Avaliação de Riscos de Saúde para Refinarias de alumina
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Avaliação de Riscos de Saúde para Refinarias de alumina
ARTIGO ORIGINAL Avaliação de Riscos de Saúde para Refinarias de alumina Michael Donoghue, MBChB, MMedSc, PhD e Patrick S. Coffey, BE, BA, MSc Objetivo: Descrever as metodologias contemporâneas de modelagem da dispersão do ar e de avaliação do risco à saúde aplicada a refinarias de alumina e sumarizar os resultados recentes. Métodos: Modelos de dispersão do ar, utilizando fontes de emissão e dados meteorológicos, foram empregadas para avaliar as concentrações ao nível do solo (GLCs) de emissões de uma refinaria. GLCs de curta duração (média de 1 hora e 24 horas) e GLCs médios anuais têm sido utilizados para avaliar o efeito agudo e crônico à saúde assim como os riscos adicionais de carcinogenicidade. Resultados: O índice de perigo agudo pode exceder 1, perto de refinarias, mas é normalmente menos de 1 em locais residenciais vizinhos. O índice de perigo crônico é em geral substancialmente menor do que 1. O risco de carcinogenicidade adicional é tipicamente menos do que 10-6. Conclusões: Os riscos de efeitos agudos à saúde estão devidamente controlados e os riscos de efeitos crônicos à saúde e os riscos de carcinogenicidade adicionais são insignificantes nas refinarias de alumina de referência. As avaliações de riscos à saúde (HRAs) baseadas em modelagem de dispersão do ar das emissões de refinarias de alumina provaram ser úteis para avaliar e comunicar riscos. Os objetivos deste artigo são os de delinear a metodologia de modelagem de dispersão do ar e avaliações de riscos à saúde, discutir a escolha de modelos de dispersão do ar, descrever as características gerais das emissões atmosféricas de refinarias de alumina e apresentar os resultados de recentes avaliações de riscos à saúde em refinarias de alumina. MÉTODOS Modelagem de dispersão do ar O monitoramento de fontes de emissão e receptores do ambiente não conseguem propiciar cobertura geográfica e temporal completa da distribuição de emissões atmosféricas em um ambiente nos arredores de uma refinaria. É, por conseguinte, desejável utilizar técnicas de modelagem de dispersão do ar para descrever e documentar mais plenamente a provável distribuição dos valores de contaminantes atmosféricos no espaço e no tempo. A abordagem mais comumente adotada é a de documentar as fontes e substâncias emitidas em um inventário de emissões, e, em seguida, lançar as taxas de emissão de modelos de dispersão atmosférica para fornecer previsões de concentrações ao nível do solo (GLCs) de substâncias que poderiam causar ou contribuir para os efeitos na saúde. Da Alcoa da Austrália, Perth, Austrália Oeste. Este é um artigo de acesso livre distribuído sob os termos da "Creative Commons Attribution-Non Commercial- No Derivatives 3.0 License", em que é permitido baixar e compartilhar desde que adequadamente citado. O trabalho não pode ser alterado de nenhumaforma ou utilizado comercialmente. Dr, Donoghue é o Diretor de Saúde e o Chefe Médico da Alcoa da Austrália, e o Sr. Coffey é o Consultor Chefe de Meio Ambiente-Ar, para a Alcoa Austrália. Ambos os autores são empregados em tempo integral da Austrália. O manuscrito foi escrito durante o período em que se encontravam empregados. O Dr. Donoghue possui açõesda Alcoa Inc. Ele é um membro do Comitê de Saúde da International Aluminium Institute e do Painel de Saúde da Australian Aluminium Council. Os autores foram convidados para escrever o manuscrito pelo International Aluminium Institute, mas nenhum fundo econômico foi recebido do Instituto. Os autores declaram não ter nenhum conflito de interesse. Endereço para correspondência: A. Michael Donoghue, MBChB, MMedsC, PhD, Alcoa of Australia, PO Box 252, Applecross, Western Australia, Australia, 6953 ([email protected]) Copyright©2014 by American College of Occupational and Envronmental Medicine Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 1 Por vezes, as avaliações são baseadas exclusiva ou principalmente em dados de monitoramento do ar-ambiente, em vez de dados de modelagem de dispersão de ar - particularmente onde galpões aéreos complexos envolvam múltiplas instalações industriais. Vide, por exemplo, a Queensland Health1, uma avaliação que levou em conta uma série de fontes industriais na região, incluindo estações de energia movidos a carvão, refino de alumina e fundição de alumínio. A opção pelo modelo de dispersão a ser utilizado pode ser crucial na determinação do rigor e da confiabilidade das previsões GLC (NR: GLC: Ground Level Concentration - Concentração no nível do solo). Para fontes pontuais e fugitivas da área, uma gama de modelos é normalmente utilizada com base na aptidão para as condições, terrenos e tipos de fontes. O Australian Aluminium Council [Conselho Australiano do Alumínio] patrocinou uma análise das melhores práticas em técnicas de modelagem na indústria de alumina (PAE Holmes Ltd, 2009), e a prática de avaliações de riscos à saúde na Austrália tem geralmente seguido os modelos de dispersão e técnicas recomendados segundo análises2. Os efeitos de terreno são levados em conta, quer diretamente por meio de modelagem eólica de campo e uso de modelos com capacidades complexas de terreno como Calmet/Calpuff ou "O Modelo de Poluição Atmosférica", ou por meio da quantificação de fatores de velocidade que são então aplicados aos dados eólicos2. A modelagem computacional dinâmica de fluidos tem sido empregada em aplicações recentes com o fim de quantificar as áreas de alta ou baixa velocidade de vento que podem ser importantes na determinação do comportamento da poeira (efeito da velocidade com ventos fortes) ou do odor (efeito da velocidade com ventos leves). As incertezas nas estimativas modeladas de exposição surgem de várias fontes, incluindo a incerteza combinada do valor de emissão, a incerteza do modelo e a variabilidade meteorológica. A incerteza sobre GLCs modelados e observados é geralmente de ±50% para um nível de confiança de 95% para substâncias um conjunto de dados de emissão, substanciais3 .A Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA) concluiu que os erros em concentrações modeladas em estimativas mais altas estão normalmente entre ±10% e ±40%4. Em locais onde os resultados de avaliações de risco à saúde se aproximam ou excedem valores de referência, passa a ser importante testar hipóteses que fundamentem os modelos de dispersão através da realização de análises de sensibilidade para questões como a assimilação de ventos previstos com observações locais, a incerteza de estimativas da taxa de emissão e a escolha da configuração do modelo e do parâmetro dentro do modelo. Por exemplo, a dispersão em relação a fontes aquecidas e fracamente flutuantes, como as lagoas de resfriamento das refinarias, com base na modelagem computacional da dinâmica de fluidos, foi observada como sendo altamente dependente da direção do acordo com a variação incidental do vento para o sentido da lagoa (relações comprimento/largura) 5. Esse comportamento, por sua vez, influenciou o aumento inicial da nuvem que ocorreu, de modo que houve diferenças marcantes nas GLCs no eixo transversal comparadas com o longitudinal. As avaliações de risco à saúde de refinarias da Alcoa tendem predominantemente a utilizar os modelos de dispersão do ar Calpuff e o The Air Pollution Model [modelo de poluição atmosférica], com este último aplicado principalmente em fontes pontuais, incluindo fontes flutuantes em altura, com mínimas forças de arrasto, ao passo que o modelo Calpuff tem sido a opção para fonte de grandes áreas onde as taxas de emissão são movidas por processos eólicos, como a geração de poeiras fugitivas6. Em locais em que são usados dois modelos para diferentes tipos de fontes, torna-se necessário acrescentar os resultados, hora a hora, em cada ponto de grade.6 Deve-se tomar precauções para garantir que etapas do tempo-modelo aplicadas se alinhem exatamente, de modo que a estatística gerada pela combinação de resultados sejam Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 2 representativos e comparáveis. Por exemplo, as condições que causam exposições máximas aos pós fugitivos são frequentemente associadas com ventos fortes, condições que tendem a ocasionar GLCs mais baixos para as emissões de fontes pontuais de altura. Se os resultados não estiverem alinhados exatamente no tempo e, em vez disso, os valores máximos das diferentes contribuições da fonte para um local forem simplesmente adicionados, isto irá erroneamente atribuir um efeito combinado que, na prática, não aconteceria. Avaliação de Risco à Saúde As concentrações ao nível do solo geradas pela modelagem de dispersão de ar são empregadas para se avaliar três tipos de riscos à saúde: • Riscos de efeitos agudos à saúde • Riscos de efeitos crônicos à saúde • Riscos adicionais de carcinogenicidade. São utilizadas GLCs de curto prazo para avaliar os riscos de efeitos agudos à saúde. Normalmente aplicam-se GLCs as médias horárias com o percentil de 99,9% e GLCs médias de 24 horas com o percentil de 99,5% para representar uma estimativa de condições próximas do cenário mais pessimista, que por definição, ocorrem com pouca frequência. GLCs médias anuais são aplicadas para avaliar os riscos de efeitos crônicos à saúde e riscos adicionais de carcinogenicidade. Os riscos de efeitos agudos e crônicos à saúde são avaliados pelo cálculo do índice de perigo agudo (IAH) e do índice de perigo crônico (CHI), respectivamente. Cada um desses índices é calculado como a soma dos quocientes de perigo de cada composto. O quociente de perigo é calculado dividindo-se a GLC pela concentração-guia relevante da qualidade do ar baseada em saúde para o período médio em questão. Essa abordagem pressupõe relações adicionais e conservadoras, em função da diversidade das propriedades toxicológicas dos compostos em avaliação. Fatores unitários de risco, publicados por órgãos como a EPA dos Estados Unidos e a Organização Mundial de Saúde, indicam, para cada substância cancerígena de interesse, o limite superior de probabilidade de câncer que se pode esperar com a exposição contínua a uma concentração inalada de 1 μg/m3 por mais de 70 anos7,8. O risco adicional de carcinogenicidade (ICR) é a probabilidade adicional de um indivíduo desenvolver câncer acima do limite superior, em consequência de exposição prolongada durante toda a vida, a um agente cancerígeno numa concentração específica. Essa probabilidade adicional está acima e além da probabilidade do câncer ocorrer como resultado de outros fatores - isto é, da taxa de base de incidência de câncer. O ICR de cada composto é calculado multiplicando-se o fator unitário de risco pela GLC média anual. O ICR total é então calculado pela soma dos ICRs de cada composto. Isto novamente pressupõe relações adicionais e conservadoras, dada a especificidade geralmente mostrada pelos agentes cancerígenos para determinados tipos de câncer. O ICR mínimo (de minimis) definido pela EPA americana é de 1 x 10-6. Esse risco adicional, que equivale a menos de uma pessoa em um milhão, é considerado insignificante do ponto de vista regulamentar da EPA. Os ICRs toleráveis variam entre as diversas jurisdições, normalmente entre 10-6 e 10-4, com 10-5 ganhando aceitação em algumas jurisdições9,10. Índices de perigo e ICRs são calculados para cada ponto distribuído em uma grade nas imediações de uma refinaria. Os contornos correspondentes são muitas vezes representados em mapas ou fotos aéreas, indicando IAH, CHI, e ICR em regiões/receptores próximos de refinarias. Isso pode ajudar a apresentação a grupos de partes interessadas. A metodologia de avaliação de risco à saúde é descrita com pormenores pelo enHealth Council of Australia11. Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 3 Vias não inalatórias As avaliações de riscos à saúde em refinarias de alumina até hoje conduzidas são principalmente concentradas em vias aéreas de exposição. Espera-se que a inalação represente a via de exposição mais significativa para fontes de emissão atmosférica. Os compostos tendendo a fase de particulados têm sido investigados como potenciais candidatos à exposição multitrajetória, uma vez que podem se depositar sobre superfícies e, assim, se tornarem disponíveis para ingestão. A metodologia chamada “Hot Spots Analysis and Reporting Program” (HARP) [Programa de Análise e Relatórios de Pontos Quentes], desenvolvida em colaboração com vários órgãos ambientais da Califórnia, foi aplicada nas avaliações de riscos à saúde (HRAs) de Wagerup e Pinjarra12-14. As análises consideraram as seguintes vias indiretas de exposição: • ingestão de solo • absorção dérmica • ingestão vegetal • ingestão de água A avaliação HARP constatou que a exposição por outras vias que não a inalatória tinha potencial para ser significativa apenas para os metais, arsênico e cádmio. O cádmio apenas teve uma contribuição mínima para o índice de risco crônico (CHI) e como o próprio CHI máximo era muito baixo, as exposições por via cutânea e ingestão não fariam qualquer diferença considerável para o CHI geral, o que justificou a exclusão de vias alternativas para o cádmio. A exposição por inalação ao arsênio contribuiu de forma significativa para a projeção do risco adicional de carcinogenicidade (ICR), entretanto, e, por isso, recebeu uma avaliação mais aprofundada. O programa HARP indicou que a via de exposição por inalação era suscetível a responder por cerca de 75% da exposição cancerígena ao arsênio. Os 25% restantes da exposição foram previstos de ocorrer por consequência de ingestão do solo (14%), ingestão vegetal (8%), absorção dérmica (2%) e ingestão de água potável (1%). Incorporar essas vias adicionais na avaliação da refinaria de Wagerup significou que o ICR total de todos os compostos teria aumentado de 0,63×10-6 para 0,72×10-6 no receptor máximo, que é menor do que o nível mínimo ("de minimis") de 1 x 10-6 da EPA americana. Dessa forma, não se esperava que as vias alternativas de exposição ao arsênio tivessem contribuído substancialmente para o ICR no receptor máximo e contribuído ainda menos em outros receptores. Notando-se que as suposições inerentes ao HARP são projetadas para pecar por excesso na proteção à saúde para evitar a subestimação do risco ao público (Office of Environmental Health Hazard Assessment13) [Gabinete de Avaliação de Risco à Saúde], é razoável se reduzir as vias de avaliações de riscos à saúde apenas à via inalatória, sabendo-se que outras vias não afetarão de forma significativa o nível de risco avaliado de forma geral. RESULTADOS Fontes de Emissão As fontes de emissão de refinarias de alumina podem ser divididas em fontes pontuais e fugitivas. As fontes pontuais incluem pilhas, aberturas, tanques abertas e vasos nas áreas de processo Bayer da refinaria, bem como as chaminés e torres de resfriamento vinculadas às casas de máquinas, caldeiras e turbinas a gás. Elas podem ser ainda mais divididas em fontes de baixa e alta concentração, liberações lançamentos flutuantes e não flutuantes e fontes de conteúdo de baixa ou alta umidade. Algumas dessas fontes são relativamente complexas de se mensurar com segurança e obter taxas confiáveis de emissão para, principalmente, fontes de conteúdo de baixa concentração, não flutuantes e de alta umidade. Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 4 As fontes fugitivas incluem fontes de área como áreas de armazenamento de resíduo de bauxita, lagoas de resfriamento, pilhas de bauxita e áreas de carregamento e transferência, tais como instalações de carregamento de vagões ferroviários e navios. Esses tipos de fontes também envolvem uma situação de difícil medição, estimativa e/ou desafios com intermitência de vazamentos. Quando são feitas as suposições sobre as fontes de emissão, de ambas, fontes pontuais e fugitivas, como parte do processo de análise do risco à saúde, essas suposições são deliberadamente conservadoras e cautelosas – com tendência a superestimarem o efeito sobre as estimativas de risco pontual. Estudos de caso na Austrália Existem atualmente pelo menos cinco análises de risco à saúde (HRAs), elaboradas sobre as refinarias de alumina da Austrália, com relatórios disponíveis publicamente na Internet. Veja-se, por exemplo, as refinarias de Wagerup e Pinjarra e as avaliações sobre os resíduos em Pinjarra conduzidas em nome da Alcoa, a avaliação de risco à saúde da expansão da refinaria de Worsley, elaborada pela BHP Billiton, e a avaliação da refinaria QAL Gladstone, executada para a Queensland Alumina Limited. 12,14-17 Os resultados dessas avaliações foram os seguintes. Os índices de riscos agudos e crônicos tendem a ser dominados por alguns compostos ou substâncias, com muitas outras substâncias contribuindo apenas superficialmente para o perfil cumulativo do risco. Por exemplo, constatou-se que os critérios de poluentes dióxido de nitrogênio, dióxido de enxofre e material particulado (expresso como PM 10) compunham a maior parte do índice de risco agudo (AHI) em cada uma das avaliações de risco à saúde das refinarias de alunina de Wagerup, Pinjarra, Worsley e Gladstone12,14,16,17. Até 70 compostos individuais foram incluídos nas avaliações, o HRAs, incluindo os critérios de poluentes, tóxicos na atmosfera, metais pesados e compostos persistentes e bioacumulativos. Em quase todos os casos considerados, conclui-se que o AHI no receptor máximo era confortavelmente menor do que a unidade12,14,16,17. As poucas exceções foram apenas, marginalmente, mais do que a unidade, uma questão que não preocupa, dado o conservadorismo embutido na metodologia. Mais de 95% do AHI no receptor máximo para a avaliação da refinaria de Pinjarra foi atribuído por PM10, dióxido de nitrogênio, mercúrio, dióxido de enxofre, formaldeído, * e monóxido de carbono14. Os resultados de CHI foram bem menores do que a unidade em todos os receptores12,14,16,17. Mais de 95% do CHI no receptor máximo na avaliação da refinaria de Pinjarra foi atribuído ao dióxido de nitrogênio, mercúrio, acetaldeído,† formaldeído,‡ cádmio, amônia e manganês.14 Deve-se ter em mente, contudo, que as contribuições de formaldeído e acetaldeído são provavelmente exageradas, uma vez que a modelagem de dispersão não trata da decadência atmosférica desses compostos de carbonila, conhecidos por terem vidas relativamente curtas na atmosfera. ∗ † Ver a primeira nota de rodapé. Ver a primeira nota de rodapé. § Veja a primeira nota de rodapé. ¶Veja a primeira nota de rodapé. ‡ Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 5 Em uma avaliação de risco à saúde de poeiras fugitivas oriundas da estocagem de resíduos de bauxita (avaliação de risco à saúde, refinaria de Pinjarra, 2008), descobriu-se que a contribuição de PM10 absorveu o AHI15. Metais constituintes presentes no pó do resíduo de bauxita geralmente chegou a menos de 2% do AHI. Os resultados de CHI e ICR foram baixos. Essas descobertas sugerem que as exposições de curta duração de PM10 são o fator determinante mais relevante do risco para a saúde em relação à armazenagem de resíduos de bauxita, exatamente como em muitas outras fontes de pós de crosta terrestre como estradas não vedadas, operações agrícolas ou atividades de engenharia de construção. Elas também complementam os resultados mais recentes de um estudo realizado após uma falha de represamento de resíduo de bauxita na Hungria (Gelencser et al18), notadamente: “Com base na sua distribuição e composição de tamanho, a lama vermelha parece ser menos nociva à saúde humana do que o material particulado urbano.” Constatou-se nos estudos mencionados que as estimativas de risco cancerígeno adicional (ICR) a partir de exposições cumulativas devidos a refinarias e armazenamento de resíduos, geralmente atinge o critério mínimo de risco (de minimis) de 1 × 10-6, um indicador de risco insignificante (quase todos os receptores estavam bem abaixo desse nível, com alguns casos apenas marginalmente acima dele) 12,14,16,17. Mais de 95% do ICR no receptor máximo para a refinaria de Pinjarra foi atribuído a formaldeído,§hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, crômio VI, acetaldeído,¶e arsênico.14 As margens típicas de índices de risco e estimativas ICR nos dois exemplos de avaliações de risco à saúde - refinarias de Wagerup e Pinjarra - são apresentadas na Tabela 1. A amostra selecionada de curvas de nível para AHI, CHI e ICR é ilustrada nas Figuras 1 a 3 para avaliação da refinaria de Pinjarra. As incertezas nas projeções de GLC modeladas e observadas são relatadas como estando dentro de ±40% para a refinaria de Worsley e de -50% a +100% (ao nível de confiança de 95%) para a refinaria de Wagerup - onde há uma complexidade topográfica. 3,16 DISCUSSÃO Os resultados das avaliações dos riscos à saúde nas refinarias de alumina, até o momento, indicam que dos três tipos de riscos, agudo, crônico e de carcinogenicidade, apenas o risco de efeitos agudos à saúde é de alguma relevância do ponto de vista prático. O AHI pode exceder a 1, nas proximidades das refinarias, mas é normalmente inferior a 1 em áreas residenciais vizinhas. Conforme explicado anteriormente, existem camadas de conservadorismo embutidas nas avaliações, de modo que o fato de exceder superficialmente o AHI de 1 não implica que os efeitos agudos à saúde possam ocorrer. Além disso, vale lembrar que um AHI de 1 supõe que todos os compostos da avaliação têm percentil elevado (geralmente percentis de 99,9 na média de 1 hora e de 99,5 na média de 24 horas) e GLCs inferiores às respectivas concentrações padrões de qualidade do ar-ambiente baseada em saúde. Os resultados de CHI são substancialmente menores do que 1 o que significa que o risco de efeitos crônicos à saúde seja insignificante. Os resultados de ICRs também são baixos e, normalmente, menores do que o nível mínimo (de minimis) de 1 x 10-6 da EPA americana. Um estudo longitudinal dos trabalhadores de três refinarias de alumina da Alcoa na Austrália Ocidental, em execução, constatou não haver aumento na incidência de câncer atribuível ao fato de trabalharem nas refinarias19. Esta observação é reconfortante, já que exposições ocupacionais a emissões são normalmente superiores às exposições ambientais. Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 6 TABELA 1. Intervalos típicos de AHI, CHI e ICR: dois exemplos de avaliações de riscos à saúde (HRAs) Distância da AHI CHI ICR 0,3 – 0,02 – 0,1 x 10-6 – 1,2 x 1,1 0,04 10-6 0,2 – 0,01 – 0,05 x 10-6– 0,6 0,7 0,02 x 10-6 fábrica 3 km 5 km AHI, índice de risco agudo; CHI, índice de risco crônico; HRA, avaliação de risco à saúde; ICR, risco cancerígeno adicional FIGURA 1. Formatos do índice de risco agudo, avaliação de risco à saúde da refinaria de Pinjarra, 2008. Um dos benefícios de se executar a modelagem de dispersão do ar e avaliações de risco à saúde é que os efeitos das alterações das taxas de emissão de massa, altura de pilhas, tecnologias de controle de emissões e áreas de zona de atrito (buffer zone) podem ser examinados. Isso pode ajudar a determinar o impacto potencial de uma proposta de expansão e os efeitos benéficos de quaisquer medidas de controle associadas. Por exemplo, as Figuras 1 a 3 contêm isopletas (contornos), tanto para a refinaria existente de Pinjarra em 2008 e uma expansão proposta que foi posteriormente concluída. Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 7 Conduzir avaliações de riscos à saúde em instalações isoladas em áreas rurais, como a refinaria de Pinjarra e a de Wagerup, é relativamente simples. É claro que é muito mais complicado se o ar de um galpão complexo com múltiplas instalações industriais tiver de ser avaliado ou se houver exposições substanciais históricas e difusas a se considerar, como aquelas advindas de fontes urbanas, estáticas e móveis. Nessas circunstâncias, a modelagem de dispersão de ar exigiria dados de emissão de várias empresas diferentes e precisariam incorporar as avaliações de exposições históricas por meio de dados de monitoramento ambiental. As preocupações da comunidade sobre as emissões atmosféricas provenientes da refinaria de Wagerup resultaram em uma ampla gama de investigações, incluindo o monitoramento intensivo da qualidade do ar-ambiente, modelagem de dispersão de ar, avaliações de riscos à saúde e análises de reclamações20,21 Estas investigações constataram que os riscos de efeitos na saúde eram insignificativos, mas que o odor da refinaria podia ser detectado ocasionalmente. A percepção de odor e a preocupação ambiental têm sido encontradas em outras regiões como sendo determinantes sinérgicos de relatos sobre sintomas. Estas e outras questões são discutidas em um artigo relatando a experiência na refinaria de Wagerup20. Apresentações de resultados de avaliações de ricos à saúde, por meio de isopletas em fotos aéreas (ou mapas, como os das Figuras 1 a 3, têm se mostrado úteis na comunicação com membros da comunidade e outras partes interessadas. FIGURA 2. Contornos crônicos do índice de riscos, refinaria de Pinjarra, avaliação de riscos à saúde, 2008. Copyright © 2014 Lippincott Williams & Wilkins. É proibida a reprodução não autorizada deste artigo. - Texto traduzido, sob autorização, de artigo publicado no Journal of Occupational and Environmental Medicine (JOEM), Número 5S, em maio de 2014.- 8 FIGURA 3. Contornos adicionais de risco cancerígeno, refinaria de Pinjarra, avaliação de riscos à saúde, 2008. REFERÊNCIAS 1. Queensland Health. Clean and Healthy Air for Gladstone Project: Human Health Risk Assessment Report, Summary of Findings. Brisbane, Queensland, Australia:QueenslandHealth; 2010.Available at http://www.derm.qld.gov.au/air/gladstone/pdf/final-health-risk-assessment-summary.pdf. Accessed June 12, 2013. 2. D’Abreton P. AirQuality Modelling Best PracticeGuidance for the Australian Alumina Industry – Report to the Australian Aluminium Council. Brisbane, Queensland, Australia: PAE Holmes; 2009. 3. CSIRO Atmospheric Research. 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