
4
A operação da ETA provoca erosões de
pequenas extensões freqüentemente
10,00%
5
A operação da ETA provoca erosões de
grandes extensões freqüentemente
0,00%
101
Tabela 6.15 – Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – Parte 2 de 4
Critério g
5
- Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
Ruídos
1
A operação da ETA não provoca ruídos
que incomodem a vizinhança
20,00%
2
A operação da ETA raramente provoca
ruídos que, quando ocorrem, são de
baixa intensidade
15,00%
3
A operação da ETA raramente provoca
ruídos, mas que, quando ocorrem, são
de alta intensidade
10,00%
4
A operação da ETA provoca ruídos de
baixa intensidade freqüentemente
5,00%
5
A operação da ETA provoca ruídos de
alta intensidade que incomodam a
vizinhança freqüentemente
0,00%
Tabela 6.16 – Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – Parte 3 de 4
Critério g
5
- Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
Poluição Visual
1
A operação da ETA não provoca
poluição visual na vizinhança
20,00%
2
A operação da ETA acarreta certa
poluição visual, mas que não chega a
incomodar a vizinhança
10,00%
3
A operação da ETA provoca poluição
visual (pilhas de rejeitos expostas,
instalações em estado precário, etc),
incomodando a vizinhança.
0,00%
102
Tabela 6.17 – Escala de avaliação do critério g
5
– Impactos ambientais causados
na vizinhança pela operação da ETA – Parte 4 de 4
Critério g
5
- Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
Odores
1
A operação da ETA não provoca odores
que incomodem a vizinhança
20,00%
2
A operação da ETA raramente provoca
odores que, quando ocorrem, apenas
são sentidos em terrenos muito
próximos dos limites da estação
15,00%
3
A operação da ETA raramente provoca
odores, mas que, quando ocorrem, são
sentidos a uma longa distância dos
limites da estação
10,00%
4
A operação da ETA provoca odores que
incomodam a vizinhança
freqüentemente e que são sentidos em
terrenos muito próximos dos limites da
estação
5,00%
5
A operação da ETA provoca odores que
incomodam a vizinhança
freqüentemente e que são sentidos a
uma longa distância dos limites da
estação
0,00%
7 TESTE E AVALIAÇÃO DO SUPORTE METODOLÓGICO
O teste do suporte metodológico foi realizado utilizando-se indicadores das ETAs
selecionadas como estudos de caso desta dissertação: ETA-RD1, ETA-BS1, ETA-
BZ1 e ETA-PI1, cujos processos de tratamento estão descritos de maneira
sucinta, no capítulo 5.
As informações foram obtidas diretamente com a gerência das referidas ETAs em
reuniões de aproximadamente 1 (uma) hora cada.
Cabe ressaltar que as quatro ETAs produzem água que atende os padrões de
potabilidade definidos pela Portaria nº 1.469/2000 da Fundação Nacional de
Saúde, Ministério da Saúde, e por isso foram consideradas aprovadas no
103
primeiro critério ambiental do suporte metodológico: “Água tratada com
problemas de qualidade (transpasse/não eliminação de patogênicos e/ou outros
parâmetros de risco que estejam fora do Padrão de Potabilidade)”, de caráter
eliminatório.
Os dados coletados encontram-se nas tabelas 7.1 a 7.4.
Com base nas informações obtidas foram definidos os desempenhos das ETAs
nos cinco critérios ambientais de acordo com a metodologia definida para
avaliação de cada critério, explicitada nas tabelas 6.6 a 6.11 que contém as
escalas de avaliação dos critérios adimensionais. A tabela 7.5 resume os
desempenhos ambientais individuais descritos.
Na próxima etapa, foi utilizado o aplicativo ELECTRE TRI
2
, para obtenção dos
desempenhos ambientais globais das quatro ETAs do estudo de caso. Os
resultados obtidos foram considerados satisfatórios, principalmente nos casos em
que se utilizou o procedimento de alocação pessimista, que utiliza a prudência e
um maior rigor para definição da categoria de alocação.
Nos casos onde se utilizou o procedimento de alocação otimista, dependendo do
valor de λ (nível de corte), todas as ETAs foram alocadas à categoria C
5
–
Desempenho ambiental muito bom, o que certamente, não corresponde à
realidade. Esse fato ocorreu pois em todas as quatro ETAs, o critério g
5
-
Impactos ambientais causados na vizinhança pela operação da ETA, foi avaliado
como muito bom e todas as ETAs receberam a nota 100%.
Cabe ressaltar, que o critério g
5
, foi avaliado apenas pela gerência das ETAs em
questão, que consideraram que a operação desses empreendimentos não
provocam impactos ambientais na vizinhança. A forma mais adequada para se
2
O Aplicativo ELECTRE TRI é um software desenvolvido pelo LAMSADE – Laboratoire d’Analyse et
Modélisation de Systèmes pour l’Aide à la Décision (Laboratório de Análise e Modelisação de Sistemas de
Apoio à Decisão) – Universidade de Paris Dauphine
104
proceder nesse tipo de avaliação, seria conduzir uma pesquisa, junto à
vizinhança do empreendimento, sobre os possíveis incômodos provocados pela
sua operação.
105
Tabela 7.1 – Dados da Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto - ETA-RD1
Critérios Detalhamento dos critérios
Pontuação
Parcial
Pontuação
Total
Categorias
Individuais
Desempenhos
Individuais
Sistema de recuperação de água de lavagem 33,0%
Sistema de desidratação do lodo 33,0%
Disposição dos efluentes do processo g
1
Disposição do lodo produzido 25,0%
91,0% C
5
Muito Bom
Perdas no processo de tratamento g
2
---xxx---
0,37% 0,37% C
5
Muito Bom
Lixo doméstico 20,0%
Embalagens de produtos químicos 24,0%
Res. de produtos químicos utilizados no tratamento 24,0%
Disposição dos resíduos: 1) Lixo doméstico; 2)
Embalagens de produtos químicos; 3)
Resíduos de produtos químicos utilizados no
tratamento (cal, etc.); 4) Vidrarias e reagentes
de laboratório;
g
3
Vidrarias e reagentes de laboratório 15,0%
83,0% C
5
Muito Bom
Concentração de sólidos no lodo produzido /
efluente
g
4
---xxx---
28,8% 28,8% C
4
Bom
Erosões 40,0%
Ruídos 20,0%
Odores 20,0%
Impactos ambientais causados na vizinhança
pela operação da ETA (erosões, ruídos,
odores, etc.)
g
5
Poluição visual 20,0%
100,0% C
5
Muito Bom
106
Tabela 7.2 – Dados da Estação de Tratamento de Água de Brasília - ETA-BS1
Critérios Detalhamento dos critérios
Pontuação
Parcial
Pontuação
Total
Categorias
Individuais
Desempenhos
Individuais
Sistema de recuperação de água de lavagem 0,0%
Sistema de desidratação do lodo 0,0%
Disposição dos efluentes do processo g
1
Disposição do lodo produzido 17,0%
17,0% C
1
Muito Ruim
Perdas no processo de tratamento g
2
---xxx---
6,00% 6,00% C
2
Ruim
Lixo doméstico 20,0%
Embalagens de produtos químicos 18,0%
Res. de produtos químicos utilizados no tratamento 0,0%
Disposição dos resíduos: 1) Lixo doméstico; 2)
Embalagens de produtos químicos; 3)
Resíduos de produtos químicos utilizados no
tratamento (cal, etc.); 4) Vidrarias e reagentes
de laboratório;
g
3
Vidrarias e reagentes de laboratório 10,0%
48,0% C
3
Regular
Concentração de sólidos no lodo produzido /
efluente
g
4
---xxx---
2,0% 2,0% C
1
Muito Ruim
Erosões 40,0%
Ruídos 20,0%
Odores 20,0%
Impactos ambientais causados na vizinhança
pela operação da ETA (erosões, ruídos,
odores, etc.)
g
5
Poluição visual 20,0%
100,0% C
5
Muito Bom
107
Tabela 7.3 – Dados da Estação de Tratamento de Água de Brazlândia - ETA-BZ1
Critérios Detalhamento dos critérios
Pontuação
Parcial
Pontuação
Total
Categorias
Individuais
Desempenhos
Individuais
Sistema de recuperação de água de lavagem 30,0%
Sistema de desidratação do lodo 0,0%
Disposição dos efluentes do processo g
1
Disposição do lodo produzido 32,0%
62,0% C
3
Regular
Perdas no processo de tratamento g
2
---xxx---
0,38% 0,38% C
5
Muito Bom
Lixo doméstico 20,0%
Embalagens de produtos químicos 0,0%
Res. de produtos químicos utilizados no tratamento 24,0%
Disposição dos resíduos: 1) Lixo doméstico; 2)
Embalagens de produtos químicos; 3)
Resíduos de produtos químicos utilizados no
tratamento (cal, etc.); 4) Vidrarias e reagentes
de laboratório;
g
3
Vidrarias e reagentes de laboratório 15,0%
59,0% C
3
Regular
Concentração de sólidos no lodo produzido /
efluente
g
4
---xxx---
3,0% 3,0% C
1
Muito Ruim
Erosões 40,0%
Ruídos 20,0%
Odores 20,0%
Impactos ambientais causados na vizinhança
pela operação da ETA (erosões, ruídos,
odores, etc.)
g
5
Poluição visual 20,0%
100,0% C
5
Muito Bom
108
Tabela 7.4 – Dados da Estação de Tratamento de Água Pipiripau - ETA-PI1
Critérios Detalhamento dos critérios
Pontuação
Parcial
Pontuação
Total
Categorias
Individuais
Desempenhos
Individuais
Sistema de recuperação de água de lavagem 33,0%
Sistema de desidratação do lodo 33,0%
Disposição dos efluentes do processo g
1
Disposição do lodo produzido 25,0%
91,0% C
5
Muito Bom
Perdas no processo de tratamento g
2
---xxx---
0,05% 0,05% C
5
Muito Bom
Lixo doméstico 20,0%
Embalagens de produtos químicos 24,0%
Res. de produtos químicos utilizados no tratamento 0,0%
Disposição dos resíduos: 1) Lixo doméstico; 2)
Embalagens de produtos químicos; 3)
Resíduos de produtos químicos utilizados no
tratamento (cal, etc.); 4) Vidrarias e reagentes
de laboratório;
g
3
Vidrarias e reagentes de laboratório 10,0%
54,0% C
3
Regular
Concentração de sólidos no lodo produzido /
efluente
g
4
---xxx---
25,0% 25,0% C
4
Bom
Erosões 40,0%
Ruídos 20,0%
Odores 20,0%
Impactos ambientais causados na vizinhança
pela operação da ETA (erosões, ruídos,
odores, etc.)
g
5
Poluição visual 20,0%
100,0% C
5
Muito Bom
109
Tabela 7.5 – Desempenhos ambientais por critério das ETAs estudadas
Desempenhos Ambientais Individuais
Critérios
ETA-RD1 ETA-BS1 ETA-BZ1 ETA-PI1
Disposição dos efluentes do
processo
g
1
Muito
Bom
Muito
Ruim
Regular
Muito
Bom
Perdas no processo de tratamento g
2
Muito
Bom
Muito
Ruim
/Ruim
Muito
Bom
Muito
Bom
Disposição dos resíduos: 1) Lixo
doméstico; 2) Embalagens de
produtos químicos; 3) Resíduos de
produtos químicos utilizados no
tratamento (cal, etc.); 4) Vidrarias
e reagentes de laboratório
g
3
Muito
Bom
Regular Regular Regular
Concentração de sólidos no lodo
produzido / efluente
g
4
Bom
Muito
Ruim
Muito
Ruim
Bom
Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
(erosões, ruídos, odores, etc.)
g
5
Muito
Bom
Muito
Bom
Muito
Bom
Muito
Bom
Em seguida, foi desenvolvida uma análise de robustez para avaliar a influência
da variação de alguns parâmetros, tais como o nível de corte λ, e os limiares p, q
e v sobre os resultados. Não foi realizado nenhum teste variando o valor dos
pesos pois estes foram definidos em consenso com os especialistas.
Vale lembrar que o nível de corte λ deve estar compreendido entre 0,5 e 1,0 e
que, quanto mais elevado é o nível de corte, mais a relação de desclassificação é
110
pobre, ou seja, haverá mais relações de incomparabilidade (R) nos resultados da
comparação.
Na primeira etapa da análise de robustez foi analisada a influência apenas do
nível de corte λ para os dois possíveis procedimentos de alocação. Os valores dos
limiares p, q e v e dos pesos dos critérios foram mantidos constantes.
As tabelas 7.6, 7.8, 7.10 e 7.12 ilustram a influência do procedimento de
alocação adotado e do valor do nível de corte λ, no resultado final, ou seja, na
categoria de desempenho ambiental em que cada ETA é alocada.
Na ETA-RD1, não houve diferença entre os resultados obtidos para os diferentes
procedimentos de alocação, e nem em relação à variação do nível de corte. Isto
se deveu ao fato dessa ETA possuir os desempenhos ambientais individuais de
quase todos os critérios inseridos na categoria “C
5
- Muito bom”, possuindo
apenas o critério g
4
inserido na categoria “C
4
- Bom”, o que não influenciou o
resultado uma vez que o peso deste critério é relativamente baixo (k=1,1) e o
valor obtido na avaliação deste critério (28,8%) se encontra muito próximo do
valor da ação de referência r
4
, que delimita as categorias C
4
e C
5
. Outro fator que
corrobora essa classificação é o fato de que a diferença entre os valores de r
4
e
da avaliação do critério g
4
(30,0% - 28,8% = 1,2%) é menor que o limiar de
indiferença (q=3,0%), definido inicialmente.
Conforme descrito no capítulo 3.4 desta dissertação, o método ELECTRE TRI,
constrói um índice σ
s
(a
i
, r
j
) que representa o grau de credibilidade da assertiva
a
i
S
g
r
j
, sendo a
i
uma dada ação e r
j
uma ação de referência. A assertiva a
i
S
g
r
j
,
é considerada válida se σ
s
(a
i
, r
j
) ≥λ (nível de corte).
A tabela 7.7 apresenta as relações valoradas de desclassificação entre a ação a
1
(avaliação do desempenho ambiental global da ETA-RD1) e as ações de
referência r
1
a r
4
, ou seja, os graus de credibilidade σ
s
(a
1
,r) e σ
s
(r,a
1
), para
ilustrar como a ação a
1
se comportou relativamente às ações de referência e
porque razão a ação é alocada a esta ou àquela categoria.
Analisando-se os resultados da tabela 7.7, observa-se que σ
s
(a
1
,r
1
)=1,00 > σ
s
(r
1
,a
1
)=0,00, portanto a ação a
1
se mostrou preferível à ação de referência r
1
, ou
111
seja, é valida a assertiva “a ação a
1
desclassifica a ação de referência r
1
(a
1
S r
1
)”
Da mesma forma a
1
se mostrou preferível a todas as demais ações de referência,
conseqüentemente, sendo alocada à categoria C
5
– Muito bom.
Tabela 7.6 – Resultados da Análise de Robustez para a ETA-RD1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
Procedimento de
Alocação
Nível de corte
Categoria de
Desempenho Ambiental
Pessimista 0,5 ≤λ ≤ 1,00 C
5
– Muito bom
Otimista 0,5 ≤λ ≤ 1,00 C
5
– Muito bom
Legenda:
λ = Nível de corte
Tabela 7.7 - Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
1
e as ações de
referência r
1
a r
4
– ETA – RD1
Procedimento de alocação pessimista
Ações de referência
0,5 ≤ λ ≤ 1,00
r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
1
,r
j
) 1,00 1,00 1,00 1,00
σ
s
(r
j
,a
1
)
0,00 0,00 0,00 0,33
a
1
>>>>
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
1
,r
j
) = grau de credibilidade da assertiva a
1
S r
i
(a
1
desclassifica r
i
);
a
1
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global da ETA-
RD1;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
1
e r
i
= a
1
desclassifica r
i
.
112
Nos resultados obtidos para a ETA-BS1, é possível perceber uma diferença nítida
entre os diferentes procedimentos de alocação, bem como a influência que o
valor do nível de corte λ tem sobre os resultados. Quanto mais elevado foi o nível
de corte adotado, mais relações de incomparabilidade nas comparações
ocorreram, como era previsto. No caso do procedimento de alocação pessimista,
isto fez com que o desempenho ambiental global desta ETA fosse avaliado como
“Muito ruim”, já no caso do procedimento de alocação otimista, isto fez com que
o desempenho ambiental global desta ETA fosse avaliado como “Muito bom”.
Isso acontece porque no caso do procedimento de alocação pessimista, quando
ocorre uma relação de incomparabilidade, o aplicativo aloca a ação em questão à
categoria mais alta de modo que a ação desclassifique a ação de referência baixa
da categoria, ao contrário do procedimento de alocação otimista que, quando
ocorre uma relação de incomparabilidade, aloca a ação em questão à categoria
mais baixa de modo que a ação de referência alta da categoria seja preferível à
ação. Esse resultado demonstra que o procedimento de alocação pessimista
utiliza prudência e um maior rigor para definição da categoria de alocação,
tornando-se mais adequado para situações de avaliação de desempenho
ambiental.
Tabela 7.8 – Resultados da Análise de Robustez para ETA-BS1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
Procedimento de
Alocação
Nível de corte
Categoria de
Desempenho Ambiental
0,5 ≤λ ≤ 0,87 C
2
– Ruim
0,88 ≤λ ≤ 0,91
C
1
– Muito Ruim
Pessimista
λ ≥ 0,92 C
1
– Muito Ruim
0,5 ≤λ ≤ 0,87
C
3
– Regular
0,88 ≤λ ≤ 0,91 C
3
– Regular
Otimista
λ ≥ 0,92
C
5
– Muito bom
Legenda:
λ = Nível de corte
113
Em relação aos resultados obtidos para o procedimento de alocação pessimista,
os mais robustos foram os obtidos no intervalo de nível de corte de 0,5 ≤ λ ≤
0,87, que apresentaram apenas uma relação de incomparabilidade com a ação
de referência r
2
que delimita as categorias C
2
– Ruim e C
3
– Regular. Para as
demais ações de referência, os resultados das comparações obtidos foram uma
relação de preferência em relação a r
1
e o oposto em relação a r
3
e r
4
, que se
apresentaram preferíveis em relação à avaliação do desempenho ambiental
global da ETA-BS1 (ação a
2
). Dessa forma, a ETA-BS1 foi alocada à categoria C
2
– Ruim, devido à prudência do procedimento de alocação pessimista.
De modo a tornar mais claro o que foi explicado, o procedimento de alocação
pessimista, para o intervalo 0,5 ≤ λ ≤ 0,87, alocou a ação a
2
à categoria C
2
–
Ruim, uma vez que a
2
é incomparável a r
2
, que é a ação de referência alta dessa
categoria e, ao mesmo tempo, apresentou-se preferível à ação de referência
baixa (r
1
) dessa mesma categoria. Já o procedimento de alocação otimista, para
o mesmo intervalo de λ, alocou a ação a
2
à categoria C
3
– Regular, visto que, a
ação a
2
é incomparável à ação de referência baixa dessa categoria (r
2
) e a ação
de referência alta (r
3
) da categoria C
3
se apresenta como preferível à ação a
2
.
Para o caso de valores elevados de nível de corte, quando ocorrem muitas
relações de incomparabilidade, o procedimento de alocação pessimista, usando a
prudência inerente a ele, aloca a ação à pior categoria e o procedimento de
alocação otimista, à melhor, que foi o caso do intervalo λ ≥ 0,92, onde a ação a
2
,
se apresentou incomparável a todas as ações de referência (r
1
a r
4
) e dessa
forma, foi alocada, respectivamente, às categorias C
1
- Muito ruim e C
5
– Muito
bom, pelos procedimentos de alocação pessimista e otimista.
Se os resultados forem analisados de forma mais específica, pode ser observado
que a ETA-BS1 possui apenas o critério g
5
– Impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA - avaliado individualmente como desempenho
ambiental “Muito bom”, sendo que este é o critério que possui o menor peso
entre todos os critérios (k=0,8). No critério g
1
– Disposição dos efluentes do
processo, cujo peso é o maior entre os critérios (k=3), bem como no critério g
4
,
a referida ETA foi avaliada individualmente como desempenho ambiental “Muito
114
ruim” e nos critérios g
2
– Perdas no processo de tratamento e g
3
– Disposição
dos resíduos, como “Ruim” e “Regular”, respectivamente. Desta forma, conclui-
se que o desempenho ambiental desta ETA não poderia ser avaliado globalmente
como “Muito bom”, estando, em uma avaliação intuitiva, mais próximo das
categorias C
2
– Ruim ou C
1
– Muito Ruim.
A tabela 7.9 apresenta as relações valoradas de desclassificação entre a ação a
2
e as ações de referência r
1
a r
4
, ou seja, os graus de credibilidade σ
s
(a
2
,r
j
) e σ
s
(r
j
,a
2
).
Tabela 7.9 - Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
2
e as ações de
referência r
1
a r
4
– ETA – BS1
Procedimento de alocação pessimista
A
ç
ões de referência
0,5 ≤ λ ≤ 0,87
r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
2
,r
j
) 0,88 0,00 0,00 0,00
σ
s
(r
j
,a
2
) 0,00 0,20 0,91 0,91
a
2
>R<<
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
2
,r
j
) = grau de credibilidade da assertiva a
2
S r
i
(a
2
desclassifica r
i
);
a
2
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global da ETA-
BS1;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
2
e r
i
= a
2
desclassifica r
i
;
< = relação de preferência entre r
i
e a
2
= r
i
desclassifica a
2
;
R = relação de incomparabilidade entre a
2
e r
i
.
Analisando-se os resultados da tabela 7.9, observa-se que σ
s
(a
2
,r
1
)=0,88 > σ
s
(r
1
,a
2
)=0,00, portanto a ação a
2
se mostrou preferível à ação de referência r
1
, ou
seja, é valida a assertiva “a ação a
2
desclassifica a ação de referência r
1
(a
2
S r
1
)”
Em relação à ação de referência r
2
, “a ação a
2
não desclassifica a ação de
115
referência r
2
(não a
2
S r
2
)” e “a ação de referência r
2
não desclassifica a ação a
2
(não r
2
S a
2
)”, isso ocorre porque σ
s
(a
2
,r
2
)=0,00< λ e, ao mesmo tempo,
σ
s
(r
2
,a
2
)=0,20 < λ, conforme explicado no capítulo 3.4 desta dissertação.
Em relação à ação de referência r
3
, “a ação a
2
não desclassifica a ação de
referência r
3
(não a
2
S r
2
)”, mas “a ação de referência r
3
desclassifica a ação a
2
(r
3
S a
2
)”, isso ocorre porque σ
s
(a
2
,r
3
)=0,00< λ e, σ
s
(r
3
,a
2
)=0,91 > λ. Com a
ação de referência r
4
, ocorreu a mesma relação que com a ação de referência r
3
,
desse modo a ação a
2
foi alocada à categoria de desempenho ambiental C
2
–
Ruim.
No caso da ETA-BZ1, da mesma forma que na ETA-BS1, pode-se notar
claramente a influência do procedimento de alocação adotado e do valor de λ,
uma vez que o desempenho ambiental da referida ETA foi avaliado como “Muito
bom”, “Bom” e “Muito ruim” apenas variando-se os parâmetros descritos.
Em relação aos resultados obtidos para o procedimento de alocação pessimista,
considerado o mais adequado, os mais robustos foram os obtidos no intervalo de
nível de corte de 0,62 ≤ λ ≤ 0,70, que não apresentaram relações de
incomparabilidade ou de indiferença em relação às ações de referência r
1
a r
4
. Os
resultados das comparações obtidos foram uma relação de preferência da ação
a
3
(avaliação global da ETA-BZ1) em relação a r
1
, r
2
e r
3
, sendo que apenas a
ação de referência r
4
, que delimita as categorias C
4
e C
5
, apresentou-se
preferível à ação a
3
. Desta forma, a ETA-BZ1 foi alocada à categoria C
4
– Bom,
devido à prudência do procedimento de alocação pessimista.
116
Tabela 7.10 – Resultados da Análise de Robustez para ETA-BZ1 - variações do
nível de corte λ e do procedimento de alocação
Procedimento de
Alocação
Nível de corte
Categoria de
Desempenho Ambiental
0,5 ≤λ ≤ 0,61
C
4
– Bom
0,62 ≤λ ≤ 0,70 C
4
– Bom
0,71 ≤λ ≤ 0,87
C
4
– Bom
Pessimista
λ ≥ 0,88 C
1
– Muito ruim
0,5 ≤λ ≤ 0,61
C
4
– Bom
0,62 ≤λ ≤ 0,70 C
4
– Bom
0,71 ≤λ ≤ 0,87
C
5
– Muito bom
Otimista
λ ≥ 0,88 C
5
– Muito bom
Legenda:
λ = Nível de corte;
A tabela 7.11 apresenta as relações valoradas de desclassificação entre a ação a
3
e as ações de referência r
1
a r
4
, ou seja, os graus de credibilidade σ
s
(a
3
,r) e σ
s
(r,a
3
).
Tabela 7.11 - Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
3
e as ações
de referência r
1
a r
4
– ETA – BZ1
Procedimento de alocação pessimista
Ações de referência
0,62 ≤ λ ≤ 0,70
r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
3
,r
j
)
0,88 0,88 0,88 0,26
σ
s
(r
j
,a
3
) 0,00 0,00 0,61 0,70
a
3
>>><
117
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
3
,r
j
) = grau de credibilidade da assertiva a
3
S r
i
(a
3
desclassifica r
i
);
a
3
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global da ETA-
BZ1;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
3
e r
i
= a
3
desclassifica r
i
;
< = relação de preferência entre r
i
e a
3
= r
i
desclassifica a
3
.
Analisando-se os resultados dessa tabela, observa-se que σ
s
(a
3
,r
1
)=0,88 > σ
s
(r
1
,a
2
)=0,00, portanto a ação a
3
se mostrou preferível à ação de referência r
1
, ou
seja, é valida a assertiva “a ação a
3
desclassifica a ação de referência r
1
(a
3
S r
1
)”
O mesmo fato ocorreu em relação às ações de referência r
2
e r
3
, portanto, a ação
a
3
desclassifica as ações de referência r
1
, r
2
e r
3
.
Em relação à ação de referência r
4
, “a ação a
3
não desclassifica a ação de
referência r
4
(não a
3
S r
4
)”, mas “a ação de referência r
4
desclassifica a ação a
3
(r
4
S a
3
)”, isso ocorre porque σ
s
(a
3
,r
4
)=0,26< λ e, σ
s
(r
4
,a
3
)=0,70 ≥ λ, desse
modo a ação a
3
foi alocada à categoria de desempenho ambiental C
4
– Bom.
Analisando-se os resultados da tabela 7.10, para o intervalo de nível de corte
λ≥0,88, a avaliação global do desempenho ambiental da ETA-BZ1, utilizando-se o
procedimento de alocação pessimista, cai da categoria C
4
– Bom, para a
categoria C
1
– Muito ruim. Esse fato pode ser explicado utilizando os valores dos
graus de credibilidade constantes da tabela 7.11. Com λ ≥ 0,88, a ação a
3
se
torna incomparável a todas as ações de referência, uma vez que o valor de todos
os graus de credibilidade apresentados serão inferiores ao nível de corte, ou
seja, σ
s
(a
3
,r
j
) ≤ λ e σ
s
(r
j
,a
3
) ≤ λ.
No caso da ETA-PI1, segundo resultados apresentados na tabela 7.12, da mesma
forma que na ETA-BS1 e ETA-BZ1, pode-se notar claramente a influência do
procedimento de alocação adotado e do valor de λ, uma vez que o desempenho
ambiental da referida ETA foi avaliado como “Muito bom”, “Bom” e “Regular”,
apenas variando-se os parâmetros descritos.
118
Em relação aos resultados obtidos para o procedimento de alocação pessimista,
os mais robustos foram aqueles obtidos no intervalo de nível de corte de 0,50 ≤ λ
≤ 0,75, que não apresentaram relações de incomparabilidade ou de indiferença
em relação às ações de referência r
1
a r
4
. Os resultados das comparações obtidos
foram relações de preferência da ação a
4
(avaliação global da ETA-PI1) em
relação às ações de referência r
1
, r
2
, r
3
e r
4
. Dessa forma, a ETA-PI1 foi alocada à
categoria C
5
– Muito bom, o que era um resultado esperado, tendo em vista que
esta ETA possui os desempenhos ambientais individuais dos dois critérios de
maior peso (g
1
e g
2
) e do critério g
5
inseridos na categoria “C
5
- Muito bom”,
possuindo apenas o critério g
4
inserido na categoria “C
4
- Bom”, o que não
influenciou o resultado uma vez que o peso desse critério é relativamente baixo
(k=1,1) e o valor obtido na avaliação desse critério (25,0%) se encontra muito
próximo do valor da ação de referência r
4
, que delimita as categorias C
4
- Bom e
C
5
– Muito bom, e a diferença entre os valores de r
4
e da avaliação do critério g
4
(30,0% - 25,0% = 5,0%) é menor que o limiar de preferência estrita (p=9,0%),
definido inicialmente. A pior avaliação individual obtida pela ETA-PI1 foi no
critério g
3
– Disposição dos resíduos, no qual a ETA em questão foi alocada na
categoria C
3
– Regular; porém, o valor da avaliação do critério (54,0%) está
mais próximo da ação de referência r
3
, limite superior da categoria (60,0%), do
que da r
2
, limite inferior da categoria (40,0%), e da mesma forma que ocorreu
no critério g
4
, a diferença entre os valores de r
3
e da avaliação do critério g
3
(60,0% - 54,0% = 6,0%) é menor que o limiar de preferência estrita (p=9,0%),
definido inicialmente.
119
Tabela 7.12 – Resultados da Análise de Robustez para ETA-PI1 (variação do nível
de corte λ e do procedimento de alocação)
Procedimento de
Alocação
Nível de corte
Categoria de
Desempenho Ambiental
0,5 ≤λ ≤ 0,75
C
5
– Muito bom
0,76 ≤λ ≤ 0,92 C
4
– Bom
Pessimista
λ ≥ 0,93
C
3
– Regular
0,5 ≤λ ≤ 0,75 C
5
– Muito bom
0,76 ≤λ ≤ 0,92
C
5
– Muito bom
Otimista
λ ≥ 0,93 C
5
– Muito bom
Legenda:
λ = Nível de corte;
A tabela 7.13 apresenta as relações valoradas de desclassificação entre a ação a
4
e as ações de referência r
1
a r
4
, ou seja, os graus de credibilidade σ
s
(a
4
,r) e σ
s
(r,a
4
).
Tabela 7.13 - Relações valoradas de desclassificação entre a ação a
4
e as ações
de referência r
1
a r
4
- ETA – PI1
Procedimento de alocação pessimista
Ações de referência
0,50 ≤ λ ≤ 0,75
r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
4
,r
j
)
1,00 1,00 0,93 0,76
σ
s
(r
j
,a
4
) 0,00 0,00 0,01 0,25
a
4
>>>>
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
4
,r
j
) = grau de credibilidade da assertiva a
4
S r
i
(a
4
desclassifica r
i
);
120
a
4
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global da ETA-
PI1;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
4
e r
i
= a
4
desclassifica r
i
;
Analisando-se os resultados da tabela 7.13, observa-se que σ
s
(a
4
,r
1
)=1,00 > σ
s
(r
1
,a
4
)=0,00, portanto a ação a
4
se mostrou preferível à ação de referência r
1
, ou
seja, é valida a assertiva “a ação a
4
desclassifica a ação de referência r
1
(a
4
S r
1
)”
Da mesma forma a
4
se mostrou preferível a todas as demais ações de referência,
uma vez que σ
s
(a
4
,r
j
) ≥ λ para todas as ações de referência, conseqüentemente,
sendo alocada à categoria C
5
– Muito bom.
Para a ETA-PI1, caso fosse adotado um valor de λ > 0,76, surgiria uma relação
de incomparabilidade entre a
4
e r
4
, devido ao valor do grau de credibilidade
σ
s
(a
4
,r
4
) = 0,76, fazendo com que a avaliação global do desempenho ambiental
desta ETA fosse alocado à categoria C
4
– Bom ao invés de C
5
– Muito bom, como
pode ser observado na tabela 7.12.
Com base nos resultados acima descritos, optou-se pela adoção do nível de corte
λ=0,7, por ser um valor que oferece um bom compromisso entre a certeza dos
resultados da avaliação e a existência de uma resposta para o problema. Isso
ocorre porque quanto mais próximo de 1,0 estiver o valor de λ, uma maior
exigência estará sendo imposta para a avaliação, porém, um maior número de
relações de incomparabilidade surgirão, fazendo com que a resposta não seja
obtida. O contrário ocorre com valores de λ muito próximos de 0,5.
Esse valor adotado para λ pertence aos intervalos que apresentaram resultados
robustos em todas as ETAs, corroborando a sua adoção.
Na segunda etapa da análise, foi estudada a influência dos valores dos limiares
p, q e v sobre os resultados, sendo que os pesos dos critérios foram mantidos
constantes e, o procedimento de alocação e o nível de corte λ utilizados foram
aqueles definidos na primeira etapa desta análise, ou seja, procedimento de
alocação pessimista, com λ=0,7.
121
A primeira tentativa de simulação de alteração dos valores dos limiares foi, de
forma heurística, a de aumentar o valor do limiar de indiferença (q) em 50% e
manter as relações definidas inicialmente, p/q=3 e v/p=7, constantes. Os
valores utilizados nessa simulação encontram-se nas tabelas 7.14 e 7.15.
Porém, o resultado obtido durante a fase de teste dos dados de entrada no
ELECTRE TRI foi uma mensagem indicando que a definição das ações de
referência não estava coerente. Isto se deveu ao fato de que os intervalos de
preferência estrita de uma categoria estavam se sobrepondo aos intervalos de
indiferença da categoria consecutiva e vice-versa. Dessa forma, optou-se por
realizar uma segunda simulação, reduzindo a variação do valor de q para 20%
ao invés de 50%, mantendo as demais relações conforme descrito. Os valores
dos limiares p, q e v considerados na segunda simulação encontram-se na tabela
7.16.
Na segunda simulação, a definição das ações de referência se apresentou
coerente e os resultados foram positivos, ou seja, não alteraram as categorias às
quais as quatro ETAs do estudo de caso foram alocadas, para λ = 0,7
A tabela 7.17 apresenta os resultados obtidos na segunda simulação.
Para os resultados apresentados na tabela 7.17, não houve relações de
incomparabilidade (R) ou de indiferença (I) nos resultados das comparações. Os
índices de credibilidade relativos à segunda simulação, para λ=0,7 encontram-se
na tabela 7.18.
Ao serem comparados os valores da tabela 7.18 com os das tabelas 7.7, 7.9,
7.11 e 7.13, pode se perceber que a alteração de 20% nos valores dos limiares
não afetou os resultados.
Uma terceira simulação foi realizada, reduzindo-se em 20% o valor inicial do
limiar q para todas as ações de referência de todos os critérios e mantendo-se as
relações p/q=3 e v/p=7, da mesma forma que na segunda simulação. Os valores
dos limiares p,q e v considerados na terceira simulação encontram-se na tabela
7.19.
122
Nessa terceira simulação, a definição das ações de referência se apresentou
coerente e os resultados foram positivos, ou seja, da mesma forma que na
segunda simulação, não se alteraram as categorias às quais as quatro ETAs do
estudo de caso foram alocadas, conforme ilustra a tabela 7.20.
123
Tabela 7.14 – Parâmetros do suporte metodológico considerados em todas as simulações – Definição das categorias de
desempenho ambiental e das ações de referência relacionadas a cada critério ambiental
Categoria Categoria Categoria Categoria Categoria
Critérios
r
0
C
1
r
1
C
2
r
2
C
3
r
3
C
4
r
4
C
5
r
5
g
1
0,0% 20,0% 40,0% 60,0% 80,0% 100,0%
g
2
15,0% 6,0% 3,0% 1,0% 0,5% 0,0%
g
3
0,0% 20,0% 40,0% 60,0% 80,0% 100,0%
g
4
0,5% 10,0% 15,0% 20,0% 30,0% 40,0%
g
5
0,0%
Muito
Ruim
20,0%
Ruim
40,0%
Regular
60,0%
Bom
80,0%
Muito
Bom
100,0%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
C
1
a C
5
= Categorias de desempenho ambiental
r
0
a r
5
= Ações de referência que delimitam as categorias C
1
a C
5
124
Tabela 7.15 – Parâmetros do suporte metodológico considerados na primeira simulação – Definição dos limiares de
preferência, indiferença e veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
.
Limiares r
1
Limiares r
2
Limiares r
3
Limiares r
4
Critérios
pqvpqvpqvpqv
g
1
13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5%
g
2
2,25% 0,75% 15,75% 1,35% 0,45% 9,45% 0,90% 0,30% 6,30% 0,23% 0,08% 1,58%
g
3
13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5%
g
4
9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0% 9,0% 3,0% 63,0%
g
5
13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5% 13,5% 4,5% 94,5%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
r
1
a r
4
= Ações de referência
p = limiares de preferência estrita relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
q = limiares de indiferença relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
v = limiares de veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
Obs: Conforme descrito no texto do capítulo 6, não existe a necessidade de definição de limiares p, q e v para as ações de
referência r
0
e r
5
.
125
Tabela 7.16 – Parâmetros do suporte metodológico considerados na segunda simulação – Definição dos limiares de
preferência, indiferença e veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
.
Limiares r
1
Limiares r
2
Limiares r
3
Limiares r
4
Critérios
pqvpqvpqvpqv
g
1
10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6%
g
2
1,80% 0,60% 12,60% 1,08% 0,36% 7,56% 0,72% 0,24% 5,04% 0,18% 0,06% 1,26%
g
3
10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6%
g
4
7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4%
g
5
10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6% 10,8% 3,6% 75,6%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
r
1
a r
4
= Ações de referência
p = limiares de preferência estrita relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
q = limiares de indiferença relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
v = limiares de veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
Obs: Conforme descrito no texto do capítulo 6, não existe a necessidade de definição de limiares p, q e v para as ações de
referência r
0
e r
5
.
126
Tabela 7.17 – Resultados da segunda simulação
ETA Categoria de
Desempenho Ambiental
ETA-RD1 C
5
– Muito bom
ETA-BS1 C
2
– Ruim
ETA-BZ1 C
4
– Bom
ETA-PI1 C
5
– Muito bom
Tabela 7.18 - Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e as
ações de referência r
1
a r
4
– segunda simulação
λ = 0,7 r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
1
,r) 1,00 1,00 1,00 1,00
σ
s
(r,a
1
) 0,00 0,00 0,02 0,40
ETA-RD1
a
1
>>>>
σ
s
(a
2
,r) 0,88 0,22 0,00 0,00
σ
s
(r,a
2
) 0,00 0,82 0,91 0,91
ETA-BS1
a
2
><<<
σ
s
(a
3
,r) 0,88 0,88 0,88 0,34
σ
s
(r,a
3
) 0,00 0,03 0,68 0,76
ETA-BZ1
a
3
>>><
σ
s
(a
4
,r) 1,00 1,00 0,95 0,78
σ
s
(r,a
4
) 0,00 0,00 0,12 0,27
ETA-PI1
a
4
>>>>
127
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
i
,r) = grau de credibilidade da assertiva a
i
S r
(a
i
desclassifica r);
σ
s
(r, a
i
) = grau de credibilidade da assertiva r S a
i
(r desclassifica a
i
);
a
i
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global das
quatro ETAs;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
i
e r = a
i
desclassifica r;
< = relação de preferência entre r e a
i
= r desclassifica a
i
.
128
Tabela 7.19 – Parâmetros do suporte metodológico considerados na terceira simulação – Definição dos limiares de
preferência, indiferença e veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
.
Limiares r
1
Limiares r
2
Limiares r
3
Limiares r
4
Critérios
pqvPqvpqvpqv
g
1
7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4%
g
2
1,20% 0,40% 8,40% 0,72% 0,24% 5,04% 0,48% 0,16% 3,36% 0,12% 0,04% 0,84%
g
3
7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4%
g
4
4,8% 1,6% 33,6% 4,8% 1,6% 33,6% 4,8% 1,6% 33,6% 4,8% 1,6% 33,6%
g
5
7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4% 7,2% 2,4% 50,4%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
r
1
a r
4
= Ações de referência
p = limiares de preferência estrita relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
q = limiares de indiferença relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
v = limiares de veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
Obs: Conforme descrito no texto do capítulo 6, não existe a necessidade de definição de limiares p, q e v para as ações de
referência r
0
e r
5
.
129
Tabela 7.20 – Resultados da terceira simulação
ETA Categoria de
Desempenho Ambiental
ETA-RD1 C
5
– Muito bom
ETA-BS1 C
2
– Ruim
ETA-BZ1 C
4
– Bom
ETA-PI1 C
5
– Muito bom
Tabela 7.21 - Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e as
ações de referência r
1
a r
4
– terceira simulação
λ = 0,7 r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
1
,r) 1,00 1,00 1,00 1,00
σ
s
(r,a
1
) 0,00 0,00 0,00 0,24
ETA-RD1
a
1
>>>>
σ
s
(a
2
,r) 0,83 0,12 0,00 0,00
σ
s
(r,a
2
) 0,00 0,00 0,91 0,91
ETA-BS1
a
2
>R<<
σ
s
(a
3
,r) 0,88 0,88 0,88 0,14
σ
s
(r,a
3
) 0,00 0,00 0,38 0,61
ETA-BZ1
a
3
>>>R
σ
s
(a
4
,r) 1,00 1,00 0,89 0,73
σ
s
(r,a
4
) 0,00 0,00 0,02 0,20
ETA-PI1
a
4
>>>>
130
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
i
,r) = grau de credibilidade da assertiva a
i
S r
(a
i
desclassifica r);
σ
s
(r, a
i
) = grau de credibilidade da assertiva r S a
i
(r desclassifica a
i
);
a
i
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global das
quatro ETAs;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
i
e r = a
i
desclassifica r;
< = relação de preferência entre r e a
i
= r desclassifica a
i
;
R = relação de incomparabilidade entre a
i
e r.
Uma quarta simulação foi realizada, mantendo-se os valores dos limiares q e p
definidos inicialmente para todas as ações de referência de todos os critérios e
aumentando-se o valor do limiar de veto v de modo que a relação v/p aumentou
para 10 (dez), limite superior da faixa recomendada, ao invés de 7 (sete)
considerado inicialmente, ou seja v/p=10. Os valores dos limiares p,q e v
considerados na quarta simulação encontram-se na tabela 7.22.
Nessa quarta simulação, a definição das ações de referência se apresentou
coerente e os resultados foram positivos, ou seja, da mesma forma que na
segunda e na terceira simulações, não se alteraram as categorias às quais as
quatro ETAs do estudo de caso foram alocadas, conforme ilustra a tabela 7.23.
Para os resultados apresentados na tabela 7.23, não foram apresentadas
relações de incomparabilidade (R) ou de indiferença (I) nos resultados das
comparações. Os índices de credibilidade relativos à quarta simulação, para
λ=0,7 encontram-se na tabela 7.24.
Ao serem comparados os valores da tabela 7.24 com os das tabelas 7.7, 7.9,
7.11, 7.13, 7.18 e 7.21, pode se perceber que o acréscimo nos valores dos
limiares de veto para os diferentes critérios em todas as ações de referência não
afetou os resultados.
131
Tabela 7.22 – Parâmetros do suporte metodológico considerados na quarta simulação – Definição dos limiares de preferência,
indiferença e veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
.
Limiares r
1
Limiares r
2
Limiares r
3
Limiares r
4
Critérios
Pqvpqvpqvpqv
g
1
9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0%
g
2
1,50% 0,50% 15,00% 0,90% 0,30% 9,00% 0,60% 0,20% 6,00% 0,15% 0,05% 1,50%
g
3
9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0%
g
4
6,0% 2,0% 60,0% 6,0% 2,0% 60,0% 6,0% 2,0% 60,0% 6,0% 2,0% 60,0%
g
5
9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0% 9,0% 3,0% 90,0%
Legenda:
g
1
a g
5
= critérios ambientais
r
1
a r
4
= Ações de referência
p = limiares de preferência estrita relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
q = limiares de indiferença relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
v = limiares de veto relacionados às ações de referência r
1
a r
4
e aos critérios g
1
a g
5
.
Obs: Conforme descrito no texto do capítulo 6, não existe a necessidade de definição de limiares p, q e v para as ações de
referência r
0
e r
5
.
132
Tabela 7.23 – Resultados da quarta simulação
ETA Categoria de
Desempenho Ambiental
ETA-RD1 C
5
– Muito bom
ETA-BS1 C
2
– Ruim
ETA-BZ1 C
4
– Bom
ETA-PI1 C
5
– Muito bom
Tabela 7.24 - Relações valoradas de desclassificação entre as ações a
1
a a
4
e
as ações de referência r
1
a r
4
– quarta simulação
λ = 0,7 r
1
r
2
r
3
r
4
σ
s
(a
1
,r) 1,00 1,00 1,00 1,00
σ
s
(r,a
1
) 0,00 0,00 0,00 0,33
ETA-RD1
a
1
>>>>
σ
s
(a
2
,r) 0,88 0,23 0,01 0,00
σ
s
(r,a
2
) 0,33 0,00 0,91 0,91
ETA-BS1
a
2
><<<
σ
s
(a
3
,r) 0,88 0,88 0,88 0,38
σ
s
(r,a
3
) 0,01 0,05 0,61 0,70
ETA-BZ1
a
3
>>><
σ
s
(a
4
,r) 1,00 1,00 0,93 0,76
σ
s
(r,a
4
) 0,00 0,00 0,12 0,27
ETA-PI1
a
4
>>>>
133
Legenda:
λ = Nível de corte;
σ
s
(a
i
,r) = grau de credibilidade da assertiva a
i
S r
(a
i
desclassifica r);
σ
s
(r, a
i
) = grau de credibilidade da assertiva r S a
i
(r desclassifica a
i
);
a
i
= ação que corresponde à avaliação de desempenho ambiental global das
quatro ETAs;
r
1
a r
4
= ações de referência;
> = relação de preferência entre a
i
e r = a
i
desclassifica r;
< = relação de preferência entre r e a
i
= r desclassifica a
i
.
Dessa forma, conclui-se que os estudos de caso indicam que os valores a
serem adotados pelo suporte metodológico proposto, são aqueles
apresentados inicialmente (tabelas 6.4 e 6.5), o nível de corte λ=0,7 e o
procedimento de alocação pessimista.
Após a obtenção dos resultados finais, estes foram analisados por especialistas
que consideraram pertinente a avaliação realizada.
A figura 7.1 apresenta de forma resumida, o suporte metodológico proposto.
O suporte metodológico proposto poderia ser testado em outras situações de
avaliação de desempenho ambiental, que estivessem associadas a um maior
grau de incerteza, desde que os limiares q, p e v adotados e o nível de corte λ,
fossem alterados de modo a aumentar a certeza associada aos resultados da
avaliação.
Do mesmo modo, caso os contextos tecnológicos das ETAs do estudo de caso
fossem diferentes, possivelmente as ações de referência r
1
, r
2
, r
3
e r
4
, seriam
também diferentes das adotadas no suporte metodológico proposto e isso
acarretaria resultados diferentes daqueles obtidos.
Os critérios ambientais selecionados para compor o suporte, foram escolhidos
em função dos dados disponíveis, uma vez que se optou pela utilização de
134
indicadores de desempenho para se proceder à avaliação. Um avanço na
definição do suporte seria no sentido de buscar identificar novos critérios para
impactos ambientais não avaliados, como por exemplo, consumo de energia
elétrica.
As escalas dos critérios deveria ser avaliada por um painel mais amplo de
especialistas das áreas de meio ambiente e de tratamento de água, de modo a
se tornarem mais representativas de situações reais.
135
Solicitação de avaliação do desempenho
ambiental da Estação de Tratamento de Esgoto
Visita ao local para avaliação do processo de
tratamento adotado pela ETA
Constituição de equipe interna com função de
fornecimento de informações durante o processo
de coleta de dados e avaliação do desempenho
Adequação dos critérios ambientais,
pesos e limiares a serem utilizados na
avaliação de desempenho
Reunião com equipe interna da ETA
para coleta de informações
Pesquisa junto à população vizinha para
obtenção de informações adicionais sobre
os impactos ambientais causados na
vizinhança pela operação da ETA
Tratamento dos dados
Aplicação do método ELECTRE TRI
(utilização do software - procedimento
de alocação pessimista)
Análise de robustez (verificação da
influência da variação do nível de corte
λ
e limiares p, q e v sobre os resultados)
Resultados
satisfatórios?
Conclusão do Relatório de Avaliação
Sim
Redefinição dos critérios,
pesos, limiares e nível de
corte
Não
Figura 7.1 – Suporte Metodológico Proposto
136
8 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
Propôs-se examinar, no âmbito desta pesquisa, o interesse em se desenvolver
uma metodologia para avaliação do desempenho ambiental de estações de
tratamento de água em fase de operação, que permitisse classificar o
empreendimento em questão em categorias pré-definidas, comparando o seu
desempenho com o de outros empreendimentos similares.
O presente capítulo foi estruturado em três blocos. O primeiro traz um breve
resumo do trabalho, apresentando as hipóteses formuladas e os temas
pesquisados durante a revisão bibliográfica. O segundo bloco apresenta os
resultados obtidos e as conclusões gerais e específicas do trabalho. No terceiro
bloco, são apresentadas proposições e recomendações para futuras pesquisas
e reflexões.
Para o desenvolvimento deste trabalho, realizou-se pesquisa bibliográfica
sobre efeitos ambientais de ETAs, indicadores de desempenho ambiental, e
métodos multicritério adequados à avaliação global de desempenho ambiental
de empreendimentos. Além desses três temas, foi, também, realizada
pesquisa bibliográfica sobre o histórico do comprometimento corporativo à
gestão ambiental, com o objetivo de se avaliar a evolução da questão
ambiental no Brasil e no mundo. Após concluída a pesquisa bibliográfica,
passou-se ao desenvolvimento de suporte metodológico que utiliza indicadores
de desempenho ambiental e o método multicritério ELECTRE TRI, para
avaliação de desempenho ambiental de ETAs. Em seguida, esse suporte foi
testado em quatro estações de tratamento de água do Distrito Federal.
No âmbito da pesquisa, procedeu-se, inicialmente, a uma avaliação sobre os
efeitos que as ETAs podem causar no meio ambiente durante a fase de
operação, de modo a auxiliar na definição dos indicadores de desempenho que
seriam considerados para o desenvolvimento do suporte metodológico.
Observou-se que as estações de tratamento de água podem ser consideradas
como indústrias que produzem água potável para abastecimento e, dessa
forma, produzem impactos ambientais positivos e negativos. O principal
impacto identificado como positivo causado pela operação de uma ETA, é
137
melhoria nas condições de vida e saúde da população abastecida. Os principais
impactos ambientais negativos identificados durante essa fase da pesquisa
foram: perdas de água; disposição de seus resíduos, tais como lodo,
embalagens de produtos químicos, produtos químicos refugados, lixo
doméstico e vidrarias de laboratório; consumo de energia elétrica; e, impactos
ambientais que possam incomodar a vizinhança, tais como ruídos, odores,
poluição ambiental e erosões.
Em seguida, procedeu-se à pesquisa sobre indicadores de desempenho, uma
vez que o suporte metodológico proposto tem como base a utilização de
indicadores de desempenho ambiental, de modo a facilitar a coleta de dados,
tornando-se mais prático e de rápida aplicação.
Na terceira etapa da pesquisa bibliográfica, foram analisados os principais
métodos de auxílio à decisão, visando a fundamentar o procedimento de
avaliação de desempenho. Dentre os métodos passíveis de serem utilizados, o
método multiobjetivo ELECTRE TRI mostrou-se o mais adequado tendo em
vista que, entre outros fatores, ele promove a alocação das ações a categorias
definidas a priori, que, no caso, puderam ser associadas a diferentes níveis de
desempenho ambiental das ETAs. Outra vantagem encontrada na utilização
desse método é que ele permite trabalhar com critérios que utilizam diferentes
formas de mensuração, trazendo uma maior flexibilidade para o
desenvolvimento do suporte metodológico.
Para o desenvolvimento do suporte metodológico, objeto desta dissertação, foi
composto um painel de especialistas nas áreas de tratamento de água e meio
ambiente com o objetivo de definir os critérios ambientais; os pesos; as ações
de referência e os limiares de indiferença (q), de preferência estrita (p) e de
veto (v) relativos a esses critérios e as categorias de desempenho ambiental
às quais as ETAs poderiam ser alocadas. Durante essa etapa, muitas
modificações e adaptações foram feitas de modo a produzir um modelo que
fosse ao mesmo tempo capaz de avaliar o desempenho ambiental de ETAs de
portes, processos de tratamento, desempenhos operacionais diferenciados,
como também daquelas que estivessem inseridas em contextos ambientais
138
diferentes; da forma mais prática possível, de modo a adoção do suporte por
companhias e serviços de saneamento brasileiros.
Os critérios adotados no suporte metodológico foram:
1. Disposição dos efluentes do processo;
2. Perdas no processo de tratamento;
3. Disposição dos resíduos;
4. Concentração de sólidos no lodo produzido/efluente;
5. Impactos ambientais causados na vizinhança pela operação da ETA;
Cabe ressaltar que a experiência utilizada na definição dos parâmetros, bem
como os dados coletados para teste do referido suporte, dizem respeito ao
Distrito Federal, o que pode levar a um maior rigor na avaliação do
desempenho ambiental em virtude de o DF se encontrar em situação
privilegiada, em relação à maioria dos estados brasileiros, no que diz respeito
às questões de saneamento. Dessa forma, os parâmetros adotados no
suporte, tais como as ações de referência e os limiares q, p e v podem ser
mais característicos da situação do DF que da situação do Brasil. Para a
utilização do modelo em outros contextos, seria necessário se proceder a uma
reavaliação dos valores dos parâmetros mencionados, bem como, uma nova
definição dos pesos que devem refletir a importância dos critérios em relação
ao contexto em que a ETA em questão está inserida.
Os resultados da avaliação obtidos pelo suporte metodológico foram
considerados pertinentes e interessantes pelos especialistas, embora não se
tenha procedido a uma consulta sistemática a eles.
Verificou-se que foi fundamental a utilização de uma ferramenta de auxílio à
decisão para a definição dos níveis de desempenho ambiental das ETAs, tendo
em vista o número de critérios e a diferença de importância que existe entre
eles. Esse fato foi confirmado pelos especialistas que foram consultados.
Em relação aos indicadores de desempenho, percebeu-se que o próprio
processo de formulação e construção destes, junto aos especialistas,
contribuiu para aumentar o conhecimento sobre os impactos ambientais
139
associados à operação de uma ETA, enriquecendo e trazendo praticidade ao
suporte metodológico proposto.
Uma vez concluída a etapa de desenvolvimento do suporte metodológico,
foram realizados testes em quatro ETAs do DF, de diferentes portes, processos
de tratamento e inseridas em contextos ambientais diferentes. Três das quatro
ETAs estudadas possuem sistema de reaproveitamento de água de lavagem,
sendo que das três, duas possuem sistema de desidratação de lodo e a outra
envia o lodo adensado para ser tratado em uma estação de tratamento de
esgoto. Das quatro ETAs, uma pode ser considerada de grande porte e as
outras de portes bem menores. Uma das quatro ETAs está inserida em centro
urbano, enquanto que as demais são localizadas em regiões mais afastadas do
centro urbano. Muitas diferenças também podem ser encontradas em uma
avaliação do processo de tratamento empregado por cada uma delas.
Os resultados obtidos com a utilização do ELECTRE TRI foram coerentes e
considerados dentro do esperado. Desse modo, os desempenhos ambientais
das quatro ETAs foram classificados como:
Estação de Tratamento de Água do Rio Descoberto (ETA-RD1) – Muito
bom
Estação de Tratamento de Água de Brasília (ETA-BS1) – Ruim
Estação de Tratamento de Água de Brazlândia (ETA-BZ1) – Bom
Estação de Tratamento de Água Pipiripau (ETA-PI1) – Muito bom
É importante deixar claro que, apesar do desempenho ambiental da ETA
Brasília ter sido classificado como ruim, esta ETA possui um papel social muito
importante no DF, uma vez que produz água de excelente qualidade que é
distribuída para uma parcela significativa da população local. Os fatos
causadores deste resultado foram a idade da construção e a não utilização de
determinadas tecnologias que foram consideradas importantes pelos
especialistas (sistemas de reaproveitamento das águas de lavagem e de
desidratação do lodo).
O uso do aplicativo do ELECTRE TRI pode ser considerado de fácil aplicação e
rápido na obtenção dos resultados.
140
Considera-se importante ressaltar que, durante a realização desse trabalho,
algumas questões se apresentaram e não puderam ser desenvolvidas em
função das limitações próprias de uma Dissertação de Mestrado. Dessa forma,
é importante que fiquem registradas algumas recomendações:
O suporte metodológico foi desenvolvido e testado utilizando-se apenas
o método multicritério ELECTRE TRI, entretanto, outros métodos
poderiam ser testados para uso em avaliações de desempenho
ambiental;
Recomenda-se estudar uma forma de incluir como critério ambiental
“Consumo de energia elétrica”, considerando questões como a economia
de escala e localização geográfica da ETA.
Avaliação do suporte metodológico proposto, com eventual adaptação,
para ETAs localizadas em outras regiões, como na Região Nordeste,
onde os problemas ambientais podem se apresentar de maneira
diferente.
Avaliação do suporte metodológico proposto para utilização em outras
atividades, tais como indústrias químicas, de alimentos, de bebidas,
etc., considerando-se, naturalmente, adequações no conjunto de
critérios ambientais e demais parâmetros envolvidos na avaliação.
141
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