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Avaliação da exposição de crianças a matéria particulada em ambiente urbano
Inês da Cunha Lopes
Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em
Engenharia do Ambiente
Orientadores:
Doutora Susana Marta Lopes Almeida
Doutora Vânia Isabel Ferreira Martins
Júri
Presidente: Professora Maria Joana Castelo-Branco de Assis Teixeira
Neiva Correia Orientadores: Doutora Susana Marta Almeida
Vogais: Doutora Célia dos Anjos Alves
Novembro 2018
“The important thing is not to stop questioning.
Curiosity has its own reason for existence.”
― Albert Einstein
Agradecimentos Quero expressar os meus sinceros agradecimentos a todas as pessoas que de forma direta e
indireta contribuíram para a elaboração deste trabalho.
Às minhas orientadoras, Dra. Marta Almeida e Dra. Vânia Martins pela motivação, partilha de
conhecimento, disponibilidade e orientação que permitiu com que desenvolvesse o melhor trabalho
possível. Em particular, à Marta Almeida por me ter dado a oportunidade de realizar esta
dissertação e pela confiança em mim depositada. À Vânia Martins por todo o acompanhamento,
apoio constante e por estar sempre pronta a ajudar, assim como pela amizade e bons momentos
ao longo destes meses.
Ao grupo da Qualidade do Ar do C2TN, nomeadamente à Catarina Galinha, Isabel Dionísio, Joana
Coutinho, Joana Lage, Marta Almeida, Nuno Canha, Tiago Faria e Vânia Martins por me terem
recebido de braços abertos, pela simpatia e companheirismo. Um agradecimento especial à
Carolina Correia, Isabel Dionísio e Vânia Martins por proporcionarem um bom ambiente no
gabinete e por terem tornado os dias de trabalho mais alegres. E ao Tiago Faria pela amizade e
ajuda durante a campanha de amostragem.
Às crianças que participaram no estudo e respetivos pais por terem demonstrado interesse e
disponibilidade para o estudo, assim como pela simpatia com que me receberam ao longo dos dias
de amostragem.
À minha família, em especial pais e irmã. Aos meus pais pelos princípios que sempre me
transmitiram, às oportunidades que me ofereceram, amor e apoio incondicional. À minha irmã pela
amizade, carinho e ajuda prestada ao longo deste trabalho.
Aos meus amigos pelo seu incentivo, em especial à Carolina Correia que esteve sempre presente
ao longo de todo o percurso académico e pela amizade ao longo destes anos. Pelo apoio e
paciência nos bons e maus momentos, horas de partilha, gargalhadas e entreajuda.
Ao Jardim Zoológico de Lisboa por ter colaborado através da oferta de bilhetes às crianças que
participaram neste estudo.
Ao projeto LIFE Index-Air por me ter dado oportunidade de realizar esta tese de mestrado.
i
Resumo O material particulado (PM) tem impactes adversos na saúde humana. As crianças são um grupo
suscetível, por respirarem maiores volumes de ar em relação aos pesos corporais e os seus órgãos
ainda estarem em desenvolvimento.
Este estudo tem como objetivo quantificar a exposição diária e dose inalada das crianças a PM. Nove
crianças de Lisboa transportaram equipamentos durante 3 dias de forma a quantificar a concentração
de PM2.5 e de carbono negro (BC).
As crianças despenderam mais de 80% do tempo em ambientes interiores, especialmente em casa e
na sala de aula. A exposição depende do microambiente frequentado e das atividades realizadas. As
concentrações de PM2.5 variaram entre 12 – 28 μg/m3. A análise temporal da concentração de BC
mostrou picos elevados em parques de estacionamento subterrâneos, enquanto velas estão acesas e
quando são feitos grelhados no carvão. A exposição e a dose inalada média diária ao BC foram igual
a 1.3 μg/m3 e 15 μg, respetivamente. A casa foi o microambiente que mais contribuiu para a
exposição (39%) e dose inalada (28%) devido a grande parte do tempo ter sido despendido em casa
(55%). O transporte representou 5.0% do tempo diário, no entanto teve uma contribuição significativa
para a exposição (21%) e para a dose inalada (23%) devido à elevada concentração de BC
(5.1 μg/m3) a que as crianças estiveram expostas.
Este estudo pode ser usado para ajudar a priorizar metas para minimizar a exposição das crianças ao
PM e para indicar medidas de estratégias de controlo.
Palavras-chave: Crianças, Padrão atividade-tempo, PM2.5, Carbono negro, Exposição pessoal e
Dose inalada.
ii
Abstract
The particulate matter (PM) has adverse impacts on human health. Children are considered a
susceptible group since they breathe high volumes of air relative to their body weights and their
tissues and organs are growing.
The main objective of this study is to quantify the children’s daily exposure to PM and the respective
inhaled dose. Nine children from Lisbon carried equipment along three days in order to quantify the
PM2.5 and black carbon (BC) concentrations.
The children spent more than 80% of their time indoors, especially at home and in the classroom. The
exposure depends on the microenvironment frequented and the activities performed. The PM2.5
concentrations varied between 12 - 28 µg/m3. Time series analysis of the BC concentrations showed
high peaks in underground parking lots, when candles are burning and during charcoal grills. The
mean daily exposure and the inhaled dose were equal to 1.3 μg/m3 and 15 μg, respectively. Home
was the microenvironment that mostly contributed to the daily BC exposure (39%) and inhaled dose
(28%) thanks to the large amount of time spent there (55%). Transportation accounted for 5.0% of
daily time however, children received intense exposure (21%) and inhaled dose (23%) due to the high
BC concentration (5.1 μg/m3) in which the children were exposed.
This study may be used to help prioritize targets for minimizing children's exposure to PM and to
indicate outcomes of control strategies.
Keywords: Children, Time-activity pattern, PM2.5, Black carbon, Personal exposure and Inhaled
dose.
iii
Índice Resumo.................................................................................................................................................... i
Abstract .................................................................................................................................................. ii
Índice ..................................................................................................................................................... iii
Índice de figuras .................................................................................................................................... v
Índice de tabelas ................................................................................................................................... vi
Índice de figuras de anexos ............................................................................................................... vii
Índice de tabelas de anexos ............................................................................................................... vii
Lista de abreviaturas .......................................................................................................................... viii
1. Introdução ..................................................................................................................................... 1
1.1. Enquadramento .................................................................................................................... 1 1.2. Objetivos e âmbito ............................................................................................................... 2 1.3. Organização da dissertação ............................................................................................... 2
2. Estado da Arte ............................................................................................................................... 4
2.1. Abordagem ao estado da arte ............................................................................................ 4 2.2. Poluição atmosférica ........................................................................................................... 4 2.3. Partículas atmosféricas ....................................................................................................... 6
2.3.1. Ciclo de vida das partículas .......................................................................................... 7 2.3.2. Formação e propriedades das partículas ...................................................................... 9 2.3.3. Carbono negro ............................................................................................................. 11 2.3.4. Impactes negativos das partículas .............................................................................. 12
2.4. Exposição à matéria particulada ...................................................................................... 15 2.4.1. Microambientes ........................................................................................................... 18 2.4.1.1. Qualidade do ar interior ............................................................................................... 18 2.4.2. População infantil ........................................................................................................ 20 2.4.3. Padrão atividade-tempo .............................................................................................. 21 2.4.3.1. Principais microambientes interiores frequentados pelas crianças ............................ 22
3. Método ......................................................................................................................................... 24
3.1. Paradigma de avaliação de risco ..................................................................................... 24 3.2. Caracterização da área de estudo .................................................................................... 24
3.2.1. Locais de amostragem ................................................................................................ 24 3.3. Técnicas de medição e amostragem ............................................................................... 25
3.3.1. Equipamentos utilizados ............................................................................................. 25 3.3.1.1. Bomba e Impactor Pessoal em Cascata ..................................................................... 25 3.3.1.2. Micro – Aetalómetro AE51 .......................................................................................... 27 3.3.1.3. GPS eTrex 20 .............................................................................................................. 28 3.3.2. Monitorização pessoal ................................................................................................. 28 3.3.2.1. Questionários e diários ................................................................................................ 29
3.4. Técnica de análise ............................................................................................................. 30 3.4.1. Análise Gravimétrica ................................................................................................... 30 3.4.2. Exposição .................................................................................................................... 31 3.4.3. Dose inalada ................................................................................................................ 32 3.4.4. Intensidade .................................................................................................................. 33 3.4.5. Análise estatística........................................................................................................ 33
iv
4. Resultados e Discussão ....................................................................................................... 34
4.1. Padrão atividade – tempo das crianças ...................................................................... 34 4.2. Distribuição granulométrica e concentração de PM2.5 ............................................ 36 4.3. Carbono negro (BC) ...................................................................................................... 39
4.3.1. Concentração ......................................................................................................... 40 4.3.2. Análise temporal ..................................................................................................... 44 4.3.3. Exposição média diária e dose inalada média diária ............................................. 47
5. Conclusões e Recomendações ................................................................................................ 52
Referências bibliográficas ............................................................................................................. 55
ANEXOS.............................................................................................................................................. I
A. Questionários acerca das características da casa e escola ............................................... II B. Exemplo do diário tempo-atividade ...................................................................................... IV C. Concentração de BC por microambiente por criança ......................................................... V D. Testes estatíticos realizados no software Statistica .......................................................... VI E. Contribuição (%) do tempo, exposição diária, dose diária e intensidade ....................... VII
v
Índice de figuras
Figura 1: Ciclo de vida das partículas atmosféricas. Adaptado de Pöschl (2005). ................................. 9
Figura 2: Representação das zonas do sistema respiratório onde as PM são depositadas consoante o
diâmetro aerodinâmico da partícula. Adaptado de Guarieiro & Guarieiro (2013). ................................ 14
Figura 3: Paradigma da saúde ambiental. Adaptado de Nazaroff (2008). ............................................ 17
Figura 4: Representação esquemática da dinâmica de PM interna segundo modelo de balanço
mássico Fonte: Nazaroff (2004). ........................................................................................................... 20
Figura 5: Padrão atividade-tempo durante dias de semana obtido no âmbito do projeto LIFE Index-Air
em 2017. ................................................................................................................................................ 22
Figura 6: Paradigma de avaliação de risco aplicado neste estudo. ...................................................... 24
Figura 7: Distribuição geográfica das casas e escolas respetivas às 9 crianças selecionadas. .......... 25
Figura 8: Bomba SKC Leland Legacy. .................................................................................................. 26
Figura 9: Impactor pessoal em cascata (Sioutas). ................................................................................ 26
Figura 10: Caudalímetro Defender™ 510 Series com tubo para ligar ao impactor em cascata. ......... 27
Figura 11: Micro-aetalómetro AE51. ..................................................................................................... 28
Figura 12: GPS eTrex 20....................................................................................................................... 28
Figura 13: Trolley utilizado na campanha (esquerda) e criança a caminho da escola (direita)............ 29
Figura 14: Ida ao Jardim Zoológico de Lisboa com os participantes do estudo. .................................. 29
Figura 15: a) Balança analítica Sartorius R160P; b) Filtro Teflon 37 mm; c) Filtro Teflon 25 mm; d)
Filtros correspondentes a um impactor pessoal em cascata após amostragem. ................................. 30
Figura 16: Percentagem de tempo que cada criança despendeu em cada microambiente. ................ 34
Figura 17: Distribuição mássica nas diferentes frações granulométricas do impactor pessoal em
cascata. ................................................................................................................................................. 36
Figura 18: Concentração de PM2.5 a que esteve exposta cada criança e respetiva contribuição de
cada estágio. ......................................................................................................................................... 37
Figura 19: A – Relação entre a concentração de PM2.5 e BC; B – Razão BC/PM2.5 por criança. .... 39
Figura 20: Concentração de BC a que cada criança esteve exposta em cada microambiente. Caixa de
bigodes representa o limite inferior (percentil 10), o primeiro quartil (percentil 25), mediana, o terceiro
quartil (percentil 75) e o limite superior (percentil 90). O quadrado representa a média e as cruzes o
mínimo e máximo. ................................................................................................................................. 40
Figura 21: Correlação das concentrações de BC entre recreio e sala de aula. ................................... 43
Figura 22: Séries temporais de 24h das concentrações de BC correspondentes a 3 crianças.
Legenda: A – Transporte carro; A1 – Transporte a pé; B – Parque de estacionamento; C – Festa de
anos; D – Arraial. ................................................................................................................................... 45
Figura 23: Contribuição do microambiente para a exposição diária ao BC e valor de exposição diária
de cada criança. .................................................................................................................................... 47
Figura 24: Contribuição do microambiente para a dose inalada de BC e valor de dose diária de cada
criança. .................................................................................................................................................. 48
vi
Índice de tabelas
Tabela 1: Valores limites para o PM10 e PM2.5 (Decreto Lei n.º 102/2010; WHO, 2006). .................... 7
Tabela 2: Microambientes potencialmente importantes para a avaliação da exposição à poluição
atmosférica. Adaptado de Sexton & Ryan (1988). ................................................................................ 18
Tabela 3: Limiar de proteção e margem de tolerância para os poluentes físico-químicos em espaços
interiores. Fonte: Portaria nº354-A/2013. .............................................................................................. 19
Tabela 4: Características do impactor pessoal em cascata e dimensões dos filtros............................ 26
Tabela 5: Taxas de inalação usadas no estudo. Baseado em Buonanno et al. (2011). ...................... 32
vii
Índice de figuras de anexos
Figura A 1: Questionários acerca das características das casas. ........................................................... II
Figura A 2: Questionários acerca das características da sala de aula. .................................................. III
Figura A 3: Exemplo do diário atividade-tempo. .................................................................................... IV
Índice de tabelas de anexos
Tabela A 1: Concentração de BC por microambiente e criança. ............................................................ V
Tabela A 2: Teste Mann - Whitney U: Crianças ..................................................................................... VI
Tabela A 3: Teste Mann - Whitney U: Microambientes. ......................................................................... VI
Tabela A 4: Teste Mann - Whitney U: Casa . ......................................................................................... VI
Tabela A 5: Contribuição do tempo nos diferentes microambientes por criança.................................. VII
Tabela A 6: Contribuição da exposição diária ao BC nos diferentes microambientes por criança. ..... VII
Tabela A 7: Contribuição da dose inalada diária ao BC nos diferentes microambientes por criança. VIII
Tabela A 8: Intensidade da exposição e dose inalada diária ao BC por microambiente em cada
criança. ................................................................................................................................................. VIII
viii
Lista de abreviaturas AML – Área Metropolitana de Lisboa
APA – Agência Portuguesa do Ambiente
AVC – Acidente Vascular Cerebral
BC – Carbono negro (em inglês: Black Carbon)
CI – Compostos inorgânicos
DA – Diâmetro aerodinâmico
DGS – Direção Geral da Saúde
DPM – Matéria particulada proveniente do gasóleo (em inglês: Diesel Particulate Matter)
EC – Carbono elementar (em inglês: Elemental carbon)
EEA – Agência Europeia do Ambiente (em inglês: European Environment Agency)
EPA – Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (em inglês: United States Environmental
Protection Agency)
HEI – Instituto de Efeitos na Saúde (em inglês: Health Effects Institute)
INE – Instituto Nacional de Estatística
IR – Taxa de inalação (em inglês: Inhalation rate)
NRC – Conselho Nacional de Pesquisa dos Estados Unidos (em inglês: National Research Council)
NUTS – Nomenclatura das Unidades Territoriais para Fins Estatísticos
OC – Carbono orgânico (em inglês: Organic carbon)
PM – Matéria particulada (em inglês: Particulate matter)
PM0.1 – Material particulado com diâmetro aerodinâmico inferior a 0.1 μm
PM10 – Material particulado com diâmetro aerodinâmico inferior a 10 μm
PM2.5 – Material particulado com diâmetro aerodinâmico inferior a 2.5 μm
PTFE – Politetrafluoretileno
ix
QA – Qualidade do Ar
QAI – Qualidade do Ar Interior
TC – Carbono total (em inglês: Total carbon)
UE – União Europeia
UFP – Partículas ultrafinas (em inglês: Ultrafine particles)
VOC – Compostos orgânicos voláteis (em inglês: Volatile Organic Compouds)
WHO – Organização Mundial de Saúde (em inglês: World Health Organization)
1
1. Introdução
1.1. Enquadramento
A poluição atmosférica tem um impacte significativo na saúde da população, particularmente nas
áreas urbanas (EEA, 2017), de modo que, atualmente a qualidade do ar é um fator de extrema
importância.
A matéria particulada (PM), o ozono troposférico e os óxidos de azoto são considerados os poluentes
mais significativos no ar ambiente (EEA, 2008). A exposição à poluição atmosférica, em especial a
exposição às partículas em suspensão na atmosfera tem diversos efeitos adversos na saúde humana
(Pope III & Dockery, 2006) podendo induzir ou agravar doenças vasculares (Watson, 2006) e
respiratórias, tais como a asma (Kelly & Fussell, 2011) e o cancro do pulmão (Sax et al., 2013). Nove
em cada dez pessoas respiram ar poluído (WHO, 2018a) e no ano de 2012, cerca de 7 milhões de
mortes prematuras em todo o mundo foram causadas pela exposição à poluição atmosférica interior e
exterior (WHO, 2014). Os impactes na saúde individual estão relacionados não só com as
concentrações de poluentes, mas também com a exposição pessoal nos diferentes microambientes,
pois esta varia com o tempo que cada pessoa passa num determinado local, o perfil de atividade, as
características do microambiente e a respetiva envolvente (Dimitroulopoulou & Ashmore, 2009).
Em países industrializados, as pessoas passam mais de 90% do seu tempo em ambientes interiores
(Klepeis, et al., 2001). A importância da qualidade do ar interior (QAI) e os seus efeitos na saúde têm
vindo a tornar-se um tópico relevante de investigação, dado que a maior parte do tempo das pessoas
é passado em ambientes interiores (Canha et al., 2012; Franck et al., 2011; Fromme et al., 2007). A
população mais suscetível à exposição a PM são as crianças, idosos e pessoas com polimorfismos
genéticos, doenças cardiovasculares e respiratórias preexistentes (Mead, 2011). O desenvolvimento
fisiológico nas crianças e as diferenças de exposição em relação aos adultos, tornam as crianças um
grupo vulnerável em relação à exposição a partículas (Salvi, 2007). Este facto é devido aos órgãos
das crianças ainda estarem em desenvolvimento de modo que os seus mecanismos de defesa ainda
não são eficientes, assim como têm níveis elevados de atividade física e taxas de respiração mais
elevadas do que os adultos (Mendell & Health, 2005; Trasande & Thurston, 2005).
Consequentemente, a exposição a poluentes pode levar ao desenvolvimento de potenciais efeitos
adversos na saúde, podendo também pôr em causa o nível de desempenho dos alunos na escola
(Mendell & Health, 2005).
Tradicionalmente, os resultados dos estudos desenvolvidos para avaliar a exposição pessoal a
poluentes atmosféricos são obtidos através de redes de monitorização fixas, no qual derivam as
concentrações médias anuais e fazem uma interpolação espacial, obtendo resultados para toda
população (Steinle et al., 2013). São escassos os estudos que envolvam uma monitorização a nível
direto e pessoal, principalmente direcionado às crianças que são consideradas um grupo vulnerável à
poluição atmosférica. A amostragem através de equipamentos pessoais retrata realmente a
exposição diária a matéria particulada a que uma pessoa está exposta (Steinle et al., 2013).
2
A avaliação da exposição pessoal de grupos vulneráveis a poluentes atmosféricos torna-se
imprescindível para que possam ser tomadas medidas de controlo da poluição exterior e interior e
garantir a proteção da saúde pública. A cidade de Lisboa é um dos 15 locais em Portugal que
ultrapassa o nível máximo de partículas finas (PM2.5) estabelecido pela Organização Mundial da
Saúde (WHO) (WHO, 2018b). Deste modo, a elaboração desta dissertação surge com objetivo de
avaliar a exposição das crianças a partículas atmosféricas através de equipamentos pessoais, dado
que a exposição depende de uma série de fatores que variam consoante o padrão atividade-tempo e
os microambientes que frequentam.
1.2. Objetivos e âmbito
O principal objetivo desta dissertação é quantificar a exposição e dose inalada diária das crianças a
partículas em suspensão na atmosfera. Para um conhecimento completo da real exposição das
crianças a partículas, será feita uma avaliação da qualidade do ar através de amostradores pessoais,
que permitirão monitorizar dois parâmetros em simultâneo, tais como a distribuição granulométrica
das partículas e a concentração mássica de carbono negro em tempo real. Para além disso, o
desenvolvimento de um questionário e de um diário permitirão complementar os dados obtidos nas
medições, através da recolha de informação acerca das características dos microambientes
frequentados pelas crianças e dos padrões atividade-tempo. Deste modo, através do tratamento
estatístico dos resultados obtidos na campanha de monitorização e posterior avaliação dos
parâmetros, serão identificadas as fontes emissoras, os microambientes e as atividades que mais
contribuem para a exposição diária das crianças a partículas. Por fim, serão mencionadas medidas
que contribuem para a diminuição da exposição das crianças a partículas atmosféricas.
Este estudo está inserido no projeto Europeu LIFE Index-Air, cujo objetivo é desenvolver uma
ferramenta versátil e inovadora de apoio à decisão, permitindo ajudar a identificar medidas para
melhoria da qualidade do ar e avaliar quantitativamente os impactes dessas medidas na qualidade do
ar, saúde e bem-estar da população.
1.3. Organização da dissertação
A presente dissertação encontra-se dividida em 5 capítulos. O primeiro capítulo é referente ao
enquadramento do tema, definição dos objetivos e âmbito da tese.
O segundo capítulo é o estado da arte. Esse capítulo divide-se em 5 subcapítulos: abordagem ao
estado de arte, poluição atmosférica, partículas atmosféricas e exposição à matéria particulada. O
desenvolvimento destes conceitos permite uma melhor compreensão e suporte para os capítulos
seguintes.
O terceiro capítulo é o método. Nesse capítulo faz-se uma breve descrição do paradigma de
avaliação de risco, seguindo-se a caracterização da área de estudo e a explicação da técnica de
medição, amostragem e análise.
O quarto capítulo é relativo aos resultados e discussão. Neste capítulo apresenta-se e analisa-se os
resultados, seguido da interpretação e discussão dos mesmos. Primeiramente encontra-se o padrão
3
atividade-tempo das crianças, seguido da concentração e distribuição mássica do PM2.5. De seguida,
apresenta-se a concentração de BC nos microambientes frequentados por cada criança, a análise
temporal da exposição de três crianças que estiveram sujeitas a fontes substanciais de BC, a
exposição média diária e a dose inalada média diária.
O quinto e último capítulo é a conclusão da dissertação e recomendações para trabalhos futuros.
Neste capítulo apresenta-se uma síntese do trabalho, destacando-se os pontos mais relevantes.
Identificam-se também as limitações do estudo e são propostos desenvolvimentos futuros.
4
2. Estado da Arte
2.1. Abordagem ao estado da arte
Este capítulo apresenta, de forma clara e objetiva, uma síntese dos conceitos relevantes que servem
de base para a realização desta dissertação.
Inicia-se com uma abordagem à poluição atmosférica, dando-se especial enfoque às partículas
atmosféricas que são o alvo deste estudo. Posteriormente é justificada a importância e necessidade
da avaliação da exposição pessoal, onde inclui a influência dos microambientes, qualidade do ar
interior dado que as pessoas passam a maior parte do tempo em ambientes interiores, o motivo pelo
qual as crianças são consideradas um grupo suscetível e os padrões de atividade-tempo, incluindo
uma abordagem aos principais microambientes interiores frequentados pelas crianças.
2.2. Poluição atmosférica
A atmosfera envolve o planeta Terra e é constituída por uma espessa camada de gases, composta
principalmente por azoto e oxigénio, e pequenas quantidades de outros gases, tais como vapor de
água e dióxido de carbono (Ahrens, 2008). O ar é um recurso natural, que devido às suas
características físicas e químicas confere um efeito protetor e indispensável para a existência da vida
humana (Ahrens, 2008). Este recurso natural difere dos restantes, pelo facto de não haver
possibilidade de escassez, todavia a sua vulnerabilidade reside no risco de deterioração (APA,
2018a). O ser humano consegue sobreviver sem alimento por algumas semanas ou sem água por
uns dias, no entanto sem oxigénio não consegue sobreviver mais do que alguns minutos (Ahrens,
2008).
A qualidade do ar consiste na interação de vários fatores, entre os quais, a perigosidade dos
poluentes, o volume das emissões, a topografia e as condições meteorológicas de determinado local
(APA, 2018a). O ar puro é considerado um requerimento básico para o bem-estar e saúde humana,
no entanto a poluição atmosférica continua a representar uma ameaça significativa para a saúde
mundial (WHO, 2006). O crescimento rápido da urbanização e da industrialização, juntamente com as
emissões das fontes móveis deterioraram significativamente a qualidade do ar que se respira (Salvi,
2007). Mundialmente, a poluição atmosférica contribui em 5.4% das mortes, sendo que por ano,
cerca de 4.2 milhões de mortes são resultado da exposição à matéria particulada exterior (WHO,
2018c).
A poluição atmosférica ocorre quando “o ambiente é contaminado por agentes químicos, físicos ou
biológicos, que modificam as características naturais da atmosfera” (WHO, 2018d) e quando a taxa
de emissão de compostos perigosos excede a capacidade dos processos naturais da atmosfera para
os transformar, precipitar, depositar ou diluir através do vento e do movimento do ar (Yassi et al.,
2002).
As fontes que contribuem para poluição do ar são classificadas como fontes naturais ou
antropogénicas, ou seja, os poluentes são emitidos por processos naturais ou por processos
5
provenientes das atividades humanas, respetivamente.
As fontes naturais mais comuns estão associadas às erupções vulcânicas, incêndios florestais, água
do mar vaporizada, emissões de compostos orgânicos a partir das plantas, poeiras transportadas
pelo vento sobretudo dos desertos, entre outras (EEA, 2008). Os poluentes provenientes de fontes
naturais têm um impacto menor na saúde e bem-estar da população, uma vez que os níveis de
contaminantes associados às fontes naturais são tipicamente baixos, as áreas emissoras estão,
normalmente, distanciadas dos grandes aglomerados urbanos e quando ocorrem catástrofes
naturais, há uma grande emissão de poluentes para atmosfera, no entanto são fenómenos limitados
no tempo (Godish et al., 2015). Devido à sua localização geográfica, Portugal, é ocasionalmente
afetado por partículas naturais com origem em regiões áridas, sobretudo provenientes dos desertos
do norte de África (APA, 2018b). O último acontecimento em Portugal continental foi registado no dia
31 de janeiro de 2018. Este fenómeno natural afeta a qualidade do ar (QA) ambiente e por essa razão
a Agência Portuguesa do Ambiente (APA) divulga a previsão de ocorrências de intrusão de massas
de ar contendo partículas e poeiras em suspensão na atmosfera, com possibilidade de alterar as
concentrações de PM10 (APA, 2018b).
As emissões a partir de fontes antropogénicas provêm de diversas fontes, nomeadamente fontes
móveis no caso dos transportes e fontes fixas, tais como a queima de combustíveis fósseis,
processos industriais, agricultura e tratamento de resíduos (Pénard-Morand & Annesi-Maesano,
2004). A poluição atmosférica surgiu quando o Homem descobriu a utilidade do fogo, o que fez com
que se começasse a libertar fumo devido à combustão incompleta da madeira (Godish et al., 2015).
No século XIV, uma nova dimensão dos problemas da poluição do ar surgiu quando o carvão mineral
se tornou uma fonte de combustível de uso intenso (Godish et al, 2015). A revolução industrial
iniciada em meados do século XVIII na Inglaterra, assim como a produção e a ascensão tecnológica
durante século XIX e XX alteraram o modo de vida das pessoas, levando a um aumento significativo
da poluição atmosférica (Godish et al., 2015). Atualmente, os setores que emitem a maioria dos
poluentes atmosféricos prejudiciais para os materiais, ecossistemas e saúde humana são os
transportes e a produção industrial e de energia (APA, 2018a). Os compostos característicos dessas
emissões são as partículas em suspensão, o chumbo, o benzeno, o monóxido de carbono, o dióxido
de enxofre, o dióxido de azoto, entre outros (APA, 2018a). Na Europa, a emissão de vários poluentes
atmosféricos tem decrescido substancialmente nas últimas décadas (EEA, 2008), devido sobretudo a
uma maior consciencialização ambiental e às políticas da União Europeia. Estas políticas têm como
objetivo reduzir a exposição da população à poluição atmosférica, através da redução das emissões e
da fixação de valores limites e alvo para a QA, de modo a atingir níveis que não se traduzam em
impactes e efeitos adversos para saúde humana e ambiente (EEA, 2008). Contudo, a concentração
de poluentes na atmosfera continua elevada, e os problemas de qualidade do ar persistem (EEA,
2008).
Os poluentes atmosféricos podem ocorrer na forma sólida, líquida ou gasosa, e classificam-se em
poluentes primários e secundários. Os poluentes primários são substâncias que são emitidas
diretamente para atmosfera. Os poluentes primários principais são as partículas em suspensão (PM)
6
primárias, os óxidos de enxofre (SOX), o carbono negro (BC), o metano (CH4), o monóxido de
carbono (CO), o amoníaco (NH3), os compostos orgânicos voláteis não metano (COVNM), os óxidos
de azoto (NOX) que inclui NO e NO2, benzeno (C6H6), certos metais e hidrocarbonetos aromáticos
policíclicos (incluindo Benzo(a)pireno - BaP) (EEA, 2017). Já os poluentes secundários, tais como o
PM secundário, o ozono (O3) e o NO2 secundário (EEA, 2017), são obtidos a partir dos poluentes
primários através de reações químicas na atmosfera, nomeadamente reações potenciadas pela
radiação solar ou calor (Pénard-Morand & Annesi-Maesano, 2004).
Apesar de existirem diversos poluentes na atmosfera, apenas alguns são monitorizados, por serem
característicos de fontes de poluição específicas ou por serem suspeitos de causar efeitos
prejudiciais à saúde pública e ao ambiente (Pénard-Morand & Annesi-Maesano, 2004). Deste modo,
na Europa os principais poluentes indicadores de poluição atmosférica são os óxidos de azoto (NOX),
o dióxido de enxofre (SO2), o material particulado (PM2.5 e PM10), o ozono (O3), o monóxido de
carbono (CO), os compostos orgânicos voláteis (VOC) e vários metais tóxicos, tais como o chumbo, o
arsénio, o cádmio, o níquel e o mercúrio (Pénard-Morand & Annesi-Maesano, 2004).
Os poluentes após serem emitidos para a atmosfera, estão sujeitos aos mecanismos de dispersão
que dependem da meteorologia, do clima e da topografia do local (Pénard-Morand & Annesi-
Maesano, 2004). A concentração dos poluentes resulta da intensidade e tipo de emissões, dispersão
e transporte, assim como depende da pressão atmosférica, vento e temperatura nas camadas
inferiores da atmosfera, traduzindo-se assim num potencial efeito adverso dos poluentes na saúde e
ambiente (Pénard-Morand & Annesi-Maesano, 2004).
Os impactes negativos da poluição atmosférica são visíveis no ambiente e na população. No que diz
respeito ao ambiente, os poluentes atmosféricos estão associados a um enorme número de
problemas para o planeta, nomeadamente, o aquecimento global e as chuvas ácidas, que levam à
degradação dos ecossistemas, devido à contaminação da água e dos solos (APA, 2018a). Em
relação à população, aproximadamente 92% da população mundial vive em lugares com níveis de
poluição atmosférica que excedem as diretrizes da WHO (WHO, 2018c). Os poluentes podem entrar
nos organismos através da inalação, ingestão ou por contacto com a pele, sendo que os efeitos na
saúde dependem da dose absorvida, tipo de poluentes e suscetibilidade individual (Pénard-Morand &
Annesi-Maesano, 2004). Estudos epidemiológicos têm evidenciado que a população exposta à
poluição atmosférica está sujeita a um maior índice de doenças respiratórias (por exemplo: asma e
bronquite) e cardiovasculares (por exemplo: enfarte do miocárdio e AVC), existindo portanto, uma
correlação entre a exposição a poluentes atmosféricos e a morbilidade e a mortalidade (APA, 2018a).
Por conseguinte, a poluição atmosférica é um problema complexo que leva a diversos desafios em
termos de gestão e mitigação dos poluentes perigosos (EEA, 2017).
2.3. Partículas atmosféricas
O aerossol atmosférico é uma mistura complexa de partículas sólidas e líquidas suspensas num gás
(Seinfeld & Pandis, 2006). Esta mistura é frequentemente designada por partículas atmosféricas em
suspensão ou material particulado, que incluem poeiras, fumos, cinzas, nevoeiros e sprays (Alves,
7
2005; Pénard-Morand & Annesi-Maesano, 2004). Estas partículas provêm de diferentes origens e
variam de composição, concentração e tamanho, apresentando diâmetros que variam desde os
poucos nanómetros (nm) às dezenas de micrómetros (μm) (Jang, 2012; Pöschl, 2005; Seinfeld &
Pandis, 2006).
As partículas em suspensão representam um tópico crucial de estudo, uma vez que são uma
componente importante da poluição atmosférica e um tema relevante de pesquisa devido à sua
influência na física e química da atmosfera, biosfera, clima e saúde (Jang, 2012; Pöschl, 2005). Em
termos ambientais, as partículas atmosféricas contribuem significativamente para o balanço da
radiação da Terra, devido à capacidade de dispersar e absorver a radiação solar terrestre (Pöschl,
2005). Em relação à saúde pública, vários estudos comprovam a correlação entre a exposição a
partículas atmosféricas e doenças respiratórias, cardiovasculares, infeciosas e alérgicas (Bernstein et
al., 2004; Rückerl et al., 2011;). O material particulado é considerado o poluente atmosférico mais
nocivo para a saúde humana (EEA, 2016b) e segundo a WHO, em 2015, grande parte da Europa
continuava exposta a concentrações de PM que excediam os valores limites da UE (EEA, 2017).
Na Tabela 1 estão apresentados os valores limites da legislação portuguesa e os valores de
referência da WHO para o PM10 e PM2.5. No quadro legislativo nacional, o Decreto-Lei n.º 102/2010,
de 23 de setembro, estabelece o regime de avaliação e gestão da qualidade do ar ambiente.
Relativamente ao PM, no anexo XII são apresentados os valores limite do PM10 para a proteção da
saúde humana e no anexo XV, o objetivo nacional de redução de exposição, valor alvo e valor limite
para o PM2.5.
Tabela 1: Valores limites para o PM10 e PM2.5 (Decreto Lei n.º 102/2010; WHO, 2006).
POLUENTE PERÍODO DE
REFERÊNCIA
VALORES DE
REFERÊNCIA
DA WHO
DL n.º 102/2010
Valor limite Margem de
tolerância
Data limite para a
observância do
valor limite
PM10 1 dia 50 μg/m
3
50 μg/m3, a não
exceder mais de 35 vezes por ano civil
50% Em vigor desde 1 de janeiro de 2005
Ano civil 20 μg/m3 40 μg/m
3 20%
PM2.5
1 dia 25 μg/m3 - - -
Ano civil 10 μg/m3
25 μg/m3
AFase 1
1 de janeiro de
2015
20 μg/m3 B
Fase 2
1 de janeiro de 2020
NOTAS: A Fase 1 – 20% até 11 de junho de 2008, a reduzir no dia 1 de janeiro seguinte e em cada período de 12 meses subsequentes numa percentagem anual idêntica, até atingir 0% em 1 de janeiro de 2015. B Fase 2 – Valor limite indicativo a rever pela comissão em 2013 à luz de novas informações sobre os efeitos na saúde e ambiente, a viabilidade técnica e a experiência obtida com o valor alvo.
2.3.1. Ciclo de vida das partículas
As partículas atmosféricas são emitidas para a atmosfera a partir de diferentes fontes de origem
natural e antropogénica (Pöschl, 2005). Para além disso, as partículas são classificadas em primárias
ou secundárias, de acordo com a sua origem e processos de formação (Alves, 2005).
8
As partículas primárias são emitidas na forma líquida ou sólida e são provenientes de fontes como a
queima de biomassa, combustão incompleta de combustíveis fósseis, erupções vulcânicas, fogos
florestais, emanações derivadas de atividades industriais e viárias, spray marinho, suspensões de
poeiras do solo e da estrada transportadas pelo vento ou tráfego, poeira mineral e materiais
biológicos (fragmentos de plantas, pólen, microrganismos, entre outros) (Alves, 2005; Pöschl, 2005;).
As partículas secundárias são formadas por nucleação e condensação de gases precursores através
de processos de conversão gás-partícula na atmosfera (Pöschl, 2005), podendo diferenciar-se três
categorias principais: aerossóis de sulfato, aerossóis de nitrato e aerossóis orgânicos secundários
(Alves, 2001).
Em ambiente urbano, as partículas têm sobretudo origem antropogénica, predominantemente devido
às emissões de tráfego, principalmente dos veículos com motores DIESEL, mas também de algumas
indústrias, construção civil e aquecimento doméstico (APA, 2017). Eventualmente poderão existir
níveis elevados de partículas em suspensão provenientes de eventos naturais, tal como o transporte
de partículas a longa distância, como o caso de regiões áridas de África ou associado a fogos
florestais (APA, 2017).
A dispersão das partículas atmosféricas depende das suas propriedades físicas e químicas, dado que
está relacionada com a natureza das partículas suspensas, da sua concentração no gás, do tamanho
e forma, e da homogeneidade espacial da dispersão (Alves, 2005). Podem ser transportadas a longa
distância pelo vento (Kallos et al., 2011). Em meio urbano, a dispersão de poluentes emitidos pelo
tráfego rodoviário é largamente suprimida pela presença de edifícios, sendo afetada pela
configuração específica das ruas, praças e avenidas (Hertel et al., 2008).
Na atmosfera, as partículas atmosféricas estão sujeitas a interações físicas e químicas, podendo
sofrer transformações que levam à mudança do tamanho de partícula, da estrutura ou composição,
devido a processos de coagulação, reestruturação, absorção de gás, reações químicas, entre outros
(Pöschl, 2005). Estas transformações, também conhecidas por envelhecimento das partículas
atmosféricas, ocorrem nas nuvens, que por sua vez são constituídas por vapor de água condensada
e aerossóis preexistentes (Pöschl, 2005). As partículas atmosféricas modificadas são libertadas para
a atmosfera através de gotículas provenientes da evaporação da nuvem ou cristais de gelo,
conhecido pelo termo em inglês cloud processing (Pöschl, 2005), tal como indicado na Figura 1.
O tempo de residência das partículas na atmosfera varia de horas a semanas, de acordo com as
suas propriedades e condições meteorológicas do local (Gieré & Querol, 2010; Seinfeld & Pandis,
2006). A deposição das partículas pode ocorrer através de deposição seca ou deposição húmida, ou
seja, através da influência da força gravitacional, havendo uma transferência direta para superfície da
Terra ou através da incorporação em gotículas de água durante a formação de nuvens ou
precipitação, respetivamente (Pöschl, 2005; Seinfeld & Pandis, 2006).
9
Figura 1: Ciclo de vida das partículas atmosféricas. Adaptado de Pöschl (2005).
2.3.2. Formação e propriedades das partículas
As propriedades morfológicas, químicas e físicas das partículas atmosféricas são altamente variáveis
em termos temporais e espaciais, devido à diversidade de fontes emissoras, interações e
transformações a que são submetidas (Alves, 2005; Pöschl, 2005; Seinfeld & Pandis, 2006).
A dimensão das partículas afeta o tempo de residência na atmosfera e as suas propriedades físicas e
químicas (Seinfeld & Pandis, 2006). Apesar da dimensão estar associada ao diâmetro, grande parte
das partículas possuem formas irregulares e por essa razão o diâmetro não apresenta qualquer
significado, de modo que para a classificação é necessário considerar partículas esféricas e
negligenciar a forma irregular (Seinfeld & Pandis, 2006). Assim, a dimensão das partículas
atmosféricas é expressa pelo diâmetro aerodinâmico (DA), que corresponde ao diâmetro de uma
esfera de densidade unitária, ρ = 1g/cm3, com uma velocidade de deposição igual à velocidade de
deposição da partícula considerada (Seinfeld & Pandis, 2006). Existem várias formas de dividir as
partículas em grupos (Pérez et al., 2008). Em termos da qualidade do ar e estudos epidemiológicos, o
PM2.5 e o PM10 são, geralmente, considerados os indicadores dos padrões ambientais a nível
mundial (Pérez et al., 2008; WHO, 2006). Deste modo, as partículas dividem-se em dois grupos
principais: partículas finas e partículas grosseiras. Convencionalmente, 2.5 μm é o DA que faz a
separação das partículas nestes dois grupos (Seinfeld & Pandis, 2006). Cerca de 60% das partículas
de PM10 (em peso) têm um DA de 2.5 μm ou inferior (Jang, 2012). Para além disso, as partículas
também se diferenciam em ultrafinas (PM0.1) e nanopartículas (PM0.05) (Pey, 2007).
Partículas ultrafinas (UFP)
São consideradas partículas ultrafinas, as partículas atmosféricas que apresentem um DA inferior a
0.1 μm (Seinfeld & Pandis, 2006). A existência deste tipo de partículas é mais abundante em
ambientes urbanos, visto que está associado essencialmente ao tráfego rodoviário (Wehner et al.,
2002). Quando se foca no número de partículas, as partículas ultrafinas estão divididas em dois
subgrupos dependendo do seu tamanho e mecanismo de formação (Seinfeld & Pandis, 2006).
10
o Modo nucleação: engloba as partículas menores que 10 nm (Seinfeld & Pandis, 2006).
Devido ao pequeno tamanho, estas partículas contam com uma pequena fração para a
massa total de partículas em suspensão (Seinfeld & Pandis, 2006). São geradas a partir da
condensação de vapores quentes durante os processos de combustão ou a partir da
nucleação de espécies atmosféricas (Seinfeld & Pandis, 2006). O modo de nucleação
depende das condições atmosféricas, dado que requer uma relação entre a temperatura, a
humidade relativa e a concentração dos precursores (Pey, 2007; Seinfeld & Pandis, 2006).
Inicialmente, devido ao seu pequeno tamanho, têm tendência a unir-se rapidamente a outras
partículas através da coagulação ou condensação, formando partículas de maior tamanho
(Seinfeld & Pandis, 2006; Wehner et al., 2002).
o Modo Aitken: engloba as partículas com diâmetros entre 10 e 100 nm (Seinfeld & Pandis,
2006). A maioria dos núcleos de Aitken é resultante da emissão primária, coagulação ou
condensação das partículas preexistentes (Seinfeld & Pandis, 2006; Wehner et al, 2002). A
existência destas partículas é devida, sobretudo à combustão incompleta proveniente de
carros com motores DIESEL (Zhu et al., 2002). As emissões de partículas em motores
DIESEL são cerca de 104 a 10
5 vezes maiores que num veículo a gasolina (Harris & Maricq,
2001).
Partículas finas
São consideradas partículas finas, as partículas que tenham um DA inferior a 2.5 μm, tendo como
fontes a combustão, as fundições e a conversão gás partícula de NOx, SO3 e VOC (Seinfeld & Pandis,
2006). São muito solúveis e apresentam na sua composição sulfato, nitrato, amónio, ião hidrogénio,
carbono elementar (EC), compostos orgânicos, água e alguns metais (Seinfeld & Pandis, 2006). Este
grupo inclui grande parte do número total de partículas e grande fração da massa (Seinfeld & Pandis,
2006).
o Modo acumulação: compreende as partículas com diâmetro aerodinâmico entre 0.1 e 2.5 μm.
Neste modo, as partículas são resultado das emissões primárias, coagulação de pequenas
partículas e condensação de sulfatos secundários, nitratos e orgânicos da fase gasosa
(Seinfeld & Pandis, 2006). Os principais mecanismos das partículas no modo Aitken
passarem para o modo acumulação é através da coagulação e crescimento por condensação
de vapores formados por reações químicas sobre partículas preexistentes (Seinfeld & Pandis,
2006). O tempo de residência na atmosfera destas partículas é superior ao modo de
nucleação e Aitken, o que permite serem transportadas para maiores distâncias (Pey, 2007).
Os processos de combustão que geram plumas visíveis, tais como o fumo do cigarro e o
incenso produzem partículas que estão concentradas neste modo (Nazaroff, 2004).
Em ambiente urbano, a fonte predominante de PM2.5 é a emissão dos automóveis (Robinson et al.,
2009), especialmente de motores DIESEL. A matéria particulada proveniente do gasóleo (DPM,
advém do inglês diesel particulate matter) é uma mistura complexa de partículas sólidas e gasosas
suspensas num gás.
11
Partículas grosseiras
As partículas grosseiras têm um diâmetro superior a 2.5 μm e têm predominantemente como origem
processos mecânicos, tais como a ressuspensão e erosão do solo, spray marinho, fontes biológicas
(pólen, esporos e pedaços de plantas e animais), construção e demolição (Seinfeld & Pandis, 2006).
Grande parte das partículas grosseiras é proveniente das emissões primárias, sendo compostas por
partículas de origem marinha (NaCl) e/ou mineral (Si, Al, Ti, Fe, CaCO3) (Seinfeld & Pandis, 2006).
No entanto, nesta fração também existem partículas secundárias formadas principalmente por
interação química de gases com partículas primárias (Seinfeld & Pandis, 2006). São muito insolúveis
e o seu tempo de retenção na atmosfera varia de minutos a dias (Seinfeld & Pandis, 2006).
Segundo a natureza das partículas, estabelecem-se os seguintes grupos: aerossol urbano, aerossol
marinho, aerossol remoto continental, aerossol continental rural, aerossol troposférico livre, aerossol
polar e aerossol do deserto (Seinfeld & Pandis, 2006). O aerossol urbano resulta da mistura de
emissões primárias provenientes de indústrias, transporte, produção de energia, fontes naturais e
material secundário formado a partir de mecanismos de conversão gás-partícula (Seinfeld & Pandis,
2006). A distribuição numérica é dominada por partículas inferiores a 0.1 μm, sendo que a maior área
superficial está na gama 0.1-0.5 μm (Seinfeld & Pandis, 2006).
Na maioria dos ambientes urbanos, ambos os grupos de partículas finas e grosseiras estão presentes
(WHO, 2006), sendo grande parte da fração do aerossol troposférico de origem antropogénica
(Seinfeld & Pandis, 2006). Embora as emissões dos sistemas de combustão, tais como veículos
ligeiros e pesados, representem os principais contribuintes para a massa de material particulado em
ambientes urbanos (Robinson et al., 2009), a proporção das partículas destes dois grupos é
substancialmente variável entre as cidades, uma vez que a existência destas partículas depende do
local geográfico, das condições meteorológicas e das fontes de emissão (WHO, 2006). Os
componentes químicos presentes, em geral, nos aerossóis são o sulfato, o nitrato, a amónia, o sódio,
o cloreto, os metais traçadores, o material carbonoso, os elementos minerais e a água (Seinfeld &
Pandis, 2006).
2.3.3. Carbono negro
Em áreas urbanas, as partículas carbonosas representam uma fração significativa na massa total das
partículas atmosféricas - PM10 e PM2.5, estimando-se que corresponda a 10-43% e 21-78% das
suas massas, respetivamente (Na et al., 2004; Querol et al., 2004; Yu et al., 2004). O carbono é
tipicamente a maior fração elementar das partículas atmosféricas de aerossóis presente em variadas
formas físicas e químicas (Gelencsér, 2004). Este está presente nos aerossóis através de compostos
inorgânicos (CI), carbono orgânico (OC) e carbono negro (BC) (Alves, 2005). Tradicionalmente, o teor
carbono total (TC) na matéria particulada atmosférica é definido como a soma de todo o carbono
contido nas partículas, exceto na forma de carbonatos inorgânicos (Pöschl, 2005). O carbono negro é
constituído por cadeias de átomos de carbono com estrutura microcristalina semelhante à grafite
impura (Seinfeld & Pandis, 2006). Uma das definições usuais considera que o BC representa todo o
carbono de cor negra, sendo o restante, à exceção dos carbonatos, carbono orgânico (Alves, 2005).
12
Miranda et al. (2011) realizaram uma amostragem de longo prazo às concentrações de PM10 e
PM2.5 em várias cidades do Brasil e concluíram que a proporção de BC nas PM2.5 variou entre 20 a
38%. Já Islam et al. (2014) determinaram que 23% da massa de PM2.5 era constituído por BC.
O BC é emitido diretamente para a atmosfera e provém predominantemente dos processos de
combustão incompleta, provenientes de fontes móveis (automóveis, locomotivas, máquinas usadas
na agricultura, entre outros), aquecimentos domésticos devido à queima de biomassa (ex.: madeira) e
queima de biomassa a céu aberto (ex.: incêndios florestais e queima de resíduos agrícolas) (EEA,
2013; Gelencsér, 2004; Seinfeld & Pandis, 2006). Os automóveis são uma fonte substancialmente
relevante na emissão de BC, visto que representa uma parte significativa do PM emitidas pela
exaustão, sendo as emissões de BC superiores nos veículos com motores DIESEL (Harris & Maricq,
2001; HEI, 2010; Jeong & Park, 2017a;). Para além disso, estudos têm vindo a indicar que o cozinhar,
também emite BC e contribui substancialmente para a exposição diária e dose inalada de BC, mesmo
em pequenos períodos de tempo (Buonanno et al., 2013a; Climate and Clean Air Coalition, 2018;
Jeong & Park, 2017a).
2.3.4. Impactes negativos das partículas
A poluição atmosférica é uma questão ambiental e social fundamental e, ao mesmo tempo, um
problema complexo que apresenta múltiplos desafios em termos de gestão e mitigação dos poluentes
nocivos (EEA, 2017). É um problema ambiental que afeta todas as regiões, grupos etários e
socioeconómicos (EEA, 2016a). Ao longo das últimas décadas, as partículas atmosféricas tornaram-
se um tópico de grande interesse de estudo do clima, assim como são importantes indicadores de
poluição natural e antropogénica (Alves, 2005). A poluição do ar apresenta uma ameaça à saúde
pública e meio ambiente, sendo o material particulado um componente crucial da poluição
atmosférica urbana (D’Amato et al., 2010), uma vez que é considerado um dos poluentes mais
nocivos (EEA, 2008). Os parâmeros primários que determinam os efeitos das partículas atmosféricas
na saúde pública e ambiente são a concentração, o tamanho, a estrutura e a composição química
(Pöschl, 2005). Estes parâmetros têm uma grande variabilidade temporal e espacial (Pöschl, 2005),
tornando-se difícil prever os impactes regionais (Grantz et al., 2003).
2.3.4.1. Efeitos no meio ambiente
A poluição por partículas atmosféricas é provavelmente a questão mais premente em relação à
regulação da qualidade do ar em todo o mundo e, ao mesmo tempo uma das maiores fontes de
incerteza nas simulações climáticas atuais (Fuzzi et al., 2015).
As partículas atmosféricas podem ser transportadas a longas distâncias através do vento e são
depositadas no solo ou na água (EPA, 2016). Dependendo da sua composição química, a
acumulação de partículas atmosféricas sedimentadas pode levar a impactes negativos em vários
componentes dos ecossistemas, tais como a acidificação de lagos e riachos, a alteração do equilíbrio
de nutrientes em águas costeiras e grandes bacias hidrográficas, a danificação das florestas e das
plantações agrícolas sensíveis, a disrupção dos ciclos bioquímicos, a contribuição para os efeitos das
chuvas ácidas, a contribuição para o desequilíbrio do balanço energético da Terra (EPA, 2016;
13
Pöschl, 2005) e a redução da visibilidade (Zhao, et al., 2013). Os materiais de construção, as
estátuas e os monumentos também são afetados devido à deposição do PM e ao efeito da chuva
ácida que acelera a deterioração dos materiais (EPA, 2016). As partículas atmosféricas, em especial
o BC, têm a capacidade de absorver a energia solar e radiação terrestre, estando envolvidas na
formação de nuvens e precipitação através da condensação das nuvens e núcleos de gelo, assim
como afetam a abundância de gases traçadores na atmosfera (EEA, 2013; Gelencsér, 2004). Os
gases traçadores têm um papel crucial no balanço radioativo da Terra e nas propriedades químicas
da atmosfera, representando menos de 1% da composição da atmosfera (Lohmann & Feichter, 2005;
Seinfeld & Pandis, 2006). A alteração do balanço radioativo altera a quantidade de radiação solar que
atinge a superfície da Terra, o que pode levar a mudanças de temperatura que produzem uma
variedade de impactes nos ecossistemas, plantas e seres vivos (EEA, 2013). O BC tem um impacte
no aquecimento do clima cerca de 460 a 1500 vezes maior do que o do CO2 por unidade de massa
(Climate and Clean Air Coalition, 2018).
2.3.4.2. Efeitos na saúde humana
A poluição atmosférica é uma das principais causas de morte e doenças a nível mundial (WHO,
2018e). É considerada o “assassino invisível”, uma vez que é responsável por 36% das mortes por
cancro do pulmão, 34% das mortes por acidente vascular cerebral (AVC) e 27% das mortes por
doenças cardíacas (WHO, 2018c). Uma proporção significativa da população europeia vive em áreas,
especialmente em cidades, onde ocorrem excedências nos padrões de qualidade do ar (material
particulado, ozono e dióxido de azoto), o que representa sérios riscos para a saúde pública (EEA,
2008). Segundo o relatório da Agência Europeia do Ambiente (EEA) baseado nos dados de 2014, em
Portugal 5170 pessoas morreram prematuramente devido à inalação de elevada concentração de
partículas finas (EEA, 2017).
Diariamente, os seres humanos inalam cerca de 10 mil litros de ar ambiente, que entram em contacto
com uma área de superfície pulmonar superior a 100 m2
(Salvi, 2007). O trato respiratório entra em
contato com um grande volume de ar ambiente e seus componentes, no entanto apenas cerca de
350 litros de oxigénio entram na circulação sanguínea (Salvi, 2007). As substâncias nocivas
presentes no ar ambiente, em especial as partículas finas, são inaladas e para além de ficarem
retidas nos pulmões, causando efeitos prejudiciais locais, também são capazes de entrar na
circulação sistémica através da membrana alveolar, tendo assim potencial de causar danos em
diversos órgãos do corpo (Salvi, 2007).
As características químicas e físicas, em especial o tamanho da partícula atmosférica, influenciam na
determinação de como são transportadas ao longo das vias respiratórias e o potencial de risco para a
saúde que é influenciado pela eficiência dos mecanismos de defesa das vias aéreas respiratórias
(Almeida et al., 2014; D’Amato et al., 2010; Guarieiro & Guarieiro, 2013). As partículas atmosféricas
são assim capazes de penetrar profundamente e entrar na corrente sanguínea, podendo causar
doenças, tais como doenças cardiovasculares, cerebrovasculares e respiratórias (WHO, 2018e).
Estima-se que a inalação das partículas finas reduz a esperança média de vida na UE em mais de 8
meses (EEA, 2008).
14
As partículas com DA inferior a 2.5 μm são as que apresentam maiores problemas para a saúde
humana (Guarieiro & Guarieiro, 2013). Tal como se pode verificar na Figura 2, as partículas
grosseiras (PM2.5-10) são inaladas e capturadas no trato respiratório superior, sendo removidas
quando o indivíduo tosse, expele ou ingere saliva (Jang, 2012). As partículas com DA inferior a
2.5 μm penetram mais profundamente, atingindo o trato respiratório inferior (Guarieiro & Guarieiro,
2013; Jang, 2012). O PM2.5 deposita-se na região traqueobrônquica, sendo que as partículas com
diâmetro inferior a 1 μm, também conhecidas como partículas inaláveis, depositam-se nos alvéolos
pulmonares (Guarieiro & Guarieiro, 2013). Já as partículas ultrafinas (PM0.1) são depositadas na
região alveolar e por apresentarem na sua composição uma elevada concentração de compostos
orgânicos, podem entrar na corrente sanguínea (Guarieiro & Guarieiro, 2013).
Figura 2: Representação das zonas do sistema respiratório onde as PM são depositadas consoante o diâmetro aerodinâmico da partícula. Adaptado de Guarieiro & Guarieiro (2013).
Em particular, evidências epidemiológicas têm vindo a indicar que a inalação de partículas em
suspensão aumenta a morbidade e a mortalidade, assim como leva a uma série de problemas
adversos na saúde respiratória a curto prazo, como tosse persistente, aumento da mucosidade e
dificuldade respiratória e a longo prazo, como asma, declínio da função pulmonar, cancro do pulmão
e doença pulmonar obstrutiva crónica (Jang, 2012; Kelly & Fussell, 2011; Ristovski et al., 2012; Sax et
al., 2013). Para além das doenças respiratórias, a inalação de PM também pode provocar doenças
cardiovasculares que podem implicar redução da esperança média de vida (APA, 2017; Pope III et
al., 2004). No caso particular, o BC está associado também a impactes adversos na saúde humana,
nomeadamente o cancro do pulmão (Janssen, et al., 2012).
Os efeitos negativos para a saúde devido à proximidade do tráfego estão mais relacionadas com a
exposição a UFP, BC e PM total (Zhu et al., 2002). As emissões de PM provenientes de motores
DIESEL são um dos principais responsáveis pela poluição atmosférica em ambiente urbano
15
(Ristovski et al., 2012). As propriedades físico-químicas do DPM, em especial o conteúdo de carbono
orgânico, desempenham um papel significativo na manifestação de processos químicos e celulares
que podem levar ao desenvolvimento de doenças respiratórias adversas (Ristovski et al., 2012). Nos
países desenvolvidos, a degradação da QAI é a principal causa de infeções das vias aéreas, cancro
do pulmão, alergias e outras reações de hipersensibilidade (Sundell, 2004). O fumo passivo do
tabaco no ambiente também leva a problemas de saúde, tais como o aumento dos riscos de
bronquite, asma e rinite alérgica, principalmente nas crianças (Horak et al., 2007; Schwartz, 1993).
Almeida et al. (2014) relacionaram a concentração de partículas (PM10 e PM2.5) com as admissões
no hospital de Setúbal, Portugal. Nesse estudo realizado ao longo de 5 anos (2005-2009) foi
estimado que o aumento percentual de hospitalizações devido ao incremento de 10 μg/m3 de PM10
variou de 0.80% (para idades acima de 64 anos) a 1.6% (para idades abaixo dos 14 anos) e
verificaram que um aumento de 10 μg/m3
nas concentrações de PM2.5 aumentou os internamentos
hospitalares em 0.80-1.1% nas pessoas com idade acima dos 64 anos, obtendo-se assim
associações positivas entre os níveis diários de PM e os internamentos por doenças respiratórias.
A poluição atmosférica está diretamente relacionada com a qualidade de vida da população em geral,
no entanto estudos epidemiológicos indicam que os efeitos adversos provenientes da exposição a
partículas em suspensão variam de acordo a suscetibilidade das pessoas (Mead, 2011). Os grupos
mais suscetíveis são as crianças, idosos, pessoas com polimorfismos genéticos ou com doenças
cardiovasculares e respiratórias preexistentes (Mead, 2011; Sacks, et al., 2011).
2.4. Exposição à matéria particulada
A exposição humana é definida como “o evento que ocorre quando uma pessoa entra em contato
com um poluente de determinada concentração durante um certo período de tempo” (Ott, 1982). O
contato entre um contaminante na atmosfera e uma superfície do corpo humano dá-se a nível exterior
(por exemplo: na pele) ou interior (por exemplo: no epitélio do trato respiratório) (Sexton & Ryan,
1988). A quantificação da exposição humana é uma tarefa desafiadora, uma vez que a concentração
dos poluentes atmosféricos no ambiente está sujeita a uma elevada variabilidade temporal e espacial,
assim como cada indivíduo apresenta o seu padrão atividade-tempo e frequenta microambientes
diferentes (Sexton & Ryan, 1988; Steinle et al., 2013).
A magnitude, a duração e a frequência são os três componentes da exposição importantes para a
determinação das consequências na saúde humana (Sexton & Ryan, 1988). A magnitude é um
parâmetro que é diretamente proporcional à dose e consequentemente aos problemas na saúde
(Sexton & Ryan, 1988). Para avaliar a exposição também é essencial a componente da duração e da
frequência, uma vez que permite especificar o tempo da exposição (por exemplo, se a exposição a
poluentes durou 5 minutos ou 1 hora) e a frequência da exposição ou do tempo entre as exposições
(por exemplo, se uma pessoa é exposta apenas uma vez por semana ou várias vezes) também têm
implicações na saúde (Sexton & Ryan, 1988).
16
Exposição indireta e direta
De acordo com diversos autores, existem três metodologias que podem ser usadas para medir ou
estimar a exposição a poluentes atmosféricos: método indireto, método direto e método do marcador
biológico através da biomonitorização (Steinle et al., 2013).
A análise da exposição humana, tradicionalmente, é realizada pelo método indireto. Os valores
podem ser obtidos com base em equipamentos fixos que medem a concentração dos poluentes
atmosféricos em determinados microambientes e depois multiplica-se essa concentração pelo tempo
despendido em cada um desses microambientes. Para além disso, os valores também podem ser
obtidos através dos dados de redes de monitorização da qualidade do ar em locais fixos (Steinle et
al., 2013). Essa rede apesar de fornecer uma elevada quantidade de dados para uma ampla gama de
poluentes, é relativo apenas a um ponto no espaço e pretende estimar a exposição de toda a
população, através da derivação das concentrações médias anuais do ambiente e da interpolação
espacial dos resultados (Steinle et al., 2013). A monitorização fixa permite assim avaliar a exposição
segundo medições médias e operar com base em dados demográficos agregados o que faz com que
haja uma baixa correlação com a exposição pessoal, uma vez que não é representativo de um
indivíduo (Rodes et al., 1991). Além disso, as diferenças entre as pessoas devido ao padrão
atividade-tempo individual, bem como as características dos microambientes (por exemplo,
localização, condições de ventilação e aquecimento (Huang, et al., 2017)) onde passam tempo,
originam diferentes perfis de exposição que podem contribuir significativamente para a exposição
média diária (Steinle et al., 2015). Deste modo, o método direto permite obter a exposição pessoal,
fornecendo informações da exposição individual a poluentes atmosféricos nos diversos
microambientes, através do uso de dispositivos de monitorização transportados ou usados pelo
indivíduo durante a sua rotina diária regular (Steinle et al., 2013). Para tal, é necessário que cada
voluntário utilize equipamentos portáteis, o que poderá ser um incómodo para os utilizadores, assim
como exige um custo elevado e alguns problemas de logística que torna por vezes o estudo inviável
em larga escala (Sexton & Ryan, 1988). Apesar disso, uma das maiores vantagens do uso de
equipamentos pessoais é o facto de refletirem o nível de exposição a poluentes atmosféricos a tempo
real, tendo em conta o impacto dos padrões de mobilidade individual, atividades realizadas e
especialmente o tempo despendido em espaços interiores (Setton et al., 2011).
Concentração, exposição e dose
Concentração, exposição e dose são três termos importantes e distintos. A concentração mássica de
um poluente atmosférico específico é a massa de poluente por unidade de volume de ar, sendo uma
característica física do ambiente num determinado local e tempo que é normalmente representado
por μg/m3 (Sexton & Ryan, 1988). Enquanto que a exposição descreve a interação entre o ar
ambiente e um indivíduo, isto é, representa a concentração do poluente no ar no ponto de contacto
entre o corpo e o ambiente, a dose é definida pelas características da exposição e representa a
quantidade de poluente que é absorvida ou depositada no corpo exposto (Janssen & Mehta, 2006;
Sexton & Ryan, 1988).
17
Por exemplo, enquanto que as concentrações de poluentes atmosféricos são elevadas junto a uma
instalação industrial, a exposição só é elevada se um indivíduo permanecer próximo dessa instalação
(Janssen & Mehta, 2006). Já um exemplo prático que demonstra a diferença entre exposição e dose
é considerar duas pessoas na mesma sala com concentração constante de poluentes atmosféricos
(Sexton & Ryan, 1988). Se essas pessoas apresentarem atividades diferentes, isto é, uma sedentária
e outra ativa, ambas terão igual exposição nominal, no entanto a dose será diferente (Sexton & Ryan,
1988). No caso da pessoa ativa, esta apresentará uma respiração mais rápida e profunda, logo a
dose real de poluentes atmosféricos fornecida aos tecidos pulmonares será maior do que no indivíduo
sedentário (Sexton & Ryan, 1988).
O paradigma dos efeitos na saúde devido à poluição atmosférica está ilustrado na Figura 3. A cadeia
de eventos inicia-se nas fontes de emissão, de seguida os poluentes são transportados, dispersos e
transformados apresentando uma concentração no ar ambiente que varia no tempo e espaço. As
pessoas estão expostas aos poluentes e consequentemente inalam o ar que está contaminado. Parte
da fração do poluente é exalada e a outra parte é retida no interior do corpo. A fração que fica retida é
absorvida ou depositada no corpo (ex.: órgãos ou tecidos), podendo originar efeitos adversos na
saúde humana (Buonanno et al, 2013b; Nazaroff, 2008).
Figura 3: Paradigma da saúde ambiental. Adaptado de Nazaroff (2008).
Existem duas maneiras de avaliar a dose, a dose inalada que tem em conta a exposição e
parâmetros fisiológicos do indivíduo e a dose depositada (particularmente nas regiões
traqueobrônquica e alveolares) que tem em conta a dose inalada e um modelo empírico de deposição
respiratória (Buonanno et al., 2013b; Marra et al., 2009).
A contribuição de cada microambiente para a dose inalada depende das componentes das partículas
e respetivas fontes (Almeida-Silva et al., 2015). A partir dos dados obtidos no método direto, a dose
diária inalada em cada microambiente ou atividade é determinado através da multiplicação da
concentração de partículas atmosféricas com o tempo gasto no microambiente e a taxa de inalação
correspondente à atividade realizada. Normalmente, a taxa de inalação (IR) é baseada na abordagem
da EPA dos EUA (EPA, 2006) e varia de 0.30 m3/h durante o sono/repouso e 1.4 m
3/h durante as
atividades desportivas.
18
2.4.1. Microambientes
Microambiente é definido como um espaço tridimensional, que uma pessoa ocupa por um período de
tempo finito, sendo o nível de poluentes num determinado período uniforme ou com propriedades
constantes (Duan, 1982; Sexton & Ryan, 1988). A Tabela 2 apresenta um conjunto de
microambientes potencialmente relevantes na avaliação da exposição à poluição atmosférica.
Tabela 2: Microambientes potencialmente importantes para a avaliação da exposição à poluição atmosférica.
Adaptado de Sexton & Ryan (1988).
MICROAMBIENTES
Exterior Urbano, Suburbano e rural
Interior - transporte Privado (ex.: carro) e Público (ex.: autocarros, metro, comboios)
Interior Comercial (ex.: restaurantes), institucional (ex.: escola, hospital), residencial,
serviços (ex.: correios), industrial (ex.: fábricas) e administrativo (ex.: escritórios)
O tempo gasto num microambiente e a concentração de poluentes nesse local determina a
contribuição para a exposição individual (Lebret, 1995). Quando se trata de microambientes
interiores, as características de determinados fatores é crucial para a análise da exposição a
poluentes atmosféricos, tais como fontes interiores, projeto de construção do edifício e sistema de
ventilação, dado que este último afeta a entrada da poluição exterior e consequente a diluição e
transporte dos poluentes interiores (Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009; EPA, 2017).
Os microambientes mais importantes para exposição de poluentes atmosféricos são aqueles onde as
pessoas passam a maior parte do tempo, assim como, aqueles que apresentam concentrações
elevadas de poluentes (Janssen et al., 2012).
2.4.1.1. Qualidade do ar interior
Cerca de 90% do tempo das pessoas é passado em ambientes interiores (Klepeis et al., 2001), de
modo que a QAI é um fator dominante na exposição dos indivíduos, tendo assim um papel importante
no que diz respeito à saúde pública (Sundell, 2004). As preocupações com a QAI surgiram na década
de 70, devido à adoção de medidas de conservação de energia em edifícios e escritórios e
consequente diminuição da introdução do ar exterior devido à construção de estruturas menos
espaçosas e com taxas de ventilação reduzidas (DGS, 2016). Foi estimado que cerca de 10 a 30%
das doenças causadas pela exposição a partículas atmosféricas, são devido a partículas geradas em
ambientes fechados (Morawska et al., 2013). A importância da QAI é reconhecida pela WHO, que sob
o princípio do direito humano à saúde, estabeleceu que todos têm o direito de respirar ar saudável em
espaços interiores (WHO, 2000). Para cumprimento dos critérios de QAI, os poluentes físico-químicos
que apresentam limiares de proteção são as partículas em suspensão (PM10 e PM2.5), os
compostos orgânicos voláteis (VOC), o monóxido de carbono (CO), o formaldeído (CH2O), o dióxido
de carbono (CO2) e o radão (Portaria nº354-A/2013).
A Portaria nº354-A/2013, de 4 de dezembro de 2013, apresenta o regulamento de desempenho
energético dos edifícios de comércio e serviços (RECS), os requisitos de ventilação e de QAI. A
19
Tabela 3 apresenta os limiares de proteção para as partículas em suspensão.
Tabela 3: Limiar de proteção e margem de tolerância para os poluentes físico-químicos em espaços interiores.
Fonte: Portaria nº354-A/2013.
POLUENTES UNIDADE LIMIAR DE PROTEÇÃO MARGEM DE TOLERÂNCIA [%]
PM10 μg/m3 50 100
PM2.5 μg/m3 25 100
A poluição do ar interior é causada por uma combinação de diversos fatores, tais como a localização
do microambiente que por sua vez define as fontes de emissão exteriores envolventes,
características específicas do edifício (ex.: materiais de usados na construção e revestimentos das
superfícies), sistema de ventilação, equipamentos, mobiliário e atividades realizadas no interior
(Carrer, 2002; Pegas et al., 2011; Weschler, 2009). Portanto, cada microambiente tem características
específicas, sendo que a concentração de um poluente no interior depende não só da sua taxa de
emissão interior, mas também da taxa de infiltração do exterior para o interior e das taxas nas quais é
absorvido por superfícies internas, consumido através das interações químicas internas e removido
por ventilação e filtração (Weschler, 2009). Manter o equilíbrio correto entre a infiltração, ventilação e
QAI é um desafio (Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009). Uma taxa de infiltração elevada pode
aumentar o uso de energia para manter a temperatura de conforto, enquanto uma baixa taxa de
infiltração sem ventilação adequada pode aumentar os níveis internos de concentração de poluentes
(Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009).
As partículas atmosféricas são uma componente importante dos ambientes internos (Nazaroff, 2004).
O modelo de balanço de massa (Figura 4) permite compreender melhor os vários processos que
ocorrem num ambiente interior, que afetam as concentrações e os destinos do PM no interior,
permitindo fornecer equações que relacionam os parâmetros de entrada com as variáveis de
resultado (ex.: concentração ou exposição) (Nazaroff, 2004). O modelo admite que existe
conservação de massa tal como indica a Figura 4. Considera-se que o ambiente interior tem volume
interior V e concentração de matéria particulada Ci. O ar exterior que contém partículas em
suspensão a uma concentração C0, entra num ambiente fechado através da ventilação natural
(transporte natural ou mecânico intencional de ar exterior, como por exemplo as janelas abertas) a
uma taxa QN, infiltração QL (transporte não controlado do ar vindo do exterior; sendo P a fração de
partículas que penetra para o interior) ou mecanicamente, QS, sendo que neste último caso, o ar
atravessa um filtro com eficiência de remoção igual a 𝜂𝑆. Em termos de massa, os fluxos de entrada
são equilibrados com os fluxos de saída. Dentro do edifício pode existir emissão de partículas a uma
taxa E, e parte das partículas são depositadas nas superfícies a um coeficiente 𝛽. Neste modelo
considera-se também que o ar interior passa a caudal QF por um filtro de controlo com eficiência de
remoção 𝜂𝐹.
20
Figura 4: Representação esquemática da dinâmica de PM interna segundo modelo de balanço mássico Fonte:
Nazaroff (2004).
Assim sendo, é necessário que sejam tomadas medidas de forma atingir QAI, nomeadamente
minimizar as fontes de emissão interior, um sistema de ventilação eficaz que promova a entrada e
renovação do ar, proteger da poluição exterior e manter o ambiente seco, uma vez que existem
estudos epidemiológicos que verificam uma correlação entre a humidade dos edifícios e doenças
respiratórias (Nazaroff, 2013; Sundell, 2004).
2.4.2. População infantil
A poluição atmosférica é uma ameaça à saúde, principalmente, dos grupos mais suscetíveis,
nomeadamente as crianças (Mead, 2011). As crianças são consideradas um grupo suscetível à
exposição a poluição atmosférica, visto que são fisicamente mais ativas e por isso têm uma
frequência respiratória mais elevada, assim como inalam uma quantidade maior de partículas
atmosféricas relativamente ao tamanho dos pulmões quando comparado com os adultos (Buonanno
et al., 2012a; Mendell & Health, 2005). Além disso, os pulmões não estão completamente
desenvolvidos, logo têm menor capacidade para recuperar totalmente, sendo por isso mais
vulneráveis, podendo causar alterações persistentes na arquitetura das vias aéreas distais que são
caracterizadas pela diminuição inicial da proliferação celular nas vias aéreas (Lee et al., 2010;
Mendell & Health, 2005). Existem outros fatores que também afetam a suscetibilidade das crianças,
tais como o facto do sistema imunológico ainda ser imaturo e o facto das crianças estarem mais
propensas a respirarem pela boca, o que leva a que os poluentes atmosféricos penetrem mais
profundamente nos pulmões, tornando assim a depuração mais lenta e difícil quando comparado com
a respiração nasal (Bateson & Schwartz, 2008).
As crianças estão em constante atividade o que leva à ressuspensão das partículas sedimentadas
(Almeida et al., 2011). Para além disso, passam mais tempo no exterior a realizar atividades físicas
do que os adultos, de modo que a exposição a poluentes atmosféricos gerados pela combustão são
geralmente superiores (Bateson & Schwartz, 2008). Apesar disso, a exposição das crianças à
poluição atmosférica é dominada por três microambientes interiores – casa, escola e transportes
(Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009). A exposição individual varia de criança para criança, uma vez
que existem diversos fatores que influenciam a exposição (ex.: perfil de atividade, localização da
casa, padrões de viagem, entre outros). Tem-se como exemplo, crianças que frequentem a mesma
escola, recebem diferentes doses dependendo das características do ambiente doméstico e do modo
21
de transporte que utilizam (Buonanno et al., 2012b). Buonanno et al. (2012b) realizaram um estudo
acerca da dose individual e exposição de crianças italianas (dos 8 aos 11 anos) a partículas ultrafinas
e concluíram que o microambiente com maior contribuição para a exposição diária das crianças é a
casa, uma vez que as refeições são caracterizadas por elevadas concentrações em pequenos
períodos de tempo e as crianças que vivem em áreas urbanas estão expostas diariamente a uma
concentração cerca de 25% maior quando comparado com crianças que vivem em áreas rurais. Os
efeitos adversos sobre a saúde humana podem afetar a aprendizagem e o desempenho dos alunos,
podendo ter consequências a curto e/ou a longo prazo, tanto para os alunos como para a sociedade
(Mendell & Health, 2005). Jeong & Park (2017a) realizaram um estudo com crianças do ensino
primário acerca da contribuição dos padrões atividade-tempo e microambientes na exposição ao BC
e dose inalada. Estes verificaram que o transporte e as refeições são as atividades que mais
contribuíram para a exposição diária e em particular, para a dose de BC, sendo que as crianças
foram intensamente expostas ao BC quando se deslocaram em veículos com motores DIESEL e ao
fumo proveniente do grelhar das carnes em carvão.
A exposição aos poluentes pode assim desenvolver potenciais consequências na saúde das crianças
(Mendell & Health, 2005), tais como o aumento de infeções das vias respiratórias superiores, como
rinites alérgicas e asma (Bateson & Schwartz, 2008; Mutius et al., 1995). Para além das razões de
suscetibilidades descritas anteriormente, as crianças também podem ser expostas a partículas
atmosféricas provenientes do fumo passivo do cigarro e do cozinhar, onde ficam expostas a elevada
concentração de UFPs num pequeno período de tempo. Estas atividades podem ser um fator de risco
para pieira, asma, entre outras doenças respiratórias (Buonanno et al., 2013a; Horak et al., 2007). Em
Portugal, estima-se que uma em cada três crianças está exposta ao fumo passivo do tabaco dentro
de casa ou no carro (DGS & PNPCT, 2015). Cerca de 80% do fumo do tabaco é invisível, sendo
constituído por partículas que se depositam na roupa, paredes e outras superfícies, podendo ser
reemitido para a atmosfera e inalado durante algumas horas, ou até mesmo dias, depois do consumo
de um cigarro (DGS & PNPCT, 2015).
A população infantil apresenta uma variação significativa da atividade ao longo do dia, tendo assim
um forte impacto sobre os efeitos respiratórios, o que indica que a monitorização pessoal é crucial
para avaliar os efeitos da exposição a partículas atmosféricas (Buonanno et al., 2013b).
2.4.3. Padrão atividade-tempo
A informação dos padrões atividade – tempo é utilizada em conjunto com a informação da
concentração de poluentes nos microambientes onde as pessoas despendem o seu tempo, de forma
a gerar perfis de exposição detalhados (Janssen et al., 2012). Através dos padrões atividade – tempo,
é possível especificar a hora do dia em que as pessoas estão nos microambientes e assim fornecer
informação acerca dos picos de concentração durante a exposição em locais específicos, assim
como estimar a exposição total e determinar medidas apropriadas para reduzir a exposição (Janssen
et al., 2012; Sexton & Ryan, 1988).
22
Na Figura 5, está representado o padrão atividade-tempo de crianças com idade entre os 5 e os 10
anos. Estes dados foram obtidos a partir de um questionário distribuído a 6096 pais de 24 escolas de
Lisboa no primeiro semestre de 2017, no âmbito do projeto LIFE Index-Air. Verifica-se que durante os
dias de semana, as crianças passam cerca de 89% do seu tempo em microambientes interiores,
sendo a casa e a sala de aula os espaços onde passam a maior parte do seu dia a dia (Life Index-Air,
2017).
Figura 5: Padrão atividade-tempo durante dias de semana obtido no âmbito do projeto LIFE Index-Air em 2017.
2.4.3.1. Principais microambientes interiores frequentados
pelas crianças
A QAI tem sido objeto de estudo devido ao aumento da preocupação da comunidade científica nos
efeitos no bem-estar e saúde humana, especialmente em pessoas que tendem a permanecer grande
parte do tempo em ambientes interiores, como é o caso das crianças que para além de serem um
grupo suscetível à poluição atmosférica, passam uma parte substancial do dia em casa, na escola e
nos transportes (Almeida et al., 2011; Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009; Canha et al., 2011; Franck
et al., 2011).
Casa
Segundo o estudo realizado por Buonanno et al. (2012b), as casas das crianças apresentaram a
maior contribuição para exposição diária. A poluição atmosférica em ambiente doméstico consiste
numa mistura complexa de agentes que penetram a partir do ambiente exterior e agentes gerados de
fontes internas (Jang, 2012). Nas residências, a principal causa dos problemas de QAI são as
diversas fontes internas que libertam gases e partículas para o ar (EPA, 2017). As fontes internas
podem ser naturais (ex.: detritos vegetais e animais de estimação, esporos e bactérias) ou
antropogénicas (ex.: fumo dos cigarros, cozinhar, queima de biomassa em fogões e lareiras, e
atividades de limpeza que ressuspendem as partículas de poeiras) (Wallace et al., 2003). A
exposição individual a partículas respiráveis é tipicamente maior em ambientes interiores do que em
ambientes exteriores, sendo o fumo do tabaco o principal contribuinte (Sexton & Ryan, 1988). Para
além disso, a localização geográfica, projeto de construção da casa, ventilação e infiltração do ar
exterior também são fatores que influenciam a exposição (Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009;
Buonanno et al., 2012b). A ventilação inadequada e elevados níveis de humidade podem levar a um
aumento das concentrações de alguns poluentes (EPA, 2017).
23
Escola
As crianças passam cerca de 7 a 11 horas por dia útil na escola, deste modo a QAI nas salas de aula
é crucial para a saúde e bem-estar (Almeida et al., 2011), assim como para o nível de atenção e
desempenho dos alunos (Mendell & Health, 2005). Nas escolas, a degradação da QAI pode ser
atribuída à inexistência ou inadequada manutenção dos sistemas de ventilação, à falta de limpeza
das superfícies internas e ao grande número de alunos em relação à área e volume da sala de aula
(Almeida et al., 2011). A constante ressuspensão das partículas devido às atividades das crianças é
caracterizada principalmente pelas partículas grosseiras e contribui para o aumento da concentração
de PM2.5-10 (Almeida et al., 2011). As características e níveis das partículas nas salas de aula são
provenientes principalmente do pó do giz, deterioração dos materiais de construção e materiais
minerais (Almeida et al., 2011). Para além disso, as escolas localizadas no centro das cidades, estão
expostas a uma elevada quantidade de matéria particulada vinda do exterior, devido às emissões de
tráfego, restaurantes e padarias que rodeiam as escolas (Vieira, 2011).
Transportes
Embora as crianças passem muito menos tempo nos transportes do que em casa e na escola, este
microambiente tem uma influência importante na exposição pessoal (Ashmore & Dimitroulopoulou,
2009; Behrentz et al., 2005). As deslocações diárias contribuem muito para a exposição a poluentes
atmosféricos, tais como do material particulado (PM2.5 e PM10), uma vez que os automóveis são
uma grande fonte de emissão de PM, devido às emissões provenientes da combustão, assim como
das emissões não provenientes do escape, decorrente do desgaste dos pneus e travões, e da
ressuspensão de partículas na estrada (Diapouli et al., 2008; Ramos et al., 2015). O modo de
deslocação (ex.: a pé, bicicleta, autocarro ou carro privado), a distância e percurso da viagem e a
intensidade do tráfego determinam a exposição (Ashmore & Dimitroulopoulou, 2009; Diapouli et al.,
2008), para além disso existem diversos fatores que também influenciam, tais como o tipo de veículo,
idade do veículo, nível de emissões, abertura das janelas, tráfego envolvente e tipo de combustível
utilizado (Abi-Esber & El-Fadel, 2013; Behrentz et al., 2005; Diapouli et al., 2008).
24
3. Método
3.1. Paradigma de avaliação de risco
A avaliação de risco é um método para estimar a probabilidade de um determinado poluente provocar
um efeito adverso na saúde (NRC, 1991). Envolve uma abordagem sistemática de identificação e
caracterização de riscos físicos, químicos e biológicos em indivíduos no seu ambiente (NRC, 2003).
As consequências dos riscos incluem situações indesejáveis, lesões ou doenças graves para a saúde
(NRC, 2003).
Este estudo teve como enfoque a avaliação da exposição e da dose, tendo em conta o paradigma de
avaliação de risco descrito na Figura 6 - 1) avaliação das fontes de emissão; 2) identificação e
quantificação de perigos; 3) avaliação da exposição; 4) quantificação da dose; e 5) estudo dos efeitos
na saúde humana. Este paradigma permite ajudar as organizações e decisores políticos a tomarem
decisões acertadas de forma a atingir os objetivos pretendidos. Neste caso desenvolveram-se
medidas para reduzir as concentrações de BC nos diferentes microambientes, principalmente
interiores visto que é onde as crianças passam cerca de 89% do seu tempo (Life Index-Air, 2017).
Figura 6: Paradigma de avaliação de risco aplicado neste estudo.
3.2. Caracterização da área de estudo
A amostragem foi realizada na área metropolitana de Lisboa (AML). A AML localiza-se no centro-sul
de Portugal e engloba 18 municípios divididos pelas duas margens do rio Tejo, a norte a Grande
Lisboa e a sul, a Península de Setúbal. Apresenta uma área total de 3015 km2 e uma população de
cerca de 2.8 milhões de habitantes (INE, 2011), o que corresponde a uma densidade populacional de
935.8 hab./km2, caracterizando-se por ser a área metropolitana mais populosa do país (NUTS III).
3.2.1. Locais de amostragem
Neste estudo foram selecionadas 9 crianças que moram e estudam na AML. Tal como indica a
Figura 7, a maior parte das crianças moram e estudam no município de Lisboa, sendo exceção duas
crianças que moram no município de Sintra e de Loures. Enquanto o município de Lisboa apresenta
uma densidade populacional de 6446.2 hab./km2, os municípios de Loures e Sintra apresentam uma
densidade populacional de 1211.2 hab./km2 e 1183.6 hab./km
2, respetivamente (INE, 2011).
25
Figura 7: Distribuição geográfica das casas e escolas respetivas às 9 crianças selecionadas.
Lisboa é a capital de Portugal e é a maior área urbana da costa da Europa Ocidental. Caracteriza-se
pela topografia peculiar definida por colinas, cuja altitude chega a atingir os 110 m e zonas planálticas
que rondam os 80 m de altitude (Santos, 2009). Lisboa excede os valores limites de PM10 e PM2.5
indicados pela WHO (WHO, 2018b). A principal origem de PM2.5 em Lisboa é antropogénica, sendo o
tráfego uma fonte determinante (Almeida et al., 2009). No entanto, devido à sua posição geográfica, o
oceano Atlântico também é uma fonte importante de partículas e influencia uma série de processos
atmosféricos, tendo assim uma elevada contribuição para o aerossol atmosférico em comparação
com outros locais na Europa (Almeida, 2004; Almeida et al., 2009; Almeida et al., 2013).
3.3. Técnicas de medição e amostragem
O estudo da exposição das crianças ao material particulado realizou-se através de uma campanha de
amostragem realizada entre os dias 2 de maio e 22 de junho de 2018. Para tal, utilizou-se dois
equipamentos pessoais de monitorização da qualidade do ar que são descritos na secção 3.3.1.
O tempo de amostragem foi de 72 horas por criança.
3.3.1. Equipamentos utilizados
3.3.1.1. Bomba e Impactor Pessoal em Cascata
A bomba de amostragem de ar SKC Leland Legacy é uma bomba de sucção de ar que apresenta
uma gama de fluxos de ar constantes de 5 a 15 L/min.
26
Figura 8: Bomba SKC Leland Legacy.
Utilizou-se o impactor pessoal em cascata, conhecido como Sioutas, uma vez que é adequado para a
amostragem pessoal, em áreas interiores e exteriores. O impactor em cascata é um amostrador
miniaturizado que foi conectado a uma bomba SKC a operar com um caudal de 9 L/min (SKCinc,
2018). O impactor em cascata permite a recolha de partículas em suspensão no ar fracionadas nas
gamas de tamanho de <0.25, 0.25-0.5, 0.5-1, 1-2.5 e > 2.5 μm (Tabela 4). As partículas com DA igual
ou superior a 0.25 μm são recolhidas em filtros de membrana de politetrafluoretileno (PTFE) de
25 mm de diâmetro e as partículas com DA inferior a 0.25 μm são recolhidas em filtros de PTFE de
37 mm de diâmetro.
Tabela 4: Características do impactor pessoal em cascata e dimensões dos filtros.
ESTÁGIO FAIXA DE
TAMANHO (μm)
DIÂMETRO DOS FILTROS
PTFE (mm)
O >2.5 25
A 1.0 a 2.5 25
B 0.50 a 1.0 25
C 0.25 a 0.50 25
D <0.25 37
Figura 9: Impactor pessoal em cascata (Sioutas).
27
Caudalímetro – Defender™ 510 Series
O caudalímetro Defender 510 mede o fluxo de gás volumétrico com uma precisão de 1% da leitura.
Este caudalímetro foi utilizado para calibrar o caudal da bomba SKC Leland Legacy quando
conectada ao impactor em cascata. Procedeu-se à calibração da bomba diariamente com o objetivo
de verificar e ajustar o caudal para 9L/min, uma vez que com a acumulação das partículas nos
diferentes estágios do impactor, a bomba não ajusta o caudal perante o aumento da perda de carga.
Para o procedimento de calibração, foi necessário conectar a entrada do ar do sioutas com a saída
do caudalímetro denominada como sucção. Cada vez que se pressiona o “enter” no Defender 510,
uma medição é feita. Consoante o resultado, aumentou-se ou diminuiu-se o caudal na bomba, até o
caudalímetro indicar um caudal igual a 9 L/min (Brandt Instruments, 2018).
Figura 10: Caudalímetro Defender™ 510 Series com tubo para ligar ao impactor em cascata.
3.3.1.2. Micro – Aetalómetro AE51
O micro-aetalómetro AE51 é um dispositivo que permite medir em tempo real a concentração de BC
presente no ar ambiente. A amostra de ar é recolhida por um meio filtrante T60 (fibra de vidro
revestida com Teflon) que é substituído quando a densidade ótica atinge um certo nível para
integridade da medição. Durante a operação, o microprocessador realiza medições óticas, mede e
estabiliza o fluxo de ar, e calcula a concentração mássica de BC. A medição é realizada a 880 nm e a
concentração é obtida pela taxa de mudança na absorção da luz transmitida devido à deposição
contínua de BC no filtro, isto é, determina a atenuação da luz da fonte (AethLabs, 2018). Este
instrumento é utilizado para estudar a qualidade do ar interior e exterior, para mapeamento móvel dos
impactes da qualidade do ar de fontes localizadas, e projetado especificamente para a investigação
de exposição pessoal a partículas carbonosas.
Este equipamento é um instrumento independente com uma bomba embutida, controle de fluxo,
armazenamento de dados e bateria projetada para a monitorização da exposição pessoal diária. De
acordo com as instruções recomendadas no manual deste instrumento, optou-se por utilizar uma taxa
de fluxo de amostragem igual a 100 mL/min, com uma base de tempo de 60 segundos, que retrata a
monitorização da exposição pessoal.
Através do software microAethCOM foi possível descarregar os dados adquiridos pelo equipamento.
De seguida, os dados foram corrigidos no programa ONA de forma a reduzir o ruído (Hagler et al.,
2011).
28
Figura 11: Micro-aetalómetro AE51.
3.3.1.3. GPS eTrex 20
O GPS permite guardar os percursos diários realizados através dos sinais de satélite. O registo de
trajetos contém informações das coordenadas ao longo do caminho, incluindo a hora, a localização e
a elevação de cada ponto.
Figura 12: GPS eTrex 20.
3.3.2. Monitorização pessoal
Para a campanha foram selecionadas 9 crianças que morassem e estudassem na área metropolitana
de Lisboa, tal como foi demonstrado na Figura 7. As crianças tinham idade compreendida entre os 7
e os 10 anos, ou seja, frequentavam o 1º ciclo do ensino básico, de modo que permaneciam na
mesma sala de aula durante a maior parte do tempo.
O período de amostragem decorreu na primavera entre o dia 2 de maio e 22 junho de 2018 e foi
realizado nos dias úteis (segunda a sexta-feira).
Cada criança transportou um trolley (Figura 13) durante três dias. O trolley esteve sempre próximo da
criança, ou seja, acompanhava-a durante todas as atividades que realizasse ao longo do dia,
incluindo assim os meios de transporte utilizados, a escola, as atividades extracurriculares e as
atividades de lazer. Devido ao ruído emitido pelos equipamentos não foi possível realizar a
amostragem dentro do quarto da criança durante o período do sono. No entanto, para análise de BC
diferenciou-se o período acordado e do sono, visto que as fontes relevantes de BC dentro de casa
são provenientes do tráfego e de cozinhados.
O trolley continha os três equipamentos mencionados no subcapítulo 3.3.1, que permitiram recolher
as partículas com DA < 2.5 μm em diferentes frações granulométricas, medir a concentração mássica
de BC em tempo real e guardar a localização espacial. As entradas de ar dos tubos de amostragem
conectados aos equipamentos de medição da qualidade do ar estavam localizadas ao nível das vias
respiratórias superiores da criança. Por criança foi utilizado um conjunto de 5 filtros PTFE no impactor
pessoal em cascata, sendo por isso realizado uma amostragem cumulativa ao longo das 72h. O
interior da mochila foi revestido por espuma de poliuretano com objetivo de isolar acusticamente e
assim minimizar o ruído emitido pelos equipamentos.
29
Figura 13: Trolley utilizado na campanha (esquerda) e criança a caminho da escola (direita).
Para analisar os dados online obtidos pelo micro-aetalómetro (subcapítulo 3.3.1.2.), separou-se pelos
diferentes microambientes as horas e respetivas concentrações tendo como base o diário feito pela
criança. Assumiu-se nove microambientes diferentes, sendo estes: casa, transporte, sala de aula,
recreio, desporto interior, desporto exterior, lazer (centro comercial e parque), atividades
extracurriculares (aula de música, catequese e ATL) e outros (almoço na escola, biblioteca e igreja).
Este último refere-se a atividades subentendidas ou específicas que não se encaixam nos restantes
oito microambientes, podendo caracterizar-se por serem atividades sedentárias que se realizam
durante pouco tempo.
Todos os participantes foram instruídos individualmente sobre o objetivo do estudo e como
transportar a mochila com os equipamentos durante o período de amostragem. Como recompensa e
agradecimento às crianças que participaram no estudo, realizou-se uma ida ao Jardim Zoológico de
Lisboa (Figura 14).
Figura 14: Ida ao Jardim Zoológico de Lisboa com os participantes do estudo.
3.3.2.1. Questionários e diários
De forma a complementar os dados obtidos nas medições, foi necessário o preenchimento de um
diário e de dois questionários que permitissem indicar algumas informações cruciais (por exemplo: o
tempo gasto em cada microambiente) de forma a se poder interpretar os resultados. Para tal, foi
concedido dois questionários, um com a informação pertinente das características de casa e outro
30
com as características da sala de aula na escola. Ambos preenchidos pelos respetivos pais e
professores de cada criança. No anexo A encontram-se exemplos dos questionários.
Em relação ao diário atividade-tempo, foi preenchido pela criança ao longo dos três dias de
amostragem, tendo como objetivo registar cada atividade realizada com as respetivas horas de início
e fim, e a localização. No anexo B, está um exemplo de um diário, juntamente com um exemplo
prático do preenchimento ao longo de um dia.
3.4. Técnica de análise
3.4.1. Análise Gravimétrica
Tal como descrito na Tabela 4, utilizou-se filtros PTFE de dois tamanhos (25 e 37 mm de diâmetro)
(Figura 15).
O manuseamento dos filtros foi realizado numa câmara de fluxo laminar classe 100 presente num
laboratório limpo com classe 10000. O contato com os filtros foi sempre o mínimo possível e quando
necessário foi realizado através do uso de uma pinça de plástico desinfetada com etanol. Os filtros
foram armazenados em caixas de petri previamente desinfetadas.
Através da análise gravimétrica dos filtros, antes e após a amostragem foi possível determinar a
concentração mássica das partículas nas diferentes frações granulométricas. Para obtenção do peso
de todos os filtros foram efetuadas pesagens de forma a obter três valores que não variassem entre si
mais do que 20 µg. O peso final de cada filtro corresponde assim à média das três pesagens. Os
filtros foram pesados numa balança analítica Sartorius R160P com sensibilidade de 10 µg (Figura
15). A sala é mantida a uma temperatura e humidade relativa controlada de aproximadamente 20ºC e
50%, respetivamente.
Figura 15: a) Balança analítica Sartorius R160P; b) Filtro Teflon 37 mm; c) Filtro Teflon 25 mm; d) Filtros
correspondentes a um impactor pessoal em cascata após amostragem.
31
A concentração mássica das partículas para cada filtro é calculada dividindo a massa de partículas
retida no filtro pelo volume de ar amostrado. Deste modo, em primeiro lugar calcula-se a massa de
partículas retida no filtro (mp), que é obtida pela subtração da massa do filtro após a amostragem (mf)
pela massa inicial (mi) (equação 1)
mp (µg) = mf − mi Equação 1
Sendo que,
mf – massa final do filtro (µg);
mi – massa inicial do filtro (µg).
O volume de ar amostrado (Va) é obtido a partir do caudal de amostragem (Qa) e do tempo amostrado
(ta) (equação 2).
Va(m3) = Qa × ta Equação 2
Sendo que,
Qa – caudal de amostragem (igual a 9 L/min = 0.009 m3/min);
ta – tempo de amostragem (minutos).
Assim sendo, a concentração mássica de partículas (Cp) é dada pela equação 3.
Cp (µg/m3) =mp
Va Equação 3
3.4.2. Exposição
Exposição média diária
A exposição média diária de uma criança (Ei) é obtida integrando a concentração de poluentes
medidos nos diferentes microambientes com o tempo despendido em cada microambiente obtido no
diário atividade-tempo (subcapítulo 3.3.2.1).
Desta forma, recorreu-se à seguinte fórmula (equação 4):
Ei =∑ (Cij×tij)m
j=1
∑ tijmj=1
Equação 4
Sendo que, Cij – concentração do poluente medido no microambiente j do indivíduo i (µg/m
3);
tij – tempo despendido pelo indivíduo i no microambiente j (horas);
m – número total de microambientes, no qual ∑ tij = 24hmj=1 .
32
Contribuição da exposição
A fórmula para calcular a contribuição da exposição (GE_ij) ao BC num indivíduo i em determinado
microambiente j é obtido pela equação 5.
GE_ij =Cij×tij
∑ Cij×tijmj=1
Equação 5
3.4.3. Dose inalada
Dose inalada média diária
A dose inalada média diária por uma criança (Di) é calculada a partir da integração do tempo
despendido em cada microambiente, a concentração de poluentes no período de interesse e a taxa
de inalação (IR) de acordo com a equação 6.
Di = ∑ (Cij × tij × IRij)mj=1 Equação 6
A taxa de inalação, IR, é função das diferentes atividades realizadas e do grupo de idades, sendo que
os valores utilizados foram baseados em Buonanno, et al. (2011). Para este estudo, como os
voluntários eram crianças, usou-se valores de IR para crianças com idades compreendidas entre os 6
e os 10 anos (Tabela 5).
Tabela 5: Taxas de inalação usadas no estudo. Baseado em Buonanno et al. (2011).
ATIVIDADE
IR (m3/h) para crianças
idades entre os 6 e os
10 anos
Dormir e descansar 0.31
Atividades sedentárias 0.42
Estudar 0.42
Transporte Carro 0.58
A pé 0.91
Brincar no exterior 1.27
Lazer 0.91
Desporto interior 1.27
Desporto exterior 1.44
De acordo com as designações dos microambientes utilizados na análise de dados neste estudo
(subcapítulo 3.3.2.), assumiu-se que em casa, a taxa de inalação varia de acordo com a atividade,
isto é, a dormir ou acordado. De acordo com a Tabela 5, em casa se o indivíduo está acordado será
considerado o valor de IR respetivo a atividade sedentária, no microambiente sala de aula a atividade
será o estudar, no recreio é equivalente a brincar no exterior. As restantes atividades têm a mesma
designação do que a apresentada na Tabela 5. No caso do microambiente “outros” atribuiu-se uma
taxa de inalação igual a 0.42 m3/h.
33
Contribuição da dose inalada
A contribuição de microambiente j para a dose inalada pelo indivíduo i (GD_ij) é dado pela equação 7.
GD_ij =Cij×tij×IRij
∑ Cij×tij×IRijmj=1
Equação 7
3.4.4. Intensidade
De modo a fazer-se uma análise mais profunda das contribuições relativas em cada
microambiente/atividade-tempo para a exposição (dose) diária, calculou-se a intensidade da
exposição e da dose inalada de BC, através da equação 8.
Intensidade da exposição/dose ao BC =Contribuição da exposição/dose diária
Contribuição do tempo diário Equação 8
A intensidade permite assim fazer uma comparação da exposição (dose) em diferentes
microambientes pela ligação da fração exposição diária com a fração de tempo diário.
3.4.5. Análise estatística
Os cálculos estatísticos foram realizados no software STATISTICA. Foi utilizado o teste Mann-
Whitney U, uma vez que as amostras eram independentes (diferenças entre os microambientes e as
crianças). A significância estatística refere-se a p <0.05. Este teste é não paramétrico, portanto, não
considera nenhuma suposição relacionada à distribuição, na medida em que se comparam duas
medianas para sugerir se ambas as amostras provêm da mesma população ou não.
34
4. Resultados e Discussão No presente capítulo pretende-se apresentar e analisar os resultados obtidos na amostragem
realizada. Deste modo, primeiramente é apresentado o padrão atividade-tempo obtido através do
diário desenvolvido por cada criança. De seguida, é analisada a distribuição mássica de PM2.5 obtida
pelo impactor em cascata e respetiva concentração a que cada criança esteve exposta no período de
amostragem. Posteriormente são apresentados os dados obtidos pelo micro-aetalómetro. Começa-se
por apresentar a concentração de BC a que as crianças estiveram expostas em cada microambiente,
seguido da análise temporal de três situações onde foram observados picos de concentração de BC.
Por fim, analisa-se a exposição e dose inalada média diária a que as crianças estiveram sujeitas.
4.1. Padrão atividade – tempo das crianças
A partir do diário atividade-tempo preenchido por cada criança, foi possível desenvolver o gráfico de
percentagem de tempo que cada criança despendeu em cada microambiente (Figura 16).
Figura 16: Percentagem de tempo que cada criança despendeu em cada microambiente.
Verifica-se que as crianças passaram, em média, mais de 80% do tempo em ambientes interiores,
sendo a casa (55%) e a sala de aula (22%) os microambientes que se destacaram. Todas as crianças
utilizaram apenas os automóveis para se deslocarem, à exceção das crianças C2, C6 e C8 que
também andaram a pé. Em geral, 5.0% do tempo diário das 9 crianças foi despendido nos
transportes, sendo 4.3% referente a deslocações de carro e apenas 0.69% a andar a pé.
35
O recreio foi o terceiro microambiente onde as crianças passaram mais o seu tempo (8.2%). Os
microambientes mencionados anteriormente (casa, sala de aula, transporte e recreio) foram comuns
a todas as crianças em dias de semana e preencheram cerca de 90% do tempo diário. Os restantes
microambientes variaram de acordo com o dia da semana e atividades realizadas por cada criança. A
atividade extracurricular correspondeu a 1.0% do tempo diário e é relativa às atividades sedentárias,
desenvolvidas em ambientes interiores, tais como aula de música, catequese e ATL. O desporto
exterior (0.63%) correspondeu à educação física realizada na escola e andar de bicicleta. O desporto
interior (aula de dança, natação, judo e desportos gímnicos) correspondeu a 2.0% do tempo diário. O
lazer englobou atividades, tais como idas ao centro comercial e ao parque, e correspondeu a 1.2% do
tempo das crianças.
Apesar da amostra de voluntários neste estudo ser reduzida, os resultados obtidos estão em
concordância com outros estudos já realizados. Em 2017 foram realizados inquéritos em 24 escolas
de Lisboa no âmbito do projeto LIFE Index – Air, com objetivo de saber os padrões atividade-tempo
das crianças que frequentavam o 1ºciclo (subcapítulo 2.4.3). Nesses questionários chegaram à
conclusão que durante os dias de semana, 89% do tempo das crianças foi passado em
microambientes interiores, correspondendo à casa (55%), sala de aula (27%), automóveis (3.5%) e
atividades físicas interiores (2.7%). Estudos internacionais também demonstraram que as crianças
passam grande parte do tempo em ambientes interiores. Os valores obtidos por Buonanno et al.
(2013a) foram semelhantes, uma vez que mostraram que 4.0% do tempo diário das crianças foi
despendido nos transportes e passaram cerca de 92% do seu tempo em ambientes interiores, sendo
24% na escola e 64% em casa. Jeong & Park (2017b) avaliaram a exposição diária de crianças ao
BC numa escola primária da Korea. Um dos materiais para esse estudo foi também o diário atividade-
tempo, concluindo que as crianças passaram grande parte do tempo em ambientes interiores, sendo
que em dias úteis passaram cerca de 59% em casa e 7.1% nos transportes. Um estudo realizado no
sul da Califórnia concluiu que as crianças do ensino primário passaram menos de 3.0% do tempo
anual em ambientes exteriores (Wu et al., 2005).
Conclui-se que os ambientes interiores são os mais relevantes, uma vez que são os locais onde as
crianças passam grande parte do tempo nos dias de semana.
Dons et al. (2011) demonstraram que os padrões atividade-tempo são importantes para a exposição
pessoal à poluição atmosférica. Esse estudo englobou 16 adultos durante 7 dias consecutivos.
Metade dos casais trabalhavam em locais de trabalho fora de casa e os restantes trabalhavam em
casa. Verificou-se que apesar de morarem no mesmo local, existiu uma diferença maior do que 30%
na exposição ao BC. É necessário conhecer os padrões atividade-tempo, uma vez que é um dos
fatores mais importantes ao avaliar a exposição a um determinado poluente atmosférico. Este fator
permite quantificar o tempo que as pessoas despendem em diferentes microambientes interiores e
exteriores (Buonanno et al., 2014; Wu et al., 2015).
36
4.2. Distribuição granulométrica e concentração de PM2.5
Por análise gravimétrica obteve-se para cada criança a concentração mássica de partículas em cada
estágio e consequente a concentração total de PM2.5 a que cada uma esteve exposta. Na Figura 17
apresentam-se os gráficos da distribuição granulométrica das diferentes frações do impactor pessoal
em cascata (Tabela 4). É possível verificar que entre as nove crianças não houve homogeneidade
entre a distribuição granulométrica das partículas nos diferentes estágios: A (1.0 a 2.5 µm), B (0.5 a
1.0 µm), C (0.25 a 0.5 µm) e D (< 0.25 µm). Este facto pode ser devido a cada criança ter estado
sujeita a diferentes fontes de PM2.5 ao longo do dia, uma vez que frequentam diferentes escolas,
residem em locais diferentes, o trajeto e duração do transporte difere, assim como as atividades que
realizaram durante os dias de amostragem foram diferentes.
Figura 17: Distribuição mássica nas diferentes frações granulométricas do impactor pessoal em cascata.
37
A Figura 18 apresenta a concentração de PM2.5 a que cada criança esteve exposta e a contribuição
de cada estágio para essa concentração.
As concentrações médias de PM2.5 a que as crianças estiveram expostas, variaram entre 12 e
28 µg/m3, cumprindo o valor diário de referência da WHO (25 µg/m
3), à exceção da criança C2. O
facto da criança C2 ter estado exposta a uma concentração mais elevada (28 µg/m3) do que as outras
crianças, pode estar relacionado com o facto da amostragem ter sido perturbada pelos colegas da
escola com a introdução de pequenos objetos na entrada de ar do impactor pessoal em cascata.
Figura 18: Concentração de PM2.5 a que esteve exposta cada criança e respetiva contribuição de cada estágio.
Por análise do gráfico, verifica-se que os estágios que mais contribuíram para a concentração de
PM2.5 foi o A e o D. Para a C1, C3 e C7 o estágio predominante foi o A, correspondente à faixa de
tamanho das partículas com DA maior dentro das PM2.5. Já para a C2, C4, C5, C6, C8 e C9 as
partículas com DA <0.25 µm foram as que apresentaram maior contribuição para a concentração de
PM2.5. Deste modo, estas últimas crianças poderão estar mais propensas a apresentar maiores
problemas de saúde, visto que na gama de partículas do estágio D estão incluídas as partículas
inaláveis e ultrafinas, capazes de se depositar nos alvéolos pulmonares e entrar na corrente
sanguínea, atingindo diferentes órgãos (Guarieiro & Guarieiro, 2013). No caso de C4 e C8, as
partículas do estágio D representaram cerca de metade da concentração mássica das PM2.5. No
entanto, a criança que esteve exposta a uma maior concentração de partículas nesse estágio foi a
C4, uma vez que a concentração PM2.5 a que esteve exposta foi mais elevada do que no caso da
criança C8.
38
O estágio A e D tiveram uma contribuição para a concentração de PM2.5 muito semelhante nas
crianças C1 e C3 (37% e 35% para a C1 e 32% e 33% para a C3, respetivamente). No entanto, uma
vez que o estágio D engloba partículas com menor diâmetro, significa que em termos numéricos
houve muito mais partículas no estágio D do que no estágio A.
A criança C7 esteve exposta a uma menor concentração de PM2.5. Para além disso, cerca de 42%
da concentração é constituída por partículas com diâmetro entre 1.0 e 2.5 µm. Segundo Guarieiro &
Guarieiro (2013), apenas as partículas com DA inferior a 1.0 µm é que se depositam nos alvéolos
pulmonares. Portanto, tendo em conta o tamanho das partículas, esta criança de entre todas é a que
poderá estar menos propensa a ter problemas de saúde associados à inalação de partículas. No
entanto, a composição química das partículas é relevante e prevê melhor os efeitos na saúde do que
a massa ou tamanho das partículas (Rohr & Wyzga, 2012; Stanek et al., 2011). Deste modo, a
análise química dos filtros amostrados é um ponto fundamental para identificar os possíveis efeitos
nefastos na saúde humana.
39
4.3. Carbono negro (BC)
As partículas carbonosas, inclusive o BC, representam uma fração da massa total de PM2.5 (Na et
al., 2004; Querol et al., 2004; Yu et al., 2004).
A partir da concentração total de PM2.5 e da concentração de BC obtida para cada criança através
do impactor pessoal em cascata e do micro-aetalómetro, respetivamente, obtiveram-se os gráficos A
e B da Figura 19.
O gráfico A apresenta a relação entre a concentração de PM2.5 e de BC, e verifica-se que há uma
relação não linear. Esta razão pode ser devido ao facto de cada criança apresentar o seu padrão
atividade-tempo, assim como morar e estudar em locais diferentes. Deste modo, as crianças estão
expostas a diferentes fontes de material particulado, resultando em diferentes relações entre a
concentração de PM2.5 e BC.
No gráfico B, verificou-se que o BC representou 4.0 a 10 % da concentração de PM2.5. As variações
da razão BC/PM2.5 entre as 9 crianças podem ser devido às diferentes localizações e orientações
dos microambientes que frequentaram, sistemas de ventilação associados e respetivas atividades
realizadas (Almeida et al., 2011; Amato et al., 2014; Dimitroulopoulou & Ashmore, 2009; Vieira,
2011).
Figura 19: A – Relação entre a concentração de PM2.5 e BC; B – Razão BC/PM2.5 por criança.
40
4.3.1. Concentração
Na Figura 20 encontra-se representada a variação da concentração média de BC que cada criança
esteve exposta em cada microambiente.
Os valores em detalhado acerca da concentração de BC nos diferentes microambientes por criança
estão presentes no anexo C.
Figura 20: Concentração de BC a que cada criança esteve exposta em cada microambiente. Caixa de bigodes
representa o limite inferior (percentil 10), o primeiro quartil (percentil 25), mediana, o terceiro quartil (percentil 75) e o limite superior (percentil 90). O quadrado representa a média e as cruzes o mínimo e máximo.
41
A concentração de BC variou entre valores na ordem dos 0.0018 até 12 µg/m3, à exceção do
transporte (0.0043 até 63 µg/m3) e lazer (0.032 até 53 µg/m
3) que se destacaram dos restantes
microambientes, uma vez que apresentaram valores superiores.
A menor concentração de BC que as crianças estiveram expostas ocorreu no microambiente casa
(0.89 µg/m3), enquanto que a maior ocorreu durante o transporte (5.1 µg/m
3). Na casa e no transporte
as concentrações de BC foram significativamente diferentes (inferiores e superiores, respetivamente)
relativamente aos restantes microambientes de acordo com os testes estatísticos (p < 0.05)
realizados (resultados dos testes estatísticos no anexo D). Rivas et al. (2015) chegaram à mesma
conclusão após realizarem um estudo de amostragem pessoal a 45 crianças espanholas (7-10 anos).
Nesse estudo verificaram que a concentração de BC mais elevada a que as crianças estiveram
expostas ocorreu nos transportes e a menor foi em casa.
A concentração de BC nas casas é determinada por fontes interiores (ex.: fumo do cigarro, cozinhar e
queima de biomassa) e pela proximidade das fontes de tráfego e consequente infiltração para o
interior. Em casa, a criança C9 esteve exposta a concentrações em média significativamente mais
elevadas (2.2 µg/m3) em comparação com as restantes crianças. A família da C9 é uma família
numerosa (9 elementos) e segundo o estudo de Jeong & Park (2017b), as casas onde habitam
famílias numerosas apresentam concentrações mais elevadas do que em famílias com menor
número de elementos no agregado, talvez devido ao facto de que um maior número de membros na
família, requere mais tempo para cozinhar. Segundo o Climate and Clean Air Coalition (2018), o
cozinhar e o aquecimento a nível residencial representam cerca de 58% das emissões totais de BC.
Para além disso, a cozinha da casa da criança C9 é a única que apresenta um design open kitchen, o
que significa que as partículas carbonáceas libertadas pelos cozinhados dispersam facilmente para a
sala, onde a criança passa a maior parte do tempo. As janelas dessa casa também estiveram
frequentemente abertas, o que pode ter favorecido a entrada de BC proveniente da combustão
incompleta dos combustíveis do tráfego rodoviário para dentro de casa. A casa onde foram registadas
as concentrações de BC mais baixas (0.36 µg/m3) foi a da criança C7. Esta criança mora em Sintra
(Figura 7) num condomínio fechado rodeado de árvores e com circulação restrita de automóveis.
Deste modo, esta criança em casa não está sujeita ao BC proveniente da queima do combustível dos
veículos na mesma intensidade que as outras crianças que moram em ambiente urbano. Em geral, a
concentração de BC em casa foi mais elevada durante o tempo em que as crianças estavam
acordadas (1.1 µg/m3) do que quando estavam a dormir (0.81 µg/m
3). Apenas as crianças C5 e C9
estiveram sujeitas a uma concentração de BC ligeiramente mais elevada a dormir, podendo ser
devido às janelas terem ficado abertas enquanto estavam a dormir, facilitando assim a infiltração de
BC proveniente do exterior.
Em relação ao transporte, verifica-se que a concentração média de BC a que a crianças estiveram
expostas foi de 5.1 µg/m3, um valor que se destaca dos restantes microambientes, visto que os
automóveis são uma fonte relevante na emissão de BC (Buonanno et al., 2013a; Jeong & Park,
2017a). Para além disso, a concentração média de BC nos transportes foi 5.7 vezes mais elevada
que a concentração de BC em casa. Dons et al. (2012) desenvolveram um estudo na Bélgica com 62
42
indivíduos adultos e obtiveram um valor de concentração média de BC (5.6 µg/m3) para passageiros
no interior de carros comparável ao deste estudo, e concluíram que as concentrações de BC no
transporte foram 2 a 5 vezes mais elevadas do que em casa. As crianças C1, C7 e C8 estiveram
expostas a uma concentração máxima de BC igual a 31 µg/m3, 63 µg/m
3 e 63 µg/m
3, respetivamente.
As concentrações máximas de BC a que as três crianças estiveram expostas foram atingidas dentro
de um parque de estacionamento subterrâneo. Desta forma, verificou-se que nos parques de
estacionamento subterrâneos, as crianças estão expostas a elevadas concentrações de BC. Os
parques de estacionamento são espaços confinados, de modo que não há dispersão dos poluentes
emitidos pelos automóveis, ao contrário do que ocorre no exterior. Desta forma, um sistema de
ventilação eficiente é crucial para os poluentes não se acumularem no parque e não reduzirem a QAI
(Aminian et al., 2018). A análise temporal deste acontecimento é descrita no subcapítulo 4.3.2.
Apesar das crianças C7 e C8 terem estado expostas a um valor mais elevado de concentração de BC
no transporte, as crianças C3 e C4 estiveram expostas, em média, a uma concentração de BC
superior às restantes (8.3 µg/m3 e 8.6 µg/m
3, respetivamente), o que poderá significar que nos
trajetos que percorreram estiveram sujeitas a um tráfego rodoviário mais intenso. Em média, a
concentração de BC no carro foi de 5.1 µg/m3 e ao andar a pé foi de 2.5 µg/m
3. Dons et al. (2012) e
Jeong and Park (2017a) também mostraram que a concentração média de BC nos transportes
motorizados (ex.: carro) é superior do que no modo ativo (ex.: andar a pé). A concentração de BC a
que uma pessoa está exposta, depende de várias variáveis, tais como o modo de transporte e as
horas que realiza a viagem (Dons et al., 2012). Entre as três crianças que andaram a pé (C2, C6 e
C8) para se deslocarem, as crianças C2 e C8 foram as que estiveram expostas a uma maior
concentração de BC enquanto andaram de carro. A criança C6 esteve exposta a uma concentração
de BC igual a 4.6 µg/m3
enquanto andou a pé e apenas 1.8 µg/m3 no carro. Esta criança foi a única a
realizar o trajeto a pé em horas de ponta, podendo ter estado assim mais exposta ao tráfego intenso.
Na sala de aula, a concentração de BC a que uma criança está exposta é influenciada por fontes
exteriores a este microambiente, visto que as fontes predominantes de BC são os transportes e o
cozinhar (Jeong & Park, 2017a). Desta forma, a localização da escola (Vieira, 2011) assim como o
sistema de ventilação (Almeida et al., 2011) são fatores importantes para uma boa QAI numa sala de
aula relativamente ao contaminante BC. Neste microambiente, a concentração média de BC foi de
1.2 µg/m3. Reche et al. (2015) caracterizaram os níveis, fontes e relações interior-exterior do BC nas
escolas de Barcelona. Chegaram à conclusão que as concentrações de BC foram 30 a 35%
superiores em escolas que estiveram expostas a maior intensidade de tráfego. Amato et al. (2014)
concluíram que cerca de 53% do PM2.5 medido no interior de salas de aulas foi relativo a fontes
exteriores devido à elevada taxa de infiltração das fontes urbanas exteriores, sendo uma delas o
tráfego. Neste estudo, concluíram também que a contribuição do tráfego foi significativamente maior
em salas de aula que tinham as janelas orientadas para a estrada do que com janelas orientadas
para o interior da escola. Como se pode verificar na Figura 20, as crianças C4 e C9 estiveram
expostas a uma concentração média de BC superior, podendo assim dever-se à localização,
orientação e sistema de ventilação da sala de aula.
43
O recreio frequentado pelas crianças é no exterior, sendo assim influenciado diretamente pelo tráfego
envolvente da escola. No entanto, a concentração média de BC a que as crianças estiveram expostas
foi de 1.1 µg/m3, valor semelhante à concentração média a que estiveram expostas em casa e na
sala de aula. Deste modo, verifica-se que as salas de aula têm elevada influência das fontes
exteriores. No entanto, houve crianças expostas a picos de concentração de BC mais elevados no
recreio do que na sala de aula, que pode ter correspondido ao tráfego pontual junto das ruas
próximas das escolas, assim como ao facto de nem todas as PM geradas no exterior se infiltrarem
para o interior. As crianças C4 e C9 estiveram expostas a concentrações médias de BC mais
elevadas no recreio e com valores de concentração bastante variáveis, podendo dever-se à
localização das escolas.
Através das concentrações diárias de BC que cada criança esteve sujeita na sala de aula e no
recreio, obteve-se a Figura 21. Verifica-se que há uma correlação positiva entre o recreio e a sala de
aula (R2 = 0.72), ou seja, a concentração de BC na sala de aula é bastante influenciada pela
concentração de BC no exterior. Rivas et al. (2015) avaliaram a relação entre a monitorização
pessoal, estações fixas interiores e exteriores nas escolas, e em ambiente urbano, e verificaram que
a concentração de BC das medições pessoais seguiu aproximadamente os mesmos níveis e
tendências das medidas realizadas nas estações de monitorização no interior das escolas. Para além
disso, a maior parte dos níveis interiores e exteriores nas escolas seguiram também a tendência das
estações de monitorização do meio urbano, o que confirma a infiltração e influência das emissões de
tráfego no interior das escolas.
Figura 21: Correlação das concentrações de BC entre recreio e sala de aula.
As atividades e locais onde foram realizados os desportos diferem entre as crianças. A concentração
média de BC a que as crianças estiveram expostas no desporto exterior foi igual a 1.5 µg/m3 e no
desporto interior igual a 1.1 µg/m3. O facto do desporto interior ter tido uma concentração semelhante
ao desporto exterior, poderá ter sido devido à infiltração do BC proveniente de fontes exteriores,
como o caso da combustão incompleta nos automóveis.
Das 9 crianças, apenas 3 realizaram atividades extracurriculares. A C1 frequentou aula de música, a
C2 a catequese e a C4 o ATL. A criança C2 esteve exposta a uma menor variabilidade de valores e a
y = 1.1802x - 0.0661 R² = 0.7241
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8
[BC
] n
a s
ala
de
au
la
(µg/m
3)
[BC] no recreio (µg/m3)
44
uma concentração média mais elevada (2.6 µg/m3). Este facto pode ter sido devido à presença de
velas acesas na sala onde foi dada a aula de catequese. No estudo realizado por Stabile et al. (2012)
verificaram que na combustão de velas, a maior parte de emissão é relativa a partículas carbonáceas,
sendo assim uma fonte de BC.
Por último, o microambiente lazer engloba também diferentes atividades. A C1 e C7 frequentaram
diferentes centros comerciais e verificou-se que as concentrações médias a que estiveram expostas
foram semelhantes (2.6 e 3.1 µg/m3, respetivamente). As concentrações de BC neste espaço interior
foram em média 26% maiores do que nos outros microambientes interiores (casa e sala de aula),
possivelmente devido à infiltração do BC dos parques de estacionamento subterrâneos para os pisos
superiores e/ou à produção de BC nas áreas de alimentação. De acordo com Jeong & Park (2017a),
o cozinhar, em especial grelhar a carvão, está associado à emissão de BC. Assim, conjuntamente
com o facto destas áreas serem amplas e conectadas às restantes zonas do centro comercial, a
dispersão do BC para as zonas contiguas é favorecida. A criança C6 esteve exposta a uma
concentração média de BC mais baixa no lazer. Apesar desta criança ter frequentado um jardim no
exterior, as ruas envolventes têm tráfego pouco intenso. A C8 frequentou uma loja de mobiliário e um
arraial, sendo a concentração média de BC a que esteve exposta igual a 1.4 µg/m3. A concentração
média de BC no arraial foi 3.4 µg/m3, onde atingiu um máximo igual a 53 µg/m
3. Esta atividade será
analisada mais detalhadamente no capítulo 4.3.2. A criança C9 esteve exposta a uma concentração
média de BC igual a 3.0 µg/m3 quando frequentou uma pastelaria. Além de possíveis fontes
interiores, também se deve considerar a infiltração do BC do exterior, uma vez que a pastelaria se
localiza junto a uma estrada.
A partir dos testes estatísticos realizados verificou-se que C2 e C3, assim como C1, C5 e C6 não
apresentaram diferenças significante entre si (p <0.05).
4.3.2. Análise temporal
A análise das concentrações de BC a nível temporal permite a identificação de eventos com picos de
concentração, permitindo relacionar com os microambientes/atividades realizadas descritos no diário
atividade-tempo preenchido por cada criança.
A Figura 22 mostra três séries temporais diárias da concentração de BC correspondente a 3 crianças
que estiveram expostas a picos de concentração devido a terem estado em determinados
microambientes/atividades que lhes proporcionaram esse aumento pontual na exposição. Por análise
dos três gráficos, verifica-se que existe uma variabilidade entre as séries temporais de cada criança,
provavelmente associada à localização da casa e da escola, assim como dos microambientes
específicos que visitaram e/ou associado às diferentes atividades realizadas durante o período de
amostragem. Deste modo, cada criança é influenciada por diferentes fontes de BC, em especial
diferentes intensidades de tráfego rodoviário e, portanto, estão expostas a diferentes concentrações
de BC. De acordo com Dons et al. (2011), as diferenças nas concentrações de BC a que as crianças
estão expostas são devidas às diferenças entre o padrão atividade-tempo e o correspondente local
visitado.
45
Figura 22: Séries temporais de 24h das concentrações de BC correspondentes a 3 crianças. Legenda: A – Transporte carro; A1 – Transporte a pé; B – Parque de estacionamento; C – Festa de anos; D – Arraial.
Nos três gráficos verifica-se que das 00h00 até as 7h30 as concentrações são baixas e constantes,
estando associadas ao microambiente casa, sobretudo ao período do sono. Na criança C1 por volta
das 17h15 e na C7 e C8 logo após as 7h30 e novamente ao fim da tarde entre as 17h e as 17h45
verifica-se picos na concentração de BC, estando relacionados com o microambiente transportes
(ponto A e A1). Estas crianças deslocaram-se de carro de casa para a escola no período da hora de
ponta da manhã, à exceção da criança C1, e as três regressaram a casa no período da hora de ponta
da tarde. Rivas et al. (2015) verificaram na análise temporal das crianças em Barcelona que os picos
de BC também coincidiam com a hora de ponta a que as crianças deslocavam-se para a escola.
De seguida, tem-se que as crianças C1 e C7 frequentaram parques de estacionamento de centros
comerciais (ponto B), verificando-se picos elevados na concentração de BC, chegando-se a atingir
um máximo de 31 µg/m3 em C1 e 63 µg/m
3 em C7. Tal como já foi mencionado, o BC é resultado da
combustão incompleta de combustíveis fósseis, sendo os automóveis uma fonte relevante de BC
(Buonanno et al., 2013a; Climate and Clean Air Coalition, 2018; Jeong & Park, 2017a). Os veículos a
motor emitem uma grande quantidade de dióxido de carbono, monóxido de carbono, hidrocarbonetos,
óxidos de azoto, matéria particulada e substâncias tóxicas conhecidas como MSATs, que advém do
inglês mobile sources air toxics (HEI, 2010). O BC é um indicador relevante para a poluição
proveniente do tráfego, em particular das emissões de veículos com motores DIESEL (HEI, 2010). Os
parques de estacionamento subterrâneos são espaços confinados, de modo que a dispersão não é
46
promovida da mesma forma que no exterior, para além disso os automóveis estacionam próximos
uns dos outros, sendo a distância lateral entre automóveis inferior a 0.50m. Deste modo, o
estacionamento contribui para as partículas se concentrarem em torno dos automóveis,
especialmente no espaço entre os automóveis (Zhao & Zhao, 2016). Esta elevada concentração de
partículas leva assim a potenciais problemas de saúde nos condutores e passageiros presentes neste
microambiente.
Na série temporal da criança C1, verifica-se um pico na concentração de BC (6.6 µg/m3) por volta das
22h30, sendo relativo a uma festa de anos (ponto C). A subida na concentração de BC pode estar
associada à combustão das velas. Stabile et al. (2012) caracterizaram a emissão de partículas devido
aos processos de combustão de incensos, velas e produtos anti mosquitos e concluíram que a
combustão das velas produz essencialmente partículas carbonáceas sendo a razão BC/PM10 maior
que 80%.
O ponto D presente na série temporal de C8 é relativo à ida a um arraial das festas de junho
comemoradas em Lisboa. No arraial as pessoas ficam expostas sobretudo aos fumos provenientes
dos grelhados a carvão, que são uma fonte substancial de BC (Jeong & Park, 2017a). Tal como
Jeong & Park (2017a) e Buonanno et al. (2009) concluíram, cozinhar alimentos ricos em gorduras
(exemplo: carnes grelhadas) a uma temperatura elevada através do uso de carvão vegetal, leva a
uma elevada taxa de emissão de partículas carbonáceas, aumentando assim a exposição a BC.
47
4.3.3. Exposição média diária e dose inalada média diária
De seguida, calculou-se a contribuição dos microambientes para a exposição média diária (Figura 23)
e para a dose inalada média diária (Figura 24), assim como o valor da exposição média diária e da
dose média diária de cada criança a partir das equações presentes no subcapítulo 3.4.2 e 3.4.3,
respetivamente.
As contribuições foram determinadas de acordo com o padrão atividade-tempo e o microambiente
frequentado. Os valores em detalhado acerca da contribuição do tempo, exposição e dose diária,
assim como da intensidade estão presentes no anexo E.
Figura 23: Contribuição do microambiente para a exposição diária ao BC e valor de exposição diária de cada criança.
48
Figura 24: Contribuição do microambiente para a dose inalada de BC e valor de dose diária de cada criança.
A contribuição da exposição diária ao BC destacou-se em casa, nos transportes e na sala de aula,
enquanto a dose inalada diária destacou-se em casa, nos transportes, no recreio e na sala de aula. O
desporto interior e exterior, lazer, atividades extracurriculares e o microambiente considerado “outros”
tiveram uma contribuição para a exposição e dose ao BC reduzida, visto que representaram uma
pequena fração no tempo diário das crianças, assim como não foram microambientes com elevadas
concentrações de BC.
A exposição pessoal média diária ao BC foi de 1.3 µg/m3 (gama 0.88 – 2.0 µg/m
3) e a dose inalada
média diária foi de 15 µg, numa gama que variou entre 12 e 27 µg. Como as crianças estudam e
moram em locais diferentes, o padrão individual atividade – tempo pode contar para tal variabilidade.
As crianças C4 e C9 apresentaram valores de exposição diária significativamente superiores
comparativamente com as restantes crianças. No caso da criança C4, verifica-se que a maior
exposição (8.6 µg/m3) e dose inalada média diária, deveu-se sobretudo aos transportes, visto que
esta criança foi a que passou mais tempo neste microambiente (9.9% do tempo diário). No caso da
criança C9, o microambiente que mais contribuiu para a exposição diária foi em casa. Tal como visto
no subcapítulo 4.3.1, a criança C9 esteve sujeita a concentrações de BC mais elevadas em casa
(2.2 µg/m3) e passou cerca de 66% do tempo diário neste microambiente. Na Figura 19, verifica-se
49
que as crianças C4 e C9 apresentam a maior razão BC/PM2.5. Este facto deve-se provavelmente às
razões mencionadas anteriormente, isto é, o tráfego para a C4, e a confeção de alimentos e
infiltrações do exterior para a C9. Para as crianças C2 e C7 a exposição diária foi significativamente
inferior em relação às restantes.
Em casa foi o local onde as crianças passaram mais tempo (55%), sendo o microambiente que
contribuiu mais para a exposição diária a BC (39%) e para a dose inalada diária (28%). Em casa, a
contribuição da exposição ao BC foi mais elevada enquanto as crianças estiveram a dormir (24%) do
que acordadas (14%), devido ao tempo que despendem a dormir (40%) ser maior do que quando
estão acordadas (15%). Já na dose inalada, a contribuição entre o dormir (16%) e acordado (12%)
passam a ser semelhantes, devido ao facto da taxa de inalação ser maior enquanto uma pessoa está
acordada e a desenvolver atividades do que quando está a dormir. A intensidade da exposição e da
dose ao BC, em média foi superior enquanto a criança esteve acordada (0.88 e 0.73 respetivamente)
do que enquanto esteve a dormir (0.60 e 0.38 respetivamente), devido à fração do tempo diário em
casa ser maior a dormir do que acordado.
O transporte foi o segundo microambiente que se destacou na contribuição para a exposição diária
ao BC (21%) e para a dose inalada diária de BC (23%). A intensidade a que as crianças estiveram
expostas no transporte foi de 4.0 na exposição a BC e de 4.6 na dose diária, destacando-se dos
restantes microambientes que apresentaram uma intensidade próxima de 1. Verifica-se assim que os
transportes foram um importante contribuinte na exposição e dose ao BC, apesar de apresentarem
uma pequena fração do tempo diário das crianças (5.0%). Em relação aos dois modos de transportes
verificados (carro e a pé), o modo ativo (andar a pé) teve uma contribuição menos intensa quando
comparado com o modo motorizado (carro). Todas as crianças utilizaram o carro como meio de
transporte, e apenas três também andaram a pé para se deslocarem. A contribuição na exposição ao
BC no carro foi de 19% e a andar a pé foi de apenas 1.7%. Em relação à dose diária foi de 21% no
carro e 2.8% a andar. Logo tem-se que, em média, a intensidade da exposição ao BC e da dose
inalada diária foi maior no carro do que a andar, exceto para o caso particular da criança C6, uma vez
que esteve exposta a uma concentração mais elevada ao andar a pé do que no carro, e assim a
intensidade na exposição e na dose foi maior ao andar.
A contribuição para a exposição ao BC foi maior na sala de aula (21%) do que no recreio (7.4%),
devido à maior percentagem de tempo despendido pelas crianças na sala de aula. Já para a dose
inalada diária, a sala de aula e o recreio apresentaram contribuições muito semelhantes (17% e 18%,
respetivamente). Este facto é devido à dose inalada ter em conta a taxa de inalação, e esta ser
superior no recreio do que na sala de aula onde as crianças apresentam uma atividade sedentária.
4.3.3.1. Comparação com outros estudos
Neste estudo obteve-se um valor igual a 1.3 µg/m3
para a exposição diária de crianças a BC e de 15
µg para a dose inalada diária. Ambos os valores são inferiores quando comparados com resultados
de Itália (5.1 µg/m3
para a exposição diária e 39 µg para a dose inalada diária) (Buonanno et al.,
2013a) e Coreia do Sul (1.9 µg/m3
para a exposição diária 24 µg para a dose inalada diária) (Jeong &
50
Park, 2017a). Os estudos mencionados anteriormente são relativos a crianças com idades
compreendidas entre os 7 e os 12 anos e as taxas de inalação utilizadas para o cálculo da dose
foram as mesmas utilizadas para este estudo. Primeiramente é necessário ter em conta as rotinas de
cada país, uma vez que a exposição é influenciada pelo tipo de microambiente e atividade realizada.
Desta forma, o facto do valor da exposição e da dose inalada média ser inferior pode ser explicado
pela concentração de BC a que as crianças estiveram expostas ser inferior, como é o caso da casa
(0.89 µg/m3) e na sala de aula (1.2 µg/m
3) quando comparada com o estudo de Jeong & Park (2017a)
(1.6 µg/m3 para casa e 2.3 µg/m
3 para sala de aula). Para além disso, o estudo de Buonanno et al.
(2013a) foi realizado no inverno e pelo que está indicado nos questionários, 83% das casas tinham
lareira. O BC é emitido através da combustão incompleta da biomassa (Climate and Clean Air
Coalition, 2018; Mousavi et al., 2018; Savolahti et al., 2016), contribuindo para os níveis elevados de
BC especialmente nos períodos frios (Mousavi et al., 2018; Titos et al., 2017). Por exemplo, segundo
o estudo de Savolahti et al. (2016), a combustão da madeira a nível residencial é a maior fonte de BC
na Finlândia.
Os microambientes que apresentaram uma contribuição substancial para a exposição diária das
crianças ao BC foram a casa, a sala de aula e o transporte. Este estudo mostrou que a casa foi o
principal contribuinte para a exposição diária (39%), assim como para a dose inalada (28%) de uma
criança ao BC, devido essencialmente ao tempo que passam neste espaço. Da mesma forma, nos
estudos de Buonanno et al. (2013a) e de Jeong & Park (2017a), em casa foi onde as crianças
receberam maior contribuição para a exposição diária (52% para ambos os estudos). Os transportes
também contribuíram de forma crucial para a exposição e dose de BC (21% e 23%, respetivamente),
apesar da pequena fração do tempo diário (5.0%). Este resultado também foi reportado por
Buonanno et al. (2013a) e Jeong & Park (2017a), que verificaram que a contribuição para a exposição
ao BC nos transportes foi de 11% (para um tempo diário de 4.0%) e de 15% (para um tempo diário
7.6%), respetivamente. No presente estudo, a sala de aula contribuiu em 21% para a exposição e
17% para dose de BC, da mesma forma ambos os estudos também obtiveram resultados muito
semelhantes na contribuição deste microambiente, 20% na exposição ao BC para ambos os estudos
(Buonanno et al. (2013a) e Jeong & Park (2017a)).
De forma a compreender melhor a contribuição da exposição e da dose por microambientes pelo
tempo diário calculou-se a intensidade. O transporte foi o microambiente que apresentou maior
intensidade de exposição ao BC (4.0), tal como em Buonanno et al. (2013a) e Jeong & Park (2017a)
(2.8 e 2.0, respetivamente), sendo considerado por ambos os estudos que este microambiente leva a
uma maior exposição de BC, sendo responsável por contribuições desproporcionalmente elevadas
para a exposição e dose de BC numa criança. Verificou-se que para este estudo a intensidade nos
transportes foi superior devido às elevadas concentrações de BC que as crianças estiveram expostas
num curto espaço de tempo durante as deslocações. Em casa, enquanto as crianças estão
acordadas tiveram uma intensidade de exposição ao BC próximo de 1, tal como Buonanno, et al.
(2013a) e Jeong & Park (2017a) obtiveram para as atividades gerais realizadas em casa. Ao dormir
obteve-se a menor intensidade de dose inalada (0.38), valor semelhante ao obtido por Jeong & Park
51
(2017a) e Rivas et al. (2015) (0.50 em ambos). Em relação à intensidade de exposição ao BC ao
dormir (0.60) também foi semelhante aos estudos de Jeong & Park (2017a) e Rivas et al. (2015) (0.68
e 0.78, respetivamente). No entanto, nestes estudos o dormir também correspondeu à menor
intensidade de exposição verificada nos microambientes/atividades. O desporto interior e exterior
apresentaram uma intensidade de exposição ao BC igual a 0.51 e 0.52 respetivamente, portanto
inferior ao dormir. No entanto, pode ser devido ao facto de o desporto interior e exterior não ter sido
realizado por todas as crianças em estudo, o que leva a que a contribuição do tempo diário e da
exposição seja inferior ao esperado.
52
5. Conclusões e Recomendações A exposição a PM tem um impacte significativo na saúde da população, em especial nos grupos mais
vulneráveis como as crianças (Mead, 2011). Estes impactes na saúde estão relacionados não só com
as concentrações dos poluentes, mas também com a exposição pessoal nos diferentes
microambientes, pois varia com o padrão atividade-tempo individual (Dimitroulopoulou & Ashmore,
2009). Deste modo, torna-se imprescindível realizar-se amostragens a nível pessoal.
O presente estudo permitiu avaliar a exposição de crianças a matéria particulada em ambiente
urbano. Em particular, a exposição pessoal de 9 crianças (com idades entre os 7 e os 10 anos) que
moravam e estudavam na AML, foi avaliada em termos de concentração total de PM2.5 e
concentração de BC em tempo real. Os questionários e o preenchimento do diário com o padrão
atividade-tempo pelas crianças permitiram avaliar as atividades/microambientes que contribuíram
para a exposição diária, assim como permitiu estimar de forma correta a dose inalada diária de cada
criança.
Os resultados obtidos neste estudo permitiram a concretização dos principais objetivos previstos. Os
dados adquiridos pelos amostradores pessoais utilizados (bomba com impactor pessoal em cascata e
o micro-aetalómetro) e consequente análise, permitiram um conhecimento aprofundado da real
exposição das crianças a PM2.5 e BC através de uma monitorização, em simultâneo, da distribuição
granulométrica da concentração mássica de PM2.5 e da concentração mássica de carbono negro.
O padrão atividade-tempo obtido foi concordante com estudos realizados anteriormente. Chegou-se
assim à conclusão que as crianças passam mais de 80% do tempo diário em ambientes interiores,
sendo a casa (55%) e a sala de aula (22%) os microambientes que se destacaram.
As crianças em estudo estiveram expostas a concentrações de PM2.5 que variaram entre 12 e
28 µg/m3 e verificou-se que em relação à distribuição granulométrica das PM2.5, não se observou
homogeneidade entre a distribuição das partículas pelos diferentes estágios do impactor pessoal em
cascata. Esta razão pode ser devido ao facto de cada criança ter o seu padrão atividade-tempo, logo
está exposta a diferentes fontes de PM2.5.
A exposição pessoal média diária ao BC foi de 1.3 µg/m3 (gama 0.88 – 2.0 µg/m
3) e a dose inalada
média diária foi de 15 µg, numa gama que variou entre 12 – 27 µg. Como as crianças estudavam e
moravam em locais diferentes, o padrão individual atividade-tempo pode contribuir para tal
variabilidade. Os microambientes que mais contribuíram para a exposição diária ao BC foram a casa,
os transportes e a sala de aula. Apesar da casa ter sido o microambiente com menor concentração
de BC (0.89 µg/m3), foi o microambiente que mais contribuiu para a exposição diária a BC (39%) e
para a dose inalada diária (28%). Este facto é devido às crianças passarem grande parte do tempo
diário em casa (55%). A concentração de BC em casa pode ser influenciada por fontes interiores (ex.:
cozinhar) e influência das emissões do tráfego provenientes do exterior. A criança C9 esteve exposta
a uma maior concentração em casa, provavelmente devido ao facto da cozinha da casa ser open
kitchen e por pertencer a uma família numerosa, logo há necessidade de cozinhar durante mais
53
tempo e os fumos emitidos dispersam diretamente para a sala. Para além disso, as janelas estiveram
sempre abertas, o que contribui para a entrada de BC proveniente do tráfego rodoviário. Já os
transportes foi o microambiente no qual as crianças estiveram expostas a maior concentração de BC
(5.1 µg/m3), e apesar da pequena fração de tempo diário (5.0%), este foi o segundo microambiente
que se destacou na contribuição para a exposição diária ao BC em 21% e para a dose inalada diária
a BC em 23%. Através do cálculo da intensidade da exposição e da dose inalada diária, evidenciou-
se que o transporte destacava-se dos restantes microambientes, podendo assim representar um
indicador de BC.
Através da análise temporal das concentrações de BC e com base no diário atividade-tempo,
verificou-se que nos parques de estacionamento, as velas acesas e os grelhados a carvão levaram a
picos elevados na concentração de BC.
Concluindo, este estudo permitiu compreender a exposição ao BC e a respetiva dose inalada pelas
crianças nos vários microambientes onde permaneceram. A exposição diária depende do
microambiente frequentado e das atividades realizadas. Os resultados mostraram que as crianças
passam a maior parte do tempo em ambientes interiores, indicando que a avaliação de risco deve-se
concentrar sobretudo nesses microambientes com o intuito de proteger as crianças perante os
possíveis efeitos adversos na saúde devido à exposição ao BC.
Este estudo teve uma importante envolvente social, uma vez que foi necessário voluntários para
fazer-se a amostragem, havendo desta forma uma sensibilização acerca da importância da qualidade
do ar para as crianças que participaram no estudo, famílias e colegas da escola.
Apesar dos estudos que já existem evidenciarem os potenciais efeitos adversos do BC na saúde
humana, não existe limite estabelecido para a concentração do BC no ar ambiente. Para reduzir a
exposição das crianças ao BC, é necessário tomar medidas proactivas baseadas em princípios de
precaução. Em casa, podem ser tomadas medidas como não abrir as janelas em horas de
ponta/tráfego intenso e ter um exaustor eficaz na cozinha de modo a remover os fumos provenientes
do cozinhar para o exterior. Para os transportes, especialmente os que transportam crianças deviam
optar por rotas com menos intensidade de tráfego para ajudar a minimizar a exposição das crianças a
partículas. Durante a semana, as crianças passam grande parte do tempo na escola, de modo que as
zonas escolares deviam ser construídas tendo em conta o tráfego envolvente, devia haver políticas
para redução de emissões de BC à volta das escolas e/ou implementação de barreiras verdes. Para
além disso, os parques de estacionamento cobertos devem ter sistemas de ventilação eficazes, de
forma a remover os poluentes emitidos pelos automóveis e manter uma boa QAI (Aminian et al.,
2018).
Limitações
Este trabalho apresentou algumas limitações. A monitorização pessoal retrata a exposição diária a
PM a que uma pessoa está exposta, no entanto não é possível para o investigador acompanhar a
amostragem a tempo inteiro. Foi necessário envolver as crianças que participaram no estudo,
ensinando-lhes como deviam transportar a mochila com os equipamentos e os cuidados a ter. Os
54
resultados poderão ter assim alguns erros associados, devido às vibrações ao longo das deslocações
que podem perturbar as medições, assim como a interferência de outras crianças devido à
curiosidade. Por ser uma amostragem pessoal, só foi possível efetuar a monitorização pessoal com 9
crianças, devido à limitação dos equipamentos disponíveis e ao período para amostragem. O ruído
emitido pelos equipamentos também foi outra limitação do estudo. Apesar de se ter revestido com
espuma o interior da mochila para minimizar o ruído, não foi possível que as crianças dormissem com
os equipamentos no quarto. Para além disso, o peso da bomba também foi outro desafio para as
crianças e deste modo só foi possível ser transportado num trolley. Não foi possível ter medições de
concentrações de PM em tempo real devido à indisponibilidade de equipamentos.
Recomendações para desenvolvimentos futuros
Com esta dissertação foram realizados avanços ao nível da avaliação da exposição de crianças a
matéria particulada em ambiente urbano, mais concretamente à exposição a BC em Lisboa. Durante
o estudo surgiram algumas limitações associadas ao facto de estar relacionado com exposição
pessoal em crianças. Uma limitação que deverá ser ultrapassada é relativamente ao ruído dos
equipamentos. É necessário conseguir isolar acusticamente o ruído emitido pelos equipamentos,
sobretudo pela bomba, de modo a não perturbar as atividades realizadas pela criança ao longo do
dia, e de forma a conseguir-se fazer a amostragem no quarto durante o período do sono. Para uma
avaliação mais completa da exposição pessoal é essencial a caracterização de outros parâmetros,
tais como a concentração mássica e numérica da matéria particulada em tempo real.
Para além disso, visto que esta dissertação é um trabalho de investigação, sugere-se que estudos
futuros tenham em conta mais variáveis e fatores demográficos e ambientais que podem influenciar a
exposição a PM. Neste estudo apenas foram analisados os dias úteis, no entanto visto que os
padrões de atividade-tempo levam à variabilidade da exposição e dose nas crianças, o facto de a
amostragem ser realizada em dias úteis ou fins de semana também influencia a exposição ao BC.
Aumentar a amostra de voluntários é essencial para que o estudo se torne mais representativo e
permita analisar vários locais de Lisboa. Fazer amostragens em diferentes épocas do ano também
será crucial para perceber a diferença de exposição ao BC, visto que em épocas frias as
concentrações são significativamente mais elevadas do que em épocas quentes devido ao fenómeno
de inversão de temperatura e ao aumento da contribuição de fontes interiores (ex.: lareira) (Buonanno
et al., 2014). A análise química dos filtros recolhidos é crucial de modo a prever melhor os possíveis
efeitos adversos na saúde humana e a permitir uma melhor identificação de fontes emissoras. Para
além disso, seria importante haver estudos que avaliem em específico as concentrações de BC a que
um indivíduo fica exposto em parques de estacionamento, em locais onde hajam velas acesas e
grelhados a carvão.
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I
ANEXOS
II
A. Questionários acerca das características da casa e escola
Figura A 1: Questionários acerca das características das casas.
III
Figura A 2: Questionários acerca das características da sala de aula.
IV
B. Exemplo do diário tempo-atividade
Figura A 3: Exemplo do diário atividade-tempo.
V
C. Concentração de BC por microambiente por criança
Tabela A 1: Concentração de BC por microambiente e criança.
VI
D. Testes estatíticos realizados no software Statistica
Tabela A 2: Teste Mann - Whitney U: Crianças
Tabela A 3: Teste Mann - Whitney U: Microambientes.
Tabela A 4: Teste Mann - Whitney U: Casa .
E. Contribuição (%) do tempo, exposição diária, dose diária e
intensidade
Tabela A 5: Contribuição do tempo nos diferentes microambientes por criança.
Tabela A 6: Contribuição da exposição diária ao BC nos diferentes microambientes por criança.
VIII
Tabela A 7: Contribuição da dose inalada diária ao BC nos diferentes microambientes por criança.
Tabela A 8: Intensidade da exposição e dose inalada diária ao BC por microambiente em cada criança.
