CAPÍTULO 1

A SCIENTOMETRIC ANALYSIS OF BIOMONITORING WITH PLANTS

UMA ANÁLISE CIENCIOMÉTRICA DO BIOMONITORAMENTO COM PLANTAS

DOI: https://doi.org/10.56001/25.9786501835532.01

Submetido em: 18/11/2025

Revisado em: 03/12/2025

Publicado em: 15/12/2025

Nair Stem

Nuclear and Energy Research Institute (IPEN/CNEN)

http://lattes.cnpq.br/0775379983088297

Rafael Nunes Briet

Faculty of Medicine of the University of São Paulo (FMUSP)

https://lattes.cnpq.br/1080896028411941

Edson Gonçalves Moreira

Nuclear and Energy Research Institute (IPEN/CNEN)

http://lattes.cnpq.br/5179535565063558

Resumo

Este trabalho é focado no biomonitoramento de poluentes atmosféricos de elementos traço utilizando Tillandsias, musgos e líquenes. Foi realizada uma análise cienciométrica utilizando duas bases de dados: Scopus e Web of Science, resultando na seleção de 249 registros. O biomonitoramento passivo foi dominante (~52%), enquanto o monitoramento ativo representou ~36%. Uma comparação do uso de musgo, Tillandsia e líquen foi realizada, mostrando casos de sucesso. As principais técnicas de caracterização incluíram ICP-MS/OES, INAA e AAS. Ambientes urbanos (35%) e industriais (38,4%) foram os mais estudados. Apesar de algumas limitações, o biomonitoramento é uma ferramenta poderosa, de baixo custo e uma Solução Baseada na Natureza, especialmente adequada para regiões de baixa renda. A Rússia e a Romênia se destacam na adoção no período desta pesquisa (2020–2025), mas as Américas e a África apresentam falta de incentivos, destacando a necessidade de maior apoio global.

Palavras-Chave: Poluição Atmosférica, Metais, Tillandsias, Musgos, Líquenes

Abstract

This work is focused on the biomonitoring of trace element atmospheric pollutants using Tillandsias, mosses, and lichens. A scientometric analysis was conducted by using two databases: Scopus and Web of Science, resulting in the selection of 249 records. Passive biomonitoring was dominant (~52%), while active monitoring represented ~36%. A comparison of the usage of moss, Tillandsia, and lichen was performed, showing successful cases. Main characterization techniques included ICP-MS/OES, INAA, and AAS. Urban (35%) and industrial (38.4%) environments were the most studied. Despite some limitations, biomonitoring is a powerful, low-cost tool and a Nature-based Solution, especially suitable for low-income regions. Russia and Romania stand out in adoption in the period of this research (2020 – 2025), but the Americas and Africa show a lack of incentives, highlighting the need for greater global support.

Keywords: Air pollution, Metals, Tillandsias, Mosses, Lichens

Introdução

Air pollution arises from two primary sources: natural and anthropogenic. Monitoring and controlling it has become a global priority under the United Nations 2030 Agenda for Sustainable Development (United Nations, 2015), due to its global impacts on human health and the environment. Among the diseases associated with high levels of environmental pollution, the World Health Organization (WHO, 2025) identifies the following: lower respiratory tract infections (such as pneumonia and acute bronchitis), cancers of the trachea, bronchus, or lungs, ischemic heart disease, stroke, and chronic obstructive pulmonary disease (COPD). According to the WHO Global Air Quality 2025 guidelines (WHO, 2025), the recommended annual concentration limit for particulate matter with an aerodynamic diameter of 2.5 µm (PM_2.5) is about 5 µg/m³. However, PM_2.5 is considered the largest environmental risk factor for human health. According to the WHO (2020), the 10 chemicals of major public health concern are: As, asbestos, benzene, Cd, dioxins, Pb, Hg, and hazardous pesticides, as well as excess F. Meanwhile, Chen, Maciejczyk, and Thurston (2022) stated that transition metals (Ni, V, Fe, Cu) can participate in redox reactions, producing oxidative stress and therefore being harmful to health. The authors also cited in their review that Si, Fe, and K are principally associated with soil; B and Pb with motor vehicles; V and Ni with residual oil, Mn and Zn with metal/steel industries, and Se and S with coal combustion. Besides, microplastics and organic compounds are also factors to be concerned about (Roblin and Aherne, 2020).

There are a few options to perform elemental analysis in a commercial version. In this context, bioindicators and biomonitors have been increasingly recognized as cost-effective solutions for elemental analysis and as Nature-based Solutions (NbS) (Theophilo et al., 2021; Dunlop et al., 2024). In the field of air pollution biomonitoring, mosses, lichens, Tillandsia (from the Bromeliaceae family), tree barks, and other materials—generally epiphytic—have been widely used. Epiphytic species attach themselves to other plants and typically absorb nutrients directly from the air, rainfall, and wind. They possess specialized leaves adapted to store water and nutrients without relying on soil, where several factors influence this capacity. These include surface-to-volume ratio, morphology, the nature of specific pollutants, pollutant retention ability, leaf age, and more. The main advantages of biomonitoring are: a) a low-cost technique, making it possible to monitor hazardous places where expensive equipment cannot be installed; b) the opportunity to evaluate the environment on living organisms and to estimate the potential impact on other organisms, and c) to allow long term monitoring and to determine spatial and temporal trends in the occurrence (Badamsi, 2017).

Biomonitoring can be either passive or active. In passive biomonitoring, samples are collected directly from the target area and subsequently analyzed, depending on the availability of native species, the season, and the ease of taxonomic identification (Calas et al., 2025). After collection, researchers must decide whether to wash the samples with deionized water or analyze them unwashed (Boonpeng et al., 2021). The main advantage of this approach is that it requires no laboratory preparation before exposure, although spatial representation is limited due to the low density of stations. On the other hand, in active biomonitoring, the most common approach is to prepare bags of the desired species for transplantation to the monitoring site (Ares et al., 2012), and it does not depend on the existence of chosen species in the future studied area, since the samples are transplanted to the area, as discussed afterward.

One disadvantage of biomonitoring is that this is not a real-time measurement, since the organisms must be exposed for about 4 weeks at least (in an active biomonitoring case), then the samples are collected and analyzed by a chosen characterization technique.

The most varied chemical analytical techniques have been used, such as X-ray Fluorescence (XRF), Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry (ICP-MS), Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectrometry (ICP OES), Atomic Absorption Spectrometry (AAS), and Instrumental Neutron Activation Analysis (INAA) (Ishimaru, Santos, and Saiki, 2021; Swislowski et al., 2022). Focusing on image characterization, Scanning Electron Microscopy with Dispersive X-ray Spectroscopy (SEM – EDS) or Transmission Electron Microscopy (TEM) has been used (Schreck et al., 2025). Meanwhile, the structural analysis has been performed by X-ray Diffraction (XRD) or Transmission Electron Microscopy (TEM) (Zheng, 2024). In general, authors employ multiple techniques to complement information, as seen in Zeb et al. (2018), who characterized particle matter in urban regions using Fourier Transform Infrared Spectroscopy (FTIR) and Scanning Electron Microscopy (SEM) with Energy Dispersive X-ray (EDX) Spectroscopy.

This study aims to provide an overview of air pollution biomonitoring using three organism types—Tillandsia, lichen, and moss—and their elemental analysis over the period from 2020 to 2025, by updating the most recently used keywords, number of publications, authors, university and country interaction networks, evaluated environments, analyzed pollutants, and characterization techniques.

Materials and methods / experimental details / methodology

Eligibility Criteria

The eligibility criteria included articles published in journals, conference proceedings, books, and book chapters, which involved air pollution biomonitoring, excluding soil and water pollution. Studies employing Tillandsia, moss, or lichen as biomonitors were included if they focused on the following subject areas: Chemical Engineering, Environmental Science, Chemistry, Multidisciplinary, Forestry, Nuclear Science and Technology, and Atmospheric Sciences.

Information Sources and Search

To conduct the scientometric survey, two databases were used: Web of Science and Scopus. Publications from 2020 to June 2025 were considered, and the search keywords were adapted to the specific requirements of each database. The searches were carried out between April 2025 and June 2025, and the search strategy combined terms related to air pollution, biomonitoring, and specific organisms (Tillandsia, moss, and lichen), as well as target pollutants (metals, particulate matter, and related elements). The full search string used in each database is presented in Table 1.

Study Selection and Data Collection Process

The searches were performed in the databases via the CAPES (Brazilian Federal Agency for Support and Evaluation of Graduate Education) portal. The selected documents were exported to an Excel spreadsheet (Scopus) and a plain text file (Web of Science). PRISMA 2020 search model, outlining the study stages, was followed (Page et al., 2022). Initially, a total number of 1026 papers were found, where 831 were retrieved from Scopus and 195 were retrieved from Web of Science. In sequence, 56 papers were removed from Scopus and 18 from Web of Science, when only the categories Chemical Engineering, Environmental Science, Chemistry, Multidisciplinary, Forestry, Nuclear Science and Technology, and Atmospheric Sciences were selected. Then, with 776 papers from Scopus and 177 from Web of Science, their abstractere analyzed, and papers related to medicine, soil, and water were excluded, focusing only on Tillandsia, moss, and lichen (Scopus (n =521) and Web of Science (n=47)), resulting in a total of 385 papers with the two bases together.

Table 1 – Search Keywords used to perform research in the two databases, Web of Science and Scopus.

Source: The authors (2025).

Using R Studio and the Bibliometrix package (Aria and Cuccurullo, 2017) and (Stem and Briet, 2025), the files were merged, then 89 duplicate records were removed, and a set of 295 documents was obtained. Then, a manual review was performed carefully, excluding the papers that were not accessible (with no identified DOI); moreover, papers that were not directly related to the evaluation of toxic elements in air were also removed, resulting in a total of 249 papers. This study was prospectively registered in the Open Science Framework (OSF) before data extraction and analysis, publicly available at https://osf.io/pyq4v/overview.

Statistical and bibliometric Analysis Performed with the Bibliometrix Package in R Studio

The Bibliometrix package (Aria and Cuccurullo, 2017) provides tools for bibliometric analysis through functions such as summary and plot. To obtain collaboration networks and data correlations, analyses were performed in R Studio using packages such as biblionetwork, by programming in R or Excel, or Vosviewer.

Results and Discussion

Results of this bibliometric investigation were: a) Keywords and Groups of Biomonitors and Country Interactions; b) Number of publications and University Network, and c) Pollutants, Types of Environments, Characterization Techniques, and Types of Biomonitoring

Keywords, Groups of Biomonitors, and Country Publication

According to the summary provided by Bibliometrix, when selecting the top 30 keywords, the most frequent terms are biomonitoring (in 89 publications), air pollution (in 68 publications), and heavy metals (in 40 publications). Arranging them in decreasing order of frequency: biomonitoring (89), air pollution (68), heavy metals (40), moss (30), moss biomonitoring (23), bioaccumulation (19), atmospheric deposition (18), air quality (17), pollution (17), lichens (15), lichen (16), neutron activation analysis (14), atmospheric pollution (13), potentially toxic elements (12), trace elements (12), active biomonitoring (11) and mosses (11). This suggests that biomonitoring research has likely focused not only on heavy metals but also on pollutants in general, given that the number of publications using the keyword biomonitoring is significantly higher than those using heavy metal(s). Below, in Figure 1, is presented a word cloud with the keywords, where the larger the circles, the higher the frequency of the words.

According to the analyzed results, it was found that there are 28 publications about only Tillandsia, 129 publications about only moss, 69 publications with only lichen, a combination of moss and lichen about 16 publications, a combination of Tillandsia and lichen about 1 publication, and with the three organisms (moss + lichen + Tillandsia) about 1 paper, and about 5 papers are generic (no counting of these words in title, in keywords or abstracts), resulting in a total of 249 papers, as shown in Figure 2.

Moss was the principal group, since it is native to Asia and Europe. These countries usually adopt passive biomonitoring; however, biomonitors (Tillandsia, moss, and lichens) still remain underutilized as a tool for air quality monitoring, particularly in less affluent regions, despite their low cost and suitability for remote areas without the need for specialized technology. The highest costs in this type of monitoring are related to the characterization techniques used to quantify elemental pollutants, and it can be considered an example of a Solution based on Nature (Dunlop et al., 2024) that aims at achieving sustainable goals. Figure 3 presents the number of publications per country, showing that Asia and Europe present the highest number of publications, while in America and Africa, this technique is underutilized.

Figure 1: The word cloud.

Source: The authors (2025).

Figure 2: Number of papers per group.

Source: The authors (2025).

Figure 3: Number of publications per country.

Source: The authors (2025).

Authors and University Network, Characterization techniques, and Pollutants

According to this research, the number of scientific publications per year was 35 in 2020, 54 in 2021 (presenting a significant increase), 42 in 2022, 39 in 2023, 55 in 2024, and 24 in 2025. The reduction in the number of publications in 2022 and 2023 can probably be attributed to COVID-19, which necessitated social distancing and thus stagnated research that was dependent on social convivence. It can also be noted that the number of publications in 2025 refers only to the first 6 months of the year, since the investigation of this work was completed by June 2025. Concerning this scenario, Figure 4 presents the 10 most productive authors and the network; the thickness and the color of lines connecting the edges are proportional to the number of publications (dark blue with one or two papers, purple with three or five papers, and red with more than five papers). The 10 most productive authors are: Zinicovscaia I (31), Yushin N (21), Rajfur M (18), Stafilov T (18), Chaligova O, Fronstayeva M, and Vergel K (16 each), Swislowski P (14), Loppi S (13), and Sajn N (11). Concerning the number of their interactions, Zincovscaia I and Yushi N have the highest number of published papers in collaboration (21), being followed by Zincovscaia I and Chaligova O., with 14 collaborations, and Zincovscaia I and Vergel K. with 13 collaborations.

Figure 4: Co-authorship network – top 10 authors.

Source: The authors (2025).

Using the affiliation name tag (AU_UN) created by the Bibliometrix package, the top 10 most collaborative universities were identified (Figure 5). In this network, the thickness of connection lines is proportional to the number of interactions. The most collaborative institutions are the Joint Institute for Nuclear Research – Russia (JINR-R) and the Horia Hulubei National Institute of Physics and Nuclear Engineering (HHNIPNE, Romania), with 20 joint publications. All other institutions have fewer than five collaborations. It can be seen that Russia and Romania have the highest number of interactions. Despite the government action plans all over the world having increased over the years, there is still much to be done (WHO, 2025), as most countries have not reached the desirable proposed conditions, yet there is a lack of projects in America similar to the United Nations Economic Commission for Europe International Cooperative Program on Effects of Air Pollution on Natural Vegetation and Crops (UNECE ICP Vegetation site), and after, being followed by other countries such as Ukraine, Romania, Bulgaria, Poland, Belarus, and Russia, in the project of ICP vegetation “Mosses as Biomonitors of Air Pollution” since 2020/2022 (Fronstayeva et al., 2020).

Considering the toxicology of elements, one can associate metals as typical sources of pollutants, considering the following sources: a) mining, smelting of cinnabar ore, deposits of metal ores of Pb and Zn, manufacturing of sodium hydroxide and chlorine by electrolysis of brine, paper and pulp industries; b) industrial emissions; c) traffic; d) brakes, tire wear, motor oil, brake wear, gasoline additives; e) oil combustion; f) lubricating oil; g) fireworks; h) e-cigarettes; i) coal combustion; j) soil resuspension; k) pesticides, insecticides, and fertilizers and l) refinaries, as shown in Table 2.

Meanwhile, the most frequently used techniques to evaluate elemental pollutants are ICP techniques, INAA, and AAS, as can be seen in Figure 6. Each method has a different detection limit, L_c; most of the time, this limit is also dependent on the trace element, but also the sample matrix and mass. These techniques present some limitations for performance; ICP and AAS, for instance, present difficulties in the digestion of samples (sometimes it is not completely digested), which increases the error in the measurements. In INAA, peak overlapping must be avoided, and sample mass limitations can decrease accuracy. In XRF, peak overlapping should also be avoided, and matrix interference should be addressed. Djingova and Kuleff (2000), in their book chapter, present a list of suitable techniques as a function of chemical elements and different matrices, including plants, and Frontasyeva, Harmens, and Uzhinskiy (2020) present a summary of chemical elements, analytical techniques, and countries in the period 2015/2016 at their project report.

According to the analysis of the selected papers, the majority of the studies is related to passive biomonitoring (130), being followed by the active type (89), both types (2), and unidentified (32), it can be highlighted the predominance of the passive method, probably due to the fact this method requires less work in laboratory, besides being cheaper and faster than the active one. The type of environments and the respective percentage are shown in Figure 6. In this figure, it can be seen that urban and industrial environments are the dominant ones, with 38.4% and 35%, since they are the ones that require more concerns about air pollution. The unidentified ones refer to review papers or book chapters and, therefore, are generic.

Considering the toxicity of the environment, it can be concluded that the four types of classification (industrial, urban, rural, and natural) have more than one factor listed in Table 2. For instance, the classification of urban environment includes traffic, oil combustion, lubricating oil, sometimes e-cigarettes, and others.

Figure 5: Top 10 most collaborative universities.

Source: The authors (2025).

Figure 6: Most frequent analytical techniques.

Source: The authors (2025).

Table 2: Toxicological trace elements and typical sources.

Source: The authors (2025).

Conclusion

            This work discussed the use of biomonitoring, focusing on the toxicity of trace elements. The scientometric analysis was based on two databases, Scopus and Web of Science, from 2020 to 2025. Our analysis reveals that biomonitoring using Tillandsia, moss, or lichen remains underutilized, despite being a low-cost and Nature-based Solution, making it a viable option for low-income countries. Passive monitoring is the most used method (about 52% of publications), while active monitoring occupies about 36%, probably due to the practicality of monitoring large areas and the lower time spent in laboratories. Once chosen biomonitoring to keep under control the trace pollutants of an area, some factors have to be considered (the requirements of the active monitoring or the directions of collecting material in case of passive monitoring; the species that are going to be used, keeping in mind different species can adsorb elements differently; and the interference of meteorological conditions in particle capture by plants). In conclusion, biomonitoring is a powerful Nature-based Solution for large areas and low-income regions.

References

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CAPÍTULO 2

O ESTUÁRIO DO RIO CLARO E OS DESAFIOS DIANTE DAS NOVAS POLÍTICAS BRASILEIRAS DE LICENCIAMENTO AMBIENTAL

THE CLARO RIVER ESTUARY AND THE CHALLENGES FACING THE NEW BRAZILIAN ENVIRONMENTAL LICENSING POLICIES

DOI: https://doi.org/10.56001/25.9786501835532.02

Submetido em: 04/12/2025

Revisado em: 13/12/2025

Publicado em: 15/12/2025

Bruna Luzia Barbosa da Costa

Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, São Luís-MA

https://orcid.org/0009-0009-8257-1416

Kepler Ribeiro Sousa

Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, São Luís-MA

https://orcid.org/0009-0004-5735-048X

Thamiris Luana Costa da Rocha

Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, São Luís-MA

https://orcid.org/0009-0006-9802-962X

Luís Henrique de Oliveira Reis Silva

Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, São Luís-MA

https://orcid.org/0009-0009-1650-4717

Andréa Patrícia Castro Leite

Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, São Luís-MA

https://orcid.org/0000-0002-0710-0480

Flávia Rebelo Mochel

Profa. Dra. da Universidade Federal do Maranhão, Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente, Depto. de Oceanografia e Limnologia https://orcid.org/0000-0001-5911-3171

Resumo

Os ecossistemas costeiros estão entre os sistemas mais produtivos e biologicamente diversos do planeta. Entretanto, esses ambientes vêm sendo cada vez mais ameaçados por uma infinidade de alterações antrópicas. Neste contexto, esta pesquisa tem por objetivo analisar os impactos ambientais (negativos) no estuário do Rio Claro, considerando a sua dinâmica de transformação, frente aos desafios impostos pelas novas políticas brasileiras de licenciamento ambiental. Para tanto, procede-se à metodologia que se baseou numa pesquisa de campo exploratória, descritiva, de natureza aplicada, de abordagem qualitativa, de levantamento bibliográfico e análise documental. Em seguida, foram utilizadas as metodologias Problem – Based Learning (PBL) e Avaliação Ecológica Rápida (AER) para diagnóstico do objeto de estudo (estuário do Rio Claro). Ademais, foram feitas observações in loco e entrevistas, onde os dados obtidos foram coletados e analisados por meio da técnica de análise de conteúdo categorial, permitindo identificar e compreender as particularidades do ambiente em estudo. Como principais resultados observou-se que no estuário do Rio Claro, mesmo com impactos antrópicos, apresenta espécies importantes para a cadeia alimentar e dispersão de sementes. Demonstrou-se a importância da atuação na proposição de soluções para problemas socioambientais observados, fornecendo dados para boas práticas e tomadas de decisões em políticas públicas. Como proposta de ação, defende-se a criação de uma Unidade Conservação, visando mitigar impactos antrópicos e restaurar áreas degradadas e assegurar a sustentabilidade ecológica no estuário do Rio Claro.

Palavras-Chave: licenciamento ambiental, unidade de conservação, ecossistemas costeiros, impactos antrópicos, Rio Claro

Abstract

Coastal ecosystems are among the most productive and biologically diverse systems on the planet. However, these environments are increasingly threatened by a multitude of anthropogenic alterations. In this context, this research aims to analyze the (negative) environmental impacts on the Rio Claro estuary, considering its transformation dynamics, in the face of the challenges imposed by new Brazilian environmental licensing policies. To this end, the methodology employed was based on exploratory, descriptive, applied field research with a qualitative approach, bibliographic research, and document analysis. Subsequently, Problem-Based Learning (PBL) and Rapid Ecological Assessment (REA) methodologies were used to diagnose the object of study (Rio Claro estuary). Furthermore, in situ observations and interviews were conducted, and the data obtained were collected and analyzed using categorical content analysis, allowing for the identification and understanding of the particularities of the environment under study. The main findings showed that the Rio Claro estuary, even with anthropogenic impacts, presents species important for the food chain and seed dispersal. The importance of proposing solutions to observed socio-environmental problems was demonstrated, providing data for good practices and decision-making in public policies. As a proposed action, the creation of a Conservation Unit is advocated, aiming to mitigate anthropogenic impacts, restore degraded areas, and ensure ecological sustainability in the Rio Claro estuary.

Keywords: environmental licensing, conservation unit, coastal ecosystems, anthropogenic impacts, Rio Claro

Introdução

O processo de urbanização tem se tornado um fenômeno de grande proporção e uma das temáticas mais discutidas no âmbito ambiental. Esse processo, no entanto, gera diversas reflexões sobre o paradigma do crescimento urbano versus a manutenção da qualidade do meio ambiente.

Diante dos desafios impostos pela expansão urbana, tornam-se essenciais mecanismos legais que assegurem a preservação dos ecossistemas e dos recursos naturais. Nesse contexto, a Lei Federal nº 12.651, de 25 de maio de 2012, que dispõe sobre a proteção da vegetação nativa, conceitua a Área de Preservação Permanente (APP) como uma área protegida, coberta ou não por vegetação nativa, com a função ambiental de preservar os recursos hídricos, a paisagem, a estabilidade geológica, facilitar o fluxo gênico da fauna e da flora, proteger o solo e assegurar o bem-estar das populações humanas.

Entre os ambientes que mais demandam essa proteção, destacam-se os ecossistemas costeiros. Caracterizados por sua interface entre os ambientes terrestre e marinho, esses ecossistemas são os sistemas mais produtivos e biologicamente diversos do planeta. Eles abrangem uma variedade de habitats, incluindo manguezais, estuários, restingas, brejos e recifes de corais (Dias, 2024).

Dada a complexidade e a biodiversidade dos ecossistemas costeiros, a presença de serviços ecossistêmicos é essencial tanto para o bem-estar humano quanto para a sustentabilidade das zonas litorâneas. O conceito de Serviços Ecossistêmicos (SE) representa a possibilidade de quantificar o valor da natureza, referindo-se às condições favoráveis que ela oferece para sustentar a vida humana, uma vez que as populações se beneficiam direta ou indiretamente das funções dos ecossistemas (Ribeiro et al., 2024).

A Avaliação Ecossistêmica do Milênio (MEA), criada em 2005, classifica os SE (Quadro 1) em serviços de provisão, regulação, suporte e culturais, ressaltando sua importância para o bem-estar humano. A falta de reconhecimento da relação entre esse bem-estar e a conservação dos ecossistemas contribui para a degradação contínua desses sistemas e para a perda de biodiversidade (Ribeiro et al., 2024).

Quadro 1: Categorias de serviços ecossistêmicos definidas pela Avaliação Ecossistêmica do Milênio, com alguns exemplos.

Fonte: Adaptado de Lima e Silva (2025).

Nesse contexto, torna-se fundamental analisar áreas específicas que exemplifiquem essa interdependência entre sociedade e natureza. A bacia hidrográfica do Rio Claro – uma microbacia litorânea localizada na parte norte da cidade de São Luís, no Estado do Maranhão, Brasil – abriga ecossistemas sensíveis e uma biodiversidade singular. Ao longo dos anos, essa bacia tem sido impactada negativamente pela crescente urbanização em seu entorno. As diversas pressões antrópicas têm descaracterizado as formações naturais da bacia do Rio Claro, colocando em risco todo um complexo sistema de suporte à vida (Fabri et al., 2024).

A bacia hidrográfica do Rio Claro é dividida em Alto Curso (Nascente), Médio Curso (Trecho urbano) e Baixo Curso (Estuário). O objeto de estudo desta pesquisa concentra-se no Baixo Curso, especificamente na porção estuarina da bacia, devido à presença de manguezais e por se tratar de uma área de transição ecologicamente sensível e ambientalmente vulnerável à pressão antrópica.

Os estuários propiciam uma grande quantidade de serviços ecossistêmicos, como fornecimento de peixes e frutos do mar, controle de enchentes e de sedimentos, manutenção da biodiversidade, elevada produtividade primária, além de abrigarem uma multiplicidade de comunidades tradicionais em seu entorno (Mochel et al., 2024). Apesar dessa relevância ecológica e socioeconômica, a flexibilização das políticas ambientais brasileiras tem sido alvo de debates, principalmente diante dos impactos negativos sobre os ecossistemas estuarinos.

Tendo esse cenário como motivador, justifica-se a importância do desenvolvimento de estudos que abordem o aumento da fragilidade do estuário do Rio Claro. Tal fragilização, decorrente da flexibilização das políticas brasileiras de licenciamento ambiental, pode abrir espaço para a intensificação de ações antrópicas, como desmatamento e ocupações irregulares, agravando os desafios da preservação ambiental e do equilíbrio de ecossistemas sensíveis.

O objetivo que motivou o presente estudo foi analisar os impactos ambientais negativos no estuário do Rio Claro, considerando sua dinâmica de transformação frente aos desafios impostos pelas novas políticas brasileiras de licenciamento ambiental.

Com o intuito de alcançar o objetivo geral, buscou-se atingir os seguintes objetivos específicos: i) realizar o diagnóstico dos principais impactos ambientais negativos que afetam o estuário do Rio Claro, utilizando as metodologias Problem-Based Learning e Avaliação Ecológica Rápida; ii) compreender as dinâmicas de transformação ambiental; e, por fim, iii) identificar áreas prioritárias para ações de preservação, conservação e restauração ecológica.

Metodologia

• Delimitação e caracterização da área de estudo

O estuário do Rio Claro (Figura 1) está localizado na porção norte da Ilha do Maranhão, no município de São Luís, e possui uma área de aproximadamente 2,31 km² (LIMA et al., 2023). As coordenadas geográficas aproximadas de sua área central são 2° 28´ 51,9’’S e 44° 14´ 0,3’’W.

Durante a pesquisa de campo, foram identificadas feições geomorfológicas típicas de sistemas costeiros, como dunas frontais, trechos de areia compactada e bancos de maré, além de uma zona de transição bem definida entre águas doces e marinhas. Esses elementos confirmam que a foz do Rio Claro constitui um estuário tropical cuja dinâmica natural tem sido progressivamente alterada pela intensificação da ocupação urbana em seu entorno.

A partir dos dados já gerados por autores como Silva (2012), Costa et al. (2019), Santana et al. (2019) e França (2020), sobre o crescimento urbano de São Luís, associados a sobrevoos com drone realizados em 2022, constatou-se que, nos últimos 42 anos (1980–2022), ocorreu uma expansão da mancha urbana para áreas morfologicamente frágeis, como praias, planícies fluviais e de maré. No entanto, os impactos negativos gerados por esse crescimento comprometeram significativamente os sistemas naturais, como é o caso dos recursos hídricos (Lima et al., 2024). Dessa forma, mesmo com arcabouço legal, essa área tem sofrido danos ambientais significativos.

Figura 1: Mapa/Carta de localização da área de estudo no estuário do Rio Claro, Ilha São Luís, Maranhão, Brasil, América do Sul.

Fonte: Os autores (2025).

A área encontra-se inserida em uma zona legalmente reconhecida como de proteção, sujeita à aplicação da Lei Federal nº 12.651, de 25 de maio de 2012, que institui as Áreas de Preservação Permanente (APPs) com foco na proteção de nascentes, cursos d’água, lagos e lagoas (Brasil, 2012).

As dunas frontais identificadas na foz do Rio Claro são legalmente reconhecidas como Área de Preservação Permanente pela Lei Federal nº 12.651:2012. No entanto, a efetividade dessa proteção normativa é frequentemente comprometida pela pressão urbana – um fenômeno amplamente documentado em outras praias de São Luís, como atestam os estudos que evidenciam a ocupação e a degradação das dunas no Calhau (Silva; Costa, 2020). Confirma-se, portanto, que a intensificação da ocupação no entorno do estuário do Rio Claro representa uma ameaça concreta à integridade desse sistema costeiro. É importante lembrar que essa situação viola a Resolução já revogada do CONAMA nº 303:2002, a qual, no entanto, ainda é citada em decisões judiciais que discutem o princípio do in dubio pro natura (Soares, 2024).

Complementarmente, a Lei Municipal nº 3.253, de 29 de dezembro de 1992, determina uma zona de proteção de 50 metros a partir das margens de áreas inundáveis, manguezais, igarapés e outros corpos hídricos (São Luís, 1992). A região abriga ecossistemas altamente sensíveis, como manguezais, dunas, restingas e áreas de recarga de aquíferos, os quais desempenham funções ecológicas fundamentais, como a manutenção da biodiversidade, a proteção contra eventos climáticos extremos e a regulação do ciclo hidrológico (Conceição, 2022).

A delimitação preliminar da área de estudo foi realizada utilizando-se imagens de satélite obtidas por meio do software Google Earth Pro, com apoio de cartas-imagem atualizadas e mapas temáticos disponíveis nos bancos de dados da Prefeitura Municipal de São Luís e da Secretaria de Estado do Meio Ambiente e Recursos Naturais (SEMA-MA). Foram utilizados pontos de referência geográficos e elementos visuais (como o traçado do rio e áreas vegetadas) para identificar o leito principal do rio, suas margens e a extensão das APPs adjacentes.

• Procedimentos metodológicos

A pesquisa adotou uma metodologia exploratória e descritiva, de natureza aplicada, com análises bibliográficas, documentais e de campo (Figura 2), com o intuito de identificar e compreender os impactos ambientais negativos que incidem sobre o estuário do Rio Claro, considerando suas dinâmicas ecológicas e antrópicas.

Figura 2: Etapas da realização da pesquisa sobre o estuário do Rio Claro.

Fonte: Os autores (2025).

Os dados coletados foram interpretados e analisados utilizando-se fluxogramas, quadros e registros fotográficos. As observações in loco forneceram informações relacionadas às características dos ecossistemas, aos aspectos geoambientais e aos impactos ambientais sobre o objeto de estudo.

A abordagem da pesquisa é qualitativa, tendo em vista que foram especificadas e detalhadas as informações provenientes das observações in loco, com o objetivo de compreender as nuances da problemática relacionada aos impactos ambientais sobre o estuário do Rio Claro.

Foram analisadas as políticas brasileiras que flexibilizam o licenciamento ambiental: o Projeto de Lei 3.334 (em tramitação no Senado Federal), de 3 de julho de 2023, que afetará o Código Florestal (Lei Federal nº 12.651:2012), e o Projeto de Lei 2.159 (que aguarda sanção presidencial), de 18 de maio de 2021, que impactará a legislação sobre Licenciamento Ambiental.

Foram consultados relatórios técnicos de órgãos ambientais, com o intuito de embasar a análise crítica e integrar os dados obtidos em campo. Os órgãos cujos documentos foram analisados foram: o Instituto Brasileiro de Meio Ambiente (IBAMA), o Instituto Chico Mendes de Conservação da Biodiversidade (ICMBio), a Secretaria de Estado do Meio Ambiente e Recursos Naturais do Maranhão (SEMA-MA) e a Secretaria Municipal de Meio Ambiente (SEMMAM).

Na pesquisa de campo (Figura 3), realizou-se o diagnóstico do estuário do Rio Claro por meio da aplicação das metodologias de Avaliação Ecológica Rápida (AER) e de Aprendizagem Baseada em Problemas (Problem-Based Learning – PBL).

Figura 3: Fluxograma das etapas da realização da pesquisa de campo.

Fonte: Os autores (2025).

A aplicação da metodologia de Avaliação Ecológica Rápida (AER) tem como objetivo realizar diagnósticos ambientais, permitindo identificar com agilidade a integridade ecológica de ecossistemas e apoiar a tomada de decisões para conservação. Já a Aprendizagem Baseada em Problemas (PBL), fundamentada nos princípios da Escola Ativa, integra conteúdos e estudos teóricos e práticos em diferentes áreas temáticas (Córdoba; Baade; Santos, 2020).

Resultados e Discussão

O estuário do Rio Claro, situado entre os bairros Calhau e Olho d’Água, integra um setor particularmente sensível do litoral da Ilha do Maranhão, onde se sobrepõem elementos florísticos típicos de restingas, dunas e manguezais. Mesmo sem a realização de coletas diretas neste estudo, a literatura disponível para ecossistemas semelhantes da Ilha de São Luís — especialmente as praias de São Marcos, Panaquatira, Ponta d’Areia, Guia e Curupu — permite inferir, com solidez científica, a composição esperada de espécies nesse estuário. Trabalhos florísticos consolidados para São Luís (Freire, 1993; Silva; Araújo; Almeida, 2016; Lima; Almeida, 2018; Guterres et al., 2020) mostram que esses ambientes mantêm conjuntos recorrentes de plantas adaptadas à salinidade, aos ventos, à instabilidade sedimentar e às variações de maré, condições igualmente encontradas ao longo do estuário do Rio Claro.

Do ponto de vista da vegetação, estudos realizados nas restingas da Ilha de São Luís indicam a presença abundante de espécies herbáceas e trepadeiras com papel fundamental na fixação das dunas e na estabilização do solo, como Ipomoea pes-caprae, Blutaparon portulacoides, Sporobolus virginicus e Canavalia obtusifolia (Freire, 1993; Guterres et al., 2020). Essas espécies, já registradas em outras praias da ilha, são esperadas também nas margens expostas do estuário do Rio Claro, onde o substrato arenoso e o impacto das ondas favorecem formas de crescimento rasas e altamente resilientes. Além disso, fragmentos arbustivos e arbóreos de restinga — como Chrysobalanus icaco, Byrsonima crassifolia, Eugenia biflora e Hibiscus tiliaceus — tendem a ocorrer em faixas mais internas, sobretudo em áreas menos diretamente impactadas pelo uso urbano, conforme descrito para ambientes próximos (Lima; Almeida, 2018; Amorim et al., 2023).

Nas zonas mais abrigadas e sujeitas à influência estuarina, destaca-se a transição para o manguezal, ecossistema cuja composição e estrutura na Ilha de São Luís já foram amplamente descritas. Estudos como os de Fonsêca e Mochel (2016) apontam a predominância das espécies clássicas de mangue — Rhizophora mangle, Avicennia schaueriana e Laguncularia racemosa — que desempenham papel essencial na ciclagem de nutrientes, na retenção de sedimentos e no suporte trófico para a fauna associada. A proximidade entre o estuário do Rio Claro e os manguezais do Rio dos Cachorros e da Baía de São Marcos sugere interação ecológica intensa, compartilhamento de espécies e fluxo constante de matéria orgânica.

A identificação taxonômica das espécies vegetais características de zonas costeiras e estuarinas foi realizada com base na morfologia dos espécimes encontrados e em comparação com descrições disponíveis na plataforma Global Biodiversity Information Facility (GBIF) (Figura 4).

Figura 4: Flora identificada no estuário do Rio Claro, São Luís, Maranhão.

Fonte: Os autores (2025).

A partir desses resultados, constatou-se que a composição da flora registrada é semelhante à de outros ambientes costeiros estudados no Estado do Maranhão (Amorim et al., 2023; Lima; Almeida, 2018; Guterres et al., 2020; Silva; Araújo; Almeida, 2016; Fonsêca; Mochel, 2016).

A fauna, por sua vez, reflete o mosaico de habitats presentes no estuário. Em ambientes de manguezais e zonas entre-marés adjacentes, são amplamente registradas espécies de caranguejos como Ucides cordatus, Goniopsis cruentata e representantes do gênero Minuca, importantes engenheiros de ecossistema responsáveis pela bioturbação, oxigenação do sedimento e remoção de serapilheira (Schories et al., 2003; Kristensen, 2008). Para a Ilha de São Luís especificamente, Cutrim (2018) e Pinheiro et al. (2024) detalham a ocorrência e distribuição da macrofauna bêntica e de caranguejos minucídeos, indicando que tais organismos são sensíveis a impactos urbanos e à alteração da qualidade da água — fatores já relatados na bacia do Rio Claro (Lima et al., 2023; Santana et al., 2024).

A avifauna costeira também representa um grupo relevante para o Rio Claro. Trabalhos realizados em áreas próximas, como o Canal da Raposa e as praias da Ponta da Areia e Panaquatira, registram grande diversidade de aves limícolas, marinhas e nectarívoras (Silva et al., 2007; Rocha et al., 2017; Oliveira et al., 2010). Entre as espécies mais frequentes estão maçaricos, batuíras, trinta-réis e Pitangus sulphuratus (bem-te-vi), além de beija-flores associados à vegetação de restinga (Zanata, 2018; Mendes, 2011). Sua presença está diretamente ligada à disponibilidade de alimento proporcionada pela macrofauna bêntica e pela vegetação nativa que permanece nas franjas do estuário.

A composição faunística e florística esperada para o Rio Claro segue, portanto, um padrão consistente com outros ambientes costeiros da Ilha de São Luís, apesar das pressões antrópicas crescentes. A expansão urbana, a impermeabilização do solo, o lançamento de efluentes e o avanço de obras como o prolongamento da Avenida Litorânea já foram apontados como agentes de degradação e fragmentação de habitats naturais nessa região (Costa et al., 2014). Esses impactos tendem a reduzir a cobertura vegetal nativa e comprometer a permanência de espécies sensíveis, afetando processos-chave como a retenção de sedimentos, a ciclagem de nutrientes e a disponibilidade de áreas de alimentação para aves migratórias.

Assim, mesmo sem coletas diretas, o conjunto de dados publicados para ambientes costeiros adjacentes permite afirmar que o trecho estudado (estuário) do Rio Claro mantém elementos representativos das floras litorânea e estuarina do Maranhão, com espécies vegetais e faunísticas já bem documentadas na literatura regional. A integração desses dados reforça a importância da conservação dos remanescentes vegetais e da recuperação de áreas degradadas, sobretudo diante do papel ecológico crucial que o estuário desempenha na conectividade entre dunas, restingas e manguezais da Ilha de São Luís.

A fauna também se faz presente na área de estudo, com registros de caranguejos e vestígios de aves. Segundo Nunes e Mendonça (2013), a fauna do litoral de São Luís é caracterizada por uma biodiversidade rica e diversificada. O estuário funciona como um berçário natural, uma vez que envolve o manguezal — ecossistema que proporciona condições favoráveis para espécies endêmicas e migratórias — e apresenta uma variedade de espécies (Santos, 2022).

Em campo, na área de estudo, foi possível obter registros de diversos animais, tais como caranguejos e aves (Figura 5). Na faixa de areia que se estende do litoral ao mar foram encontradas cracas e bivalves; em uma porção jusante do estuário do Rio Claro, encontrou-se um espécime de caranguejo; próximo à nascente do rio, foram observadas pegadas de aves; e, na restinga, um inseto polinizador.

Figura 5: Fauna identificada no estuário do Rio Claro, São Luís, Maranhão.

Fonte: Os autores (2025).

Mesmo com sinais de degradação, o estuário do Rio Claro ainda oferece abrigo e alimento para a vida silvestre. Essa coexistência entre urbanização e natureza — cada vez mais rara em grandes centros urbanos — torna essa APP uma das últimas fronteiras de resistência frente à expansão urbana desordenada e ao colapso dos serviços ecossistêmicos essenciais.

A identificação taxonômica das espécies animais foi realizada com base na morfologia dos espécimes encontrados, na observação de vestígios e na comparação com descrições disponíveis na plataforma GBIF, em artigos científicos e em relatórios técnicos (Rêgo; Albuquerque, 2012; Cutrim, 2017; Mendes, 2019). Com base nesses resultados, constatou-se que a composição faunística das espécies registradas é semelhante à de outros ambientes costeiros estudados no Estado do Maranhão (Rocha et al., 2018; Oliveira et al., 2010; Santos; Feres; Lopes, 2007; Campelo et al., 2017; Silva, 2023; Silva, 2007). Espécies como Astriclypeus mannii Verrill (1867) e Physalia physalis (Linnaeus, 1758), que também são comuns nesses ambientes, não foram encontradas. Para Junior (2025), a perda de biodiversidade é consequência da poluição e da degradação, uma vez que a deterioração ambiental afeta a fauna e a flora.

O estuário do Rio Claro está inserido em uma área urbana, sofrendo com a pressão antrópica, que gera ocupação irregular, poluição e descarte inadequado de resíduos. Entretanto, o local possui importantes bens e serviços socioambientais (Quadro 2), essenciais para a manutenção da biodiversidade local, do equilíbrio climático e da qualidade de vida da população.

Quadro 2: Bens e serviços socioambientais no estuário do Rio Claro, São Luís, Maranhão.

Fonte: Os autores (2025).

No entanto, em termos de impactos ambientais negativos, os sinais de degradação são visíveis e preocupantes: as margens do rio estão repletas de resíduos sólidos e entulhos, principalmente em locais de maior fluxo humano. Além disso, em alguns pontos, existe a formação de bancos de areia que indicam a presença de assoreamento.

Foram observadas, durante a pesquisa de campo, construções informais avançando sobre áreas de proteção permanente. Soma-se a isso a ausência de infraestrutura básica voltada à conservação ambiental: não há cercas, placas informativas, trilhas ecológicas ou programas de educação ambiental visíveis no local.

A falta de planejamento urbano e a ausência de uma integração entre políticas ambientais e sociais têm levado, no estuário do Rio Claro, à destruição acelerada dos ecossistemas (Quadro 3 e Figura 6). A degradação da vegetação ripária reduz a capacidade natural da APP de prestar serviços como o controle da temperatura, a purificação da água e o abrigo para a fauna, além de expor a população vizinha a riscos crescentes, como enchentes e contaminação hídrica.

Quadro 3: As condições atuais do estuário do Rio Claro.

Fonte: Os autores (2025).

Figura 6: Impactos ambientais de origem antrópica no estuário do Rio Claro.

Fonte: Os autores (2025).

O estuário do Rio Claro evidencia a fragilidade ambiental, devido à ausência de medidas básicas de proteção e à falta de políticas públicas integradas entre as esferas municipal, estadual e federal. O objeto de estudo demonstra uma fragilidade na gestão ambiental urbana. A situação torna-se ainda mais delicada quando se considera o contexto político-econômico atual. As novas políticas de flexibilização do licenciamento ambiental prorrogaram a desoneração da folha de pagamento de diversos setores produtivos, entre eles a construção civil e o turismo, que têm forte presença em São Luís. Embora a intenção dessas leis seja a preservação de empregos e o estímulo econômico, seus efeitos indiretos sobre a política ambiental são preocupantes.

Com a queda na arrecadação previdenciária, o Estado pode ter menos recursos para investir em fiscalização, monitoramento e recuperação de áreas degradadas, como as APPs urbanas. Além disso, a expansão dos setores beneficiados — especialmente em áreas costeiras e ambientalmente frágeis — pode acelerar o avanço sobre zonas protegidas. Outro ponto crítico é que a lei não impõe contrapartidas ambientais aos setores favorecidos, o que impede a criação de um elo entre incentivo fiscal e preservação ambiental.

O enfraquecimento dos instrumentos de controle favorece intervenções que podem desconsiderar a importância ecológica de áreas bastante sensíveis, como a do estuário do Rio Claro. É evidente que, sem uma efetiva articulação entre as esferas de poder e as comunidades locais, será impossível conter a degradação dos ecossistemas ainda funcionais na região urbana de São Luís.

Considerações Finais

A aplicação conjunta das metodologias de Aprendizagem Baseada em Problemas (Problem-Based Learning – PBL) e Avaliação Ecológica Rápida (AER) no estuário do Rio Claro gerou reflexões profundas sobre os problemas ambientais existentes, em especial naqueles que afetam as regiões costeiras.

Tendo esse cenário como pano de fundo, a pesquisa analisou os impactos ambientais no estuário do Rio Claro, considerando sua dinâmica de transformação frente aos desafios impostos pelas novas políticas brasileiras de licenciamento ambiental.

Ficou evidente, durante a coleta de dados, a abundância de espécies da flora no estuário, bem como a presença de uma fauna diversificada e de seus vestígios. Ademais, foi possível constatar a fragilidade do habitat dessa fauna, uma vez que ela sofre diretamente os impactos decorrentes das pressões humanas.

A articulação entre o conhecimento acadêmico e a realidade empírica evidenciou a importância da formação de profissionais capacitados a atuar de maneira crítica perante os desafios ambientais contemporâneos. A vivência direta no território permitiu não apenas o reconhecimento dos impactos ambientais visíveis, mas também o desenvolvimento de uma postura investigativa e sensível ao contexto sociopolítico que envolve a gestão de áreas costeiras. A análise do caso do estuário do Rio Claro, ao fundamentar-se em aspectos legais, ecológicos e territoriais, demonstrou como a educação ambiental em nível de pós-graduação pode atuar como um vetor de transformação social e política.

Destaca-se que o fortalecimento de ações educativas aliadas à pesquisa aplicada constitui um caminho promissor para o enfrentamento das ameaças aos ecossistemas costeiros. Como medida concreta, propõe-se a criação de uma Unidade de Conservação na área, visando mitigar os impactos antrópicos, restaurar as áreas degradadas e assegurar a sustentabilidade ecológica do objeto de estudo.

Por fim, esta pesquisa teve como propósito demonstrar a importância da atuação acadêmica na proposição de soluções para problemas sociais, fornecendo dados para estudos de caso, para a orientação de boas práticas e para a tomada de decisões em políticas públicas, especialmente frente ao cenário atual de flexibilização do licenciamento ambiental no Brasil.

Em termos de pesquisas futuras, recomenda-se a elaboração de um planejamento estratégico voltado para áreas fortemente impactadas, uma vez que ainda há potencial para a regeneração ambiental — desde que existam investimentos contínuos em ciência, planejamento urbano integrado e no efetivo engajamento da sociedade.

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CAPÍTULO 3

ANÁLISE ESPAÇO-TEMPORAL DA COBERTURA VEGETAL EM ÁREAS DE INFLUÊNCIA DA MINERAÇÃO NO SEMIÁRIDO ALAGOANO

SPATIO-TEMPORAL ANALYSIS OF VEGETATION COVER IN AREAS OF MINING INFLUENCE IN THE SEMIARID REGION OF ALAGOAS

DOI: https://doi.org/10.56001/25.9786501835532.03

Submetido em: 08/02/2026

Revisado em: 15/02/2026

Publicado em: 20/02/2026

Keilane Alves de Souza

Graduada em engenharia Florestal. Universidade Federal de Alagoas (UFAL)

https://orcid.org/0009-0005-1883-3603

http://lattes.cnpq.br/2535369791028002

Maria José de Holanda Leite

Doutora em Ciências Florestais. Docente do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Rio Grande do Norte (IFRN) – Campus Pau dos Ferros.

https://orcid.org/0000-0003-4154-3901

http://lattes.cnpq.br/9553311470144119

Alisson Henrique Silva dos Santos

Graduado em Engenharia Florestal. Universidade Federal de Alagoas (UFAL)

https://orcid.org/0009-0002-5110-614X

https://lattes.cnpq.br/6024781754284107

Ariane Leticia Arruda dos Santos

Graduanda em Engenharia Florestal. Universidade Federal de Alagoas (UFAL)

https://orcid.org/0009-0004-6683-7409

http://lattes.cnpq.br/4488832901476897

Jhonathan Gomes dos Santos

Docente da Universidade Federal de Alagoas (UFAL)

https://orcid.org/0000-0001-5463-8876

http://lattes.cnpq.br/6753485458193530

Resumo

A mineração constitui uma importante base econômica do estado de Alagoas, contribuindo para o desenvolvimento regional, porém sua expansão tem provocado impactos ambientais significativos, especialmente no bioma Caatinga. A supressão da cobertura vegetal, a degradação das matas ciliares e as alterações nas calhas fluviais configuram pressões diretas sobre a estabilidade da paisagem e os processos ecológicos. Diante desse contexto, esta pesquisa teve como objetivo analisar as transformações ambientais ocorridas nas calhas fluviais do estado de Alagoas nos anos de 2001, 2011 e 2023, considerando os efeitos da mineração sobre a cobertura vegetal. A metodologia baseou-se no uso integrado de sensoriamento remoto e geoprocessamento, com imagens multitemporais de satélite e delimitação de zonas de influência de 2 km ao redor das áreas mineradas. Os resultados indicaram redução expressiva da vegetação nativa, fragmentação da mata ciliar e aumento de áreas expostas, embora tenham sido identificados processos pontuais de regeneração natural, evidenciando a resiliência parcial da Caatinga.

Palavras-chave: Geotecnologias; Caatinga; Monitoramento Ambiental.

Abstract

Mining represents an important economic base in the state of Alagoas, contributing to regional development; however, its expansion has caused significant environmental impacts, especially within the Caatinga biome. The suppression of vegetation cover, degradation of riparian forests, and alterations to river channels constitute direct pressures on landscape stability and ecological processes. In this context, this study aimed to analyze the environmental transformations occurring in river channels in the state of Alagoas in the years 2001, 2011, and 2023, considering the effects of mining on vegetation cover. The methodology was based on the integrated use of remote sensing and geoprocessing techniques, employing multitemporal satellite imagery and the delimitation of 2 km buffer zones around mined areas. The results indicated a significant reduction in native vegetation, fragmentation of riparian forests, and an increase in exposed surfaces, although localized processes of natural regeneration were identified, highlighting the partial resilience of the Caatinga biome.

Keywords: Geotechnologies; Caatinga; Environmental Monitoring.

Introdução

A mineração constitui uma das principais atividades econômicas do estado de Alagoas, contribuindo para o desenvolvimento regional, a geração de empregos e o fortalecimento da economia local (Cardozo; Pimenta; Ribeiro, 2016; IBGE, 2020). Entretanto, sua expansão tem provocado impactos ambientais expressivos, especialmente nas bacias hidrográficas inseridas no bioma Caatinga (Leal; Tabarelli; Silva, 2003). Esse ecossistema semiárido apresenta elevada singularidade ecológica, sendo caracterizado por vegetação xeromórfica, presença de formações savânicas e solos rasos, fatores que o tornam altamente vulnerável à degradação (Leal et al., 2005; Costa et al., 2009; Melo et al., 2023).

A supressão da vegetação nativa, a degradação das matas ciliares e as alterações nas calhas fluviais geram impactos cumulativos sobre os processos hidrológicos, a biodiversidade e a resiliência dos ecossistemas locais (Cerqueira et al., 2021), configurando um desafio relevante para o manejo ambiental e a sustentabilidade regional (Erthal; Erthal; Muller, 2021). Apesar da importância social, econômica e ecológica do tema, ainda persistem lacunas no entendimento das interações entre mineração, cobertura vegetal e dinâmica fluvial na Caatinga alagoana (Maia et al., 2017).

Grande parte dos estudos existentes carece de uma abordagem integrada que articule análise espaço-temporal, sensoriamento remoto e ecologia da paisagem, o que limita a avaliação da magnitude e da extensão dos impactos ambientais (Coelho et al., 2021). Nesse contexto, a presente pesquisa busca preencher essa lacuna ao empregar geotecnologias para monitorar as mudanças na cobertura vegetal e no uso e ocupação do solo, identificando padrões de degradação, regeneração e resiliência em função de variáveis ambientais e da proximidade das áreas mineradas (Cardozo; Pimenta; Ribeiro, 2016).

Com base na série temporal de 2019 a 2023 da Coleção 2 beta do MapBiomas, derivada de imagens Sentinel-2 com resolução espacial de 10 m, este estudo tem como objetivo avaliar a dinâmica florestal e os impactos da atividade minerária no Semiárido alagoano. Para isso, buscou-se mapear e quantificar a expansão ou retração das áreas de mineração e da vegetação nativa adjacente, analisar as taxas de perda de cobertura vegetal e identificar processos de regeneração natural ou recuperação ativa, correlacionando a dinâmica espacial observada aos condicionantes geoambientais e antrópicos da região.

Material e Métodos

O estudo foi desenvolvido no Semiárido alagoano, região inserida no Nordeste brasileiro, caracterizada por clima do tipo BSh, segundo a classificação de Köppen (Júnior et al., 2022), e por condições de escassez hídrica que influenciam diretamente a dinâmica da cobertura vegetal. A área de estudo é apresentada na Figura 1.

As atividades foram realizadas entre agosto de 2024 e setembro de 2025, período que possibilitou a observação de variações ambientais associadas à transição entre a estação seca e o início do período chuvoso. A precipitação anual média da região é de aproximadamente 520 mm, concentrada entre os meses de novembro e abril, enquanto a temperatura média anual situa-se em torno de 25,8 °C, condições que afetam os processos de perda e regeneração da vegetação.

Figura 1 – Mapa de Localização do Semiárido Alagoano.

Fonte: Autores (2025).

O relevo é predominantemente ondulado, favorecendo a ocorrência de cursos d’água intermitentes, e os solos apresentam baixa profundidade e limitada capacidade de retenção hídrica (Silva et al., 2021), aspectos relevantes para a interpretação espacial dos impactos da atividade minerária. A área integra o bioma Caatinga, cuja vegetação apresenta adaptações à escassez hídrica, consideradas na análise da dinâmica da cobertura vegetal ao longo do período estudado.

A coleta de dados foi realizada no Semiárido Alagoano com o objetivo de avaliar os impactos da atividade minerária sobre a cobertura vegetal lenhosa, com ênfase na vegetação savânica do bioma Caatinga. A delimitação espacial dos empreendimentos minerários baseou-se na base de pontos de mineração do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE). A partir do conjunto original de 22 registros para o estado de Alagoas, foi aplicado um recorte espacial correspondente aos limites do Semiárido, resultando na seleção de quatro pontos ativos para análise detalhada. Esses empreendimentos foram escolhidos por representarem diferentes tipos de minério explorado (cobre e ouro), apresentarem proximidade com áreas de vegetação remanescente e possuírem disponibilidade de dados históricos.

A análise da cobertura vegetal utilizou dados do satélite Sentinel-2, processados pela Coleção de Uso e Cobertura da Terra do MapBiomas (versão beta), com resolução espacial de 10 m. Para a avaliação da dinâmica da cobertura vegetal, considerou-se o período de quatro anos. A identificação do início das operações minerárias foi realizada por meio de composições coloridas (RGB) de imagens Sentinel-2 entre 2017 e 2024, possibilitando a determinação do início das atividades em cada empreendimento.

As imagens raster foram padronizadas em uma projeção cartográfica compatível e recortadas aos limites da área de estudo. Em seguida, foram extraídas as classes de interesse — vegetação savânica (classe 4) e mineração (classe 30) — a partir das quais foram geradas máscaras binárias, atribuindo-se valores 0 (ausência) e 1 (presença). Esse procedimento permitiu a análise de sobreposição e de transições espaciais entre as classes. O pré-processamento incluiu ainda a verificação da qualidade das imagens, a remoção de pixels afetados por nuvens ou sombras e o alinhamento temporal dos dados.

A análise espacial foi conduzida por meio de operações de álgebra de mapas, possibilitando a identificação de áreas que apresentaram transição de vegetação savânica para uso minerário. Os pixels resultantes foram vetorizados e convertidos em polígonos, permitindo a quantificação precisa da área degradada em hectares. Adicionalmente, foram elaborados mapas temáticos para representar a distribuição espacial da cobertura vegetal e das áreas mineradas, evidenciando padrões de degradação associados à proximidade dos empreendimentos.

A análise temporal permitiu avaliar a evolução da cobertura vegetal e da expansão da mineração ao longo do período analisado, relacionando o início das atividades minerárias à intensidade da perda de vegetação e à ocorrência de processos pontuais de regeneração natural. Por fim, os dados espaciais foram integrados a informações de relevo, hidrologia, solos e uso do solo, possibilitando uma interpretação mais abrangente dos impactos ambientais e fornecendo subsídios para o planejamento ambiental e o manejo sustentável em áreas impactadas pela mineração.

Resultados e Discussão

A partir da base de dados do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE), identificaram-se 22 pontos vetoriais referentes a atividades minerárias em operação no estado de Alagoas. Após a aplicação do recorte espacial correspondente à delimitação do Semiárido Alagoano, constatou-se que apenas quatro desses empreendimentos se situam dentro da área de estudo (Figura 2).

Figura 2 – Atividades de Mineração no Semiárido alagoano.

Fonte: Autores (2025).

Uma possível explicação para a distribuição observada na Figura 2, é que a maior parte das atividades minerárias do estado de Alagoas concentra-se fora do Semiárido Alagoano, provavelmente em áreas com maior ocorrência de depósitos minerais economicamente exploráveis, acesso a infraestrutura e condições geológicas favoráveis, o que pode refletir uma heterogeneidade na exploração mineral e indicar que o impacto da mineração no Semiárido Alagoano é relativamente restrito em termos de número de pontos, mas ainda relevante para avaliação ambiental local, especialmente considerando os possíveis efeitos sobre a cobertura vegetal, a hidrologia e os ecossistemas associados à Caatinga.

A distribuição espacial da mineração em Alagoas, conforme ilustrado na Figura 2, não é homogênea, com uma nítida concentração de empreendimentos fora dos limites do Semiárido. Essa concentração pode ser atribuída a fatores logísticos, econômicos e geológicos. Um caso emblemático é o Projeto Caboclo, analisado por Santos Filho (2021), um projeto de mineração de cobre de grande porte situado no Agreste alagoano, região com características distintas do Sertão semiárido. A análise do respectivo Relatório de Impacto Ambiental (RIMA) revela uma lista extensa de impactos potenciais, incluindo supressão de vegetação nativa, alteração na dinâmica hídrica e riscos de contaminação do solo e da água. Este caso demonstra que, embora o número de pontos de mineração no Semiárido possa ser menor, a atividade, onde presente – seja no Semiárido ou em regiões de transição como o Agreste –, gera impactos ambientais profundos que demandam uma rigorosa avaliação e fiscalização, particularmente em ecossistemas sensíveis como a Caatinga e suas áreas de transição.

Dentre esses quatro pontos, a análise temporal de 2020 a 2023 por meio das classificações do MapBiomas e a inspeção visual das imagens Sentinel-2 permitiu identificar que apenas um apresentou uma assinatura espacial clara e progressiva de impacto da atividade minerária sobre a cobertura de vegetação savânica. O empreendimento identificado foi operado pela empresa Mineração Vale Verde do Brasil Ltda., localizada no município de Craíbas em Alagoas (Figura 3).

Figura 3 – Localização da Mineração Vale Verde do Brasil Ltda.

Fonte: Autores (2025).

Os outros três pontos minerários, referentes à Cerâmica Arapiraca Ltda., Mineração Barreto S.A. e Taicoca Mineração Transporte Ltda., não manifestaram, no período analisado, uma substituição de cobertura vegetal pela classe de mineração (classe 30) que pudesse ser detectada pela metodologia empregada (Figura 4).

Este resultado indica uma discrepância entre o registro cadastral e a manifestação fisionômico-espacial da atividade. O que pode ser explicado pelo fato de que, embora existam quatro empreendimentos minerários na área de estudo, apenas um deles apresenta evidências claras de alteração da cobertura vegetal savânica entre 2020 e 2023. Isso pode estar relacionado à intensidade e à extensão da atividade minerária, já que os outros três empreendimentos podem operar em menor escala, causando impactos localizados que não são facilmente detectáveis pelas imagens de satélite ou pelas classificações do MapBiomas.

Estudos de caso em áreas de mineração demonstram que mesmo intervenções de restauração podem resultar em uma cobertura vegetal com baixa similaridade fisionômica e florística em relação ao ecossistema original (Gonzalo et al., 2015). Assim, áreas em que pode ser registrada como “vegetação” por sensores remotos, acabam mascarando o impacto subjacente. Logo, a presença de espécies pioneiras e exóticas, comum nesses cenários, forma uma cobertura verde que, embora detectável, difere significativamente da vegetação savânica nativa.

Outra explicação possível é o tempo de operação dos empreendimentos. É provável que alguns deles tenham iniciado suas atividades recentemente ou estejam em fase de planejamento, sem provocar alterações significativas na vegetação até o momento da análise. Além disso, as características da vegetação savânica podem contribuir para a menor detecção de impactos. Essa vegetação apresenta certa resiliência e capacidade de regeneração rápida, o que pode mascarar alterações temporárias em algumas áreas.

Por fim, limitações do sensoriamento remoto também podem influenciar os resultados, tendo em vista que pequenas alterações ou atividades subterrâneas podem não ser captadas pelas imagens de satélite, de modo que apenas impactos mais evidentes e extensos, como os observados no empreendimento da Mineração Vale Verde, sejam detectáveis. A ausência de sinais claros de atividade minerária nos demais empreendimento do Semiárido Alagoano pode ser explicada por diferentes fatores.

Primeiramente, a escala e a intensidade das operações podem ser insuficientes para produzir alterações detectáveis por sensoriamento remoto. Além disso, a natureza da atividade mineral em alguns pontos pode não implicar na remoção significativa da cobertura do solo, como ocorre em minerações a céu aberto, ou ainda os empreendimentos podem ter se encontrado em fase de planejamento ou licenciamento, sem início efetivo da extração durante o período analisado.

Essa observação é consistente com estudos anteriores, que indicam que pequenas operações ou atividades subterrâneas em regiões de cerrado e savana frequentemente passam despercebidas em séries temporais de imagens de satélite (Silva et al., 2019).

Figura 4 – Detectação da atividade de mineração de 2020 a 2021.

Figura 5 – Detectação da atividade de mineração de 2022 a 2023.

A ausência de sinais claros de atividade minerária nos demais empreendimento do Semiárido Alagoano pode ser explicada por diferentes fatores.

Primeiramente, a escala e a intensidade das operações podem ser insuficientes para produzir alterações detectáveis por sensoriamento remoto. Além disso, a natureza da atividade mineral em alguns pontos pode não implicar na remoção significativa da cobertura do solo, como ocorre em minerações a céu aberto, ou ainda os empreendimentos podem ter se encontrado em fase de planejamento ou licenciamento, sem início efetivo da extração durante o período analisado.

Essa observação é consistente com estudos anteriores, que indicam que pequenas operações ou atividades subterrâneas em regiões de cerrado e savana frequentemente passam despercebidas em séries temporais de imagens de satélite (Silva et al., 2019).

A análise da dinâmica do uso do solo no entorno do empreendimento minerário, entre 2019 e 2020, revela um cenário inicial de impacto seletivo. O ano de 2019 serve como linha de base, com a ausência de mineração detectada e uma cobertura de vegetação savânica de 154,21 hectares no raio de influência de 2 km. Em 2020, com o início das operações, a classe de mineração foi identificada em 7,68 hectares.

Paralelamente, a área de savana foi reduzida para 137,94 ha, indicando uma perda de 16,27 hectares no período. Embora se trate de um impacto inicial e quantitativamente distinto de grandes desastres, é crucial monitorar tais alterações, uma vez que atividades extrativistas, mesmo em estágio embrionário, podem evoluir para cenários de alto impacto socioambiental, a exemplo do deslocamento forçado de milhares de pessoas verificado em Maceió-AL devido à mineração de sal-gema (Teles, 2023).

A comparação direta entre o crescimento da área minerada e o declínio da savana sugere, contudo, uma sobreposição espacial limitada. Isto implica que a implantação da mina, em seu primeiro ano, ocupou predominantemente áreas já antropizadas ou de outras classes de uso do solo, resultando em um impacto relativo menor sobre a vegetação nativa savânica em comparação com outros vetores de desmatamento atuantes na região. Esta análise ressalta a importância de se investigar os demais agentes de mudança no território para uma compreensão abrangente da perda de cobertura vegetal (Figura 6).

A figura mostra claramente através do ponto central e um raio com um buffer de 2km a interação entre as classes de uso e ocupação do solo. E possível observar que a classe de mineração possui um impacto menos relevante em comparação com as outras classes.

Figura 6 – Sobreposição espacial menos impactante em comparação com outras classes de uso do solo.

Fonte: Autores (2025).

Vale ressaltar que, o empreendimento da Mineração Vale Verde do Brasil Ltda., localizado em Craíbas, destacou-se como o único caso com evidência clara de conversão direta de vegetação savânica em área minerada durante o período de 2020 a 2023. O que evidencia que, mesmo em regiões com baixa densidade de empreendimentos minerários, o sensoriamento remoto aliado à análise temporal é capaz de identificar impactos ambientais significativos, permitindo monitorar a perda de vegetação nativa e subsidiar estratégias de conservação e gestão sustentável. O caso da Mineração Vale Verde serve, portanto, como referência para compreender a dinâmica de degradação em ecossistemas savânicos do Semiárido Alagoano, destacando a importância de abordagens quantitativas e contínuas na avaliação de impactos minerários.

Esta afirmação fundamenta-se na diferença observada na classe de vegetação savânica entre 2019 (154,21 ha) e 2020 (137,94 ha), que registrou uma perda total de 16,27 hectares. Deste total, a atividade de mineração foi responsável por uma perda de 4,95 hectares de vegetação savânica.

Os resultados indicam que a implantação inicial da atividade minerária em 2020 não representou o principal vetor de supressão da cobertura vegetal no período, sendo responsável por aproximadamente 30% da perda total de vegetação savânica. A supressão vegetal para instalação da mina ocorreu predominantemente em áreas já convertidas para outras classes de uso do solo, e a análise para o período de 2019 a 2020 registrou uma perda líquida de 16,27 hectares de vegetação savânica. Deste total, a mineração foi identificada como o agente direto em 4,95 hectares, enquanto os 11,32 hectares remanescentes foram atribuídos a outras pressões antrópicas, como a expansão agropecuária.

Entretanto, a interpretação desses dados deve considerar a limitação da escala temporal investigada. A perda aparentemente pontual e de magnitude relativamente baixa, quando observada em uma janela de apenas um ano, pode mascarar a dinâmica de degradação em escalas decadais. A implantação de um empreendimento de mineração gera impactos indiretos e prolongados que transcendem os limites do seu platô operacional.

A abertura de estradas, o aumento do fluxo de pessoas e veículos, e as alterações no lençol freático e na paisagem funcionam como catalisadores para a degradação do entorno. Desta forma, é plausível hipotetizar que, em um período de 10, 20 ou 40 anos, o cenário de perda de vegetação nativa seria drasticamente diferente e amplificado, com a mineração exercendo um papel central, ainda que indireto, na aceleração do processo de desertificação característico do Semiárido. Portanto, os 4,95 hectares de supressão direta representam apenas a fração inicial e mais visível de um impacto socioambiental de longo alcance.

Discute-se que as transições mais prováveis para outras classes de uso e ocupação do solo, como pastagem (classe 15) ou área não vegetada (classe 25), constituem os fatores preponderantes para esta dinâmica de desmatamento. Este achado ressalta a importância de considerar o contexto multifatorial da paisagem, onde pressões indiretas de diversos vetores de degradação, e não apenas a mineração, atuam sinergicamente na redução da cobertura vegetal do bioma Caatinga.

A análise da cobertura savânica entre 2019 e 2023 revela uma dinâmica complexa: partindo de 154,21 ha (2019), houve uma contração para 137,94 ha (2020), seguida por uma expressiva expansão nos anos posteriores, alcançando 187,76 ha (2021) e 258,57 ha (2023). Apesar da nítida trajetória de crescimento quantitativo, é prematuro atribuí-la exclusivamente à resiliência ecossistêmica. A janela temporal analisada é curta para descartar a influência de variáveis climáticas interanuais, característica marcante do Semiárido.

A época de captura das imagens de satélite é um fator crítico: se a imagem de 2020 foi obtida em um período de estiagem e as de 2021 e 2023 em estações chuvosas, o aumento observado pode refletir, em parte, uma resposta fenológica passageira da vegetação à disponibilidade hídrica, e não necessariamente um incremento permanente na biomassa ou na complexidade estrutural do ecossistema. Portanto, os dados apontam para uma recuperação da área de cobertura savânica, mas a confirmação de que se trata de uma resiliência consolidada e não de uma flutuação sazonal depende da ampliação do período de monitoramento e da validação em campo.

Paralelamente, a mineração expandiu-se aceleradamente a partir de 2020, ocupando 7,68 hectares inicialmente e alcançando 95,6 hectares em 2023. O crescimento mais expressivo ocorreu entre 2021-2022, com expansão de 74,04 hectares.

A análise integrada demonstra expansão simultânea de ambos os usos do solo a partir de 2021. A vegetação savânica cresceu 120,63 hectares enquanto a mineração ocupou 87,92 hectares no período. Esta dinâmica indica processos complexos de regeneração natural e substituição espacial na paisagem (Tabela 1).

Tabela 1 – Expansão simultânea de ambos os usos do solo a partir de 2021.

Fonte: Autores (2025).

A área de floresta mantida estável entre 2019-2020 totalizou 151,48 hectares, com redução para 144,15 hectares no período 2019-2023. Esta diminuição de 7,33 hectares evidencia processo substitutivo progressivo da cobertura vegetal nativa, enquanto a mineração apresentou padrão expansionista contínuo durante o quadriênio analisado.

A transição direta para mineração registrou 4,95 hectares no período inicial (2019-2020), elevando-se para 86,58 hectares em 2019-2023. Os resultados demonstram que 56,2% da cobertura vegetal original foi convertida diretamente para mineração em quatro anos (Figura 7). A persistência de 144,15 hectares de floresta estabilizada indica resiliência ecossistêmica nas áreas não impactadas, consolidando a atividade mineral como um vetor de transformação antrópica da paisagem uma vez que na área de estudo outras classes de uso solo também se mostraram relevante para a perda de floresta nativa.

Figura 7 – Redução de Floresta no período 2019-2023.

Fonte: Autores (2025).

Conclusão

A análise da dinâmica florestal em áreas de mineração no Semiárido Alagoano, com foco no empreendimento da Mineração Vale Verde do Brasil Ltda., permitiu concluir que a atividade minerária atua como um vetor significativo de transformação da paisagem, embora não seja o único agente responsável pela supressão da cobertura vegetal nativa.

Os resultados demonstraram que, no período de 2019 a 2023, a mineração foi responsável pela conversão direta de 86,58 hectares de vegetação savânica, representando 56,2% da cobertura original na área de influência do empreendimento. Contudo, a análise interanual revelou que, no início das operações (2019-2020), a mineração respondeu por apenas 30% da perda total de vegetação, indicando a atuação de outros fatores antrópicos, como a conversão para pastagem e áreas não vegetadas.

Paradoxalmente, observou-se uma notável resiliência da vegetação savânica, que apresentou recuperação expressiva a partir de 2021, atingindo 258,57 hectares em 2023 – um aumento de 87% em relação a 2020. Esse fenômeno sugere a ocorrência de processos de regeneração natural em áreas adjacentes não diretamente impactadas pela mineração, ainda que em um contexto de expansão simultânea da fronteira mineral.

A metodologia empregada – baseada em sensoriamento remoto, classificação do MapBiomas e álgebra de mapas – mostrou-se eficaz para quantificar e espacializar as transições de uso do solo, permitindo identificar com precisão as áreas de perda florestal e a expansão da mineração. No entanto, a ausência de sinais claros de supressão vegetal em outros três pontos minerários cadastrados pelo IBGE evidencia a necessidade de aprimorar os métodos de detecção e validação em campo, considerando a variabilidade de escalas e tipos de exploração mineral.

Conclui-se, portanto, que a mineração no Semiárido Alagoano, representada pelo caso da Vale Verde, exerce pressão substantiva sobre a cobertura da Caatinga, mas atua em conjunto com outras dinâmicas de uso da terra. A recuperação vegetal observada em parte da área sinaliza a potencialidade de resiliência do bioma, desde que sejam implementadas políticas de gestão territorial integradas e ações de recuperação de áreas degradadas, visando à conciliação entre o desenvolvimento econômico e a conservação ambiental no semiárido.

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CAPÍTULO 4

MARCOS LEGAIS E A DINÂMICA DA COLETA SELETIVA NA GESTÃO DE RESÍDUOS NO BRASIL

LEGAL FRAMEWORKS AND THE DYNAMICS OF SELECTIVE WASTE COLLECTION IN BRAZILIAN WASTE MANAGEMENT

DOI: https://doi.org/10.56001/25.9786501835532.04

Submetido em: 03/02/2026

Revisado em: 12/02/2026

Publicado em: 20/02/2026

Graziela Pinto de Freitas

Doutora. Universidade Federal da Paraíba (UFPB), Brasil

https://orcid.org/0000-0002-9447-3743

http://lattes.cnpq.br/3719940766066129

Maria José de Holanda Leite

Doutora em Ciências Florestais. Docente do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Rio Grande do Norte (IFRN) – Campus Pau dos Ferros.

https://orcid.org/0000-0003-4154-3901

http://lattes.cnpq.br/9553311470144119

Ana Cecília Novaes de Sá

Doutora. Universidade Federal da Paraíba (UFPB), Brasil

https://orcid.org/0000-0002-4939-8844

http://lattes.cnpq.br/4565532080624116

Gracielle Ferreira de Souza

⁠Mestra. Universidade Federal da Paraíba (UFPB), Brasil

⁠https://orcid.org/0000-0001-6634-5018

http://lattes.cnpq.br/0414869464759003

Ana Soraya Santos

Mestranda em Saúde Pública na Universidade Federal do Ceará/ UFC

Professora Universitária, Supervisora Escolar da Prefeitura Municipal de Fortaleza

https://orcid.org/0009-0009-7631-7577

http://lattes.cnpq.br/3478729727541310

Denise Maria Santos

Doutora em Geociências. Instituto Dom José de Educação e Cultura, vinculado a Universidade Estadual Vale do Acaraú IDJ/UVA.

https://orcid.org/0000-0001-8886-6439

http://lattes.cnpq.br/5971649947403143

Natanael Batista Pereira Alves

Mestrado. Universidade Federal Rural de Pernambuco (UFPE)

⁠https://orcid.org/0000-0002-9345-5535

http://lattes.cnpq.br/7161934382023076

Resumo

O gerenciamento de resíduos sólidos no Brasil, com foco nos marcos regulatórios e no potencial da economia circular. A discussão central baseia-se na Política Nacional de Resíduos Sólidos (Lei nº 12.305/2010) e no Plano Nacional de Resíduos Sólidos (PLANARES), que estabelecem diretrizes para a responsabilidade compartilhada e a erradicação de lixões. Vale destacar que, os resíduos sólidos orgânicos (RSO) representam mais de 40% do volume coletado no país. A destinação inadequada desses materiais em aterros é apontada como um problema ambiental crítico devido à emissão de gás metano. Como alternativa sustentável, propõe-se o aproveitamento energético da biomassa por meio da digestão anaeróbia em biodigestores, processo que converte matéria orgânica em biogás e biofertilizantes, diversificando a matriz energética. Quanto à operacionalização, o estudo examinou a dinâmica da coleta seletiva, identificando modelos como o porta a porta, os Pontos de Entrega Voluntária (PEVs) e a atuação de catadores. Conclui-se que, apesar do robusto arcabouço legal, a efetivação dessas práticas ainda enfrenta barreiras estruturais, exigindo maior integração entre tecnologia de tratamento e logística de recolha para alcançar as metas de sustentabilidade urbana.

Palavras-chave: Economia Circular. Biogás. Meio Ambiente.

Abstract

Solid waste management in Brazil, focusing on regulatory frameworks and the potential of the circular economy. The central discussion is based on the National Solid Waste Policy (Law No. 12,305/2010) and the National Solid Waste Plan (PLANARES), which establish guidelines for shared responsibility and the eradication of open dumps. Notably, organic solid waste (OSW) represents more than 40% of the volume collected in the country. The inadequate disposal of these materials in landfills is identified as a critical environmental issue due to methane gas emissions. As a sustainable alternative, the study proposes the energetic use of biomass through anaerobic digestion in biodigesters, a process that converts organic matter into biogas and biofertilizers, diversifying the energy matrix. Regarding operationalization, the study examined the dynamics of selective collection, identifying models such as door-to-door, Voluntary Delivery Points (PEVs), and the work of waste pickers. It concludes that, despite the robust legal framework, the effectiveness of these practices still faces structural barriers, requiring greater integration between treatment technology and collection logistics to achieve urban sustainability goals.

Keywords: Circular Economy. Biogas. Environment.

Introdução

O gerenciamento dos resíduos sólidos (RS) consolidou-se como um dos maiores desafios das sociedades contemporâneas, sendo um pilar fundamental para a promoção do desenvolvimento sustentável e da transição para uma economia circular. Este cenário exige uma gestão que não seja apenas operacional, mas estratégica, fundamentada nos preceitos do triple bottom line, onde o equilíbrio entre a viabilidade econômica, a equidade social e a preservação ambiental é a premissa básica para qualquer política pública (Costa; Melo; Beltrame, 2016).

No contexto brasileiro, a problemática do descarte inadequado e da pressão sobre os recursos naturais ganhou robustez jurídica com a promulgação da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS – Lei nº 12.305/2010). Este marco legal introduziu conceitos modernos como a responsabilidade compartilhada pelo ciclo de vida dos produtos e a logística reversa. Posteriormente, o Plano Nacional de Resíduos Sólidos (PLANARES) veio reforçar este compromisso, estabelecendo metas ambiciosas para a eliminação definitiva de lixões e o incentivo à recuperação de materiais recicláveis, alinhando o país às metas globais de sustentabilidade (Brasil, 2010; Planares, 2023). A eficácia dessas normas, contudo, depende diretamente da estruturação da coleta seletiva e da compreensão da periculosidade dos resíduos gerados no quotidiano urbano.

Assim, o presente trabalho buscou apresentar o potencial energético da biomassa oriunda de resíduos orgânicos e descrever os principais modelos de biodigestores (Indiano, Chinês e Canadense) como ferramentas de inovação tecnológica

Metodologia e Desenvolvimento

            A metodologia deste estudo consistiu em um levantamento bibliográfico e documental, com caráter exploratório e descritivo. Foram consultadas legislações nacionais (PNRS), planos governamentais (PLANARES) e normas técnicas (ABNT), além de literatura acadêmica especializada, permitindo uma análise qualitativa sobre os processos de gestão.

• Resíduos sólidos

Resíduos sólidos (RS) caracterizam-se como sendo subprodutos provenientes das atividades humanas, que possuem qualquer processo tecnológico de aproveitamento economicamente viável, permitindo a sua utilização na fabricação de novos produtos e até mesmo na produção de energia. No entanto, quando destinados a locais inadequados, são considerados um dos principais problemas ambientais da atualidade (Santos et al. 2020). 

No Brasil, o principal marco regulatório sobre os RS, foi a aprovação da Lei nº 12.305/2010 que instituiu a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS), que representa um grande avanço na área, determinando a responsabilidade compartilhada da sociedade civil, iniciativa privada e poder público em relação às possíveis soluções referentes aos impactos negativos provenientes da geração de RS.  A referida Lei está regulamentada pelo Decreto nº 10.936, de12 de janeiro de 2022.

No artigo 3º inciso XVI da PNRS (2010), pode-se observar o conceito de RS como sendo:

Material, substância, objeto ou bem descartado resultante de atividades humanas em sociedade, a cuja destinação final se procede, se propõe proceder ou se está obrigado a proceder, nos estados sólido ou semissólido, bem como gases contidos em recipientes e líquidos cujas particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou em corpos d’água, ou exijam para isso soluções técnica ou economicamente inviáveis em face da melhor tecnologia disponível. (Brasil, 2010)

Os RS também podem ser classificados, segundo as suas propriedades, podendo esta ser relevante no momento da escolha da estratégia de gerenciamento que mais se adeque a determinado cenário. A norma NBR 10.004 (2004), define a classificação de RS quanto a sua periculosidade, em decorrência de suas propriedades físicas, químicas ou infectocontagiosas, podendo apresentar situação adversa na saúde pública e ao meio ambiente. Segundo NBR 10.004 de 2004 os RS podem ser enquadrados nas seguintes classes:

• CLASSE I: são os resíduos considerados perigosos, os RS que em função de suas características de inflamabilidade, corrosividade, reatividade, toxicidade ou patogenicidade, podem ocasionar risco à saúde pública, incidência de doenças, e impactos negativos ao meio ambiente.
• CLASSE II A: também conhecidos como não inertes, e apresentam propriedades como combustibilidade, biodegradabilidade ou solubilidade em água. Estes resíduos podem acarretar riscos à saúde ou ao meio ambiente.
• CLASSE II B: são os RS, não oferecem riscos à saúde ou ao meio ambiente, pois apresentam características que quando em contato com água destilada ou deionizada, à temperatura ambiente, não tiverem nenhum de seus constituintes solubilizados a concentrações superiores aos padrões de potabilidade de água, excetuando-se aspecto, cor, turbidez, dureza e sabor.

Com relação a geração de RS o Plano Nacional de Resíduos Sólidos – PLANARES (2023), afirma que durante o ano de 2022, gerou-se aproximadamente 81,8 milhões de toneladas de resíduos no Brasil, o que corresponde a 224 mil toneladas diárias. O Plano mencionado aponta que as razões podem estar relacionadas às novas dinâmicas sociais, com a retomada da produção de resíduos no local onde foram gerados, com a menor utilização de delivery em decorrência do isolamento social ocorrido entre os anos de 2020 e 2021.

O PLANARES, instituído pelo Decreto Federal nº 11.043/2022, traz as diretrizes, metas, estratégias e ações voltadas para melhorias no processo de gestão de RS no Brasil de forma a colocar em prática as destinações adequadas dos resíduos (Figura 1).

Figura 1. Metas do Planares por tipo de destinação final de Resíduos Sólidos Urbanos.

Fonte: PLANARES (2023).

Os RS quando não gerenciados e destinados a locais inadequados, ou seja, em desacordo com as normas ambientais, podem ser apontados como um dos principais causadores dos impactos negativos enfrentados pela sociedade, no entanto, quando tratados, apresentam vantagens econômicas com reflexo na questão sanitária, e na produção de energia com o aproveitamento do biogás (Silva et al. 2020).

Essa prática diminui o volume de resíduos que são encaminhados para os aterros sanitários e, consequentemente, aumentam a vida útil destes, assim como reduz custo para o serviço público de limpeza urbana. Reaproveitamento de resíduos segue preceitos do triple bottom line do desenvolvimento sustentável, que é a busca por desempenho ambiental, social e econômico e que atuam como premissas fundamentais na instituição de políticas públicas (Costa; Melo; Beltrame, 2016).

Silva et al. (2020) explicam que uma das formas de minimizar impactos negativos decorrentes da produção elevada de RS é através do aproveitamento energético, proveniente do tratamento da fração orgânica dos RS. A substituição de combustíveis fósseis por RS na produção de energia, surgiu como uma alternativa de reduzir as emissões de Gases de Efeito Estufa (GEE) e aumentar o uso de fontes de energias renováveis, prática que já vem sendo utilizada em vários países.

Vale destacar que o Plano Nacional de Energia 2030 (EPE 2030) mostra o tratamento dos resíduos sólidos orgânicos (RSO) como uma solução viável do ponto de vista ambiental e econômico, contribuindo com a expansão da oferta energética de energia alternativa até 2030 (Brasil, 2010).

• Resíduos sólidos orgânicos

Os resíduos sólidos orgânicos (RSO) são constituídos por restos de alimentos, podas e outros putrescíveis e representam mais de 40% da fração de RS urbanos coletados (Fernando; Lima, 2012; Brasil, 2020). Mesmo em cidades com maior grau de industrialização, o índice de geração de RSO pode atingir percentuais superiores à 57% (Zago; Barros, 2019).

O custo do sistema de coleta e destinação destes resíduos, em sua maioria, não é recuperado. Além disso, nos aterros, o RSO emite gás metano para a atmosfera, contribuindo para a emissão dos GEE. Caso estes resíduos orgânicos sejam tratados e valorizados por meio da digestão anaeróbia (DA) ou compostagem, tais emissões poderiam ser reduzidas. Vale ressaltar, que os RO podem gerar biogás e biofertilizantes, especialmente, se produzidos com material de fontes selecionadas (Abarca; Maas; Hogland, 2013; Zambon, 2018).

Devido à elevada quantidade de RSO gerados, a União Europeia definiu, algumas ações voltadas à redução da geração destes resíduos, dentre estas, disseminar as melhores práticas de gestão e tratamento dos resíduos alimentares (European Commission, 2015).

No Brasil, a PNRS, através da Lei nº 12.305/2010 previu, no art. 36, inciso V, a necessidade de implantação, pelos titulares dos serviços, “de sistemas de compostagem para resíduos sólidos orgânicos e articulação com os agentes econômicos e sociais formas de utilização do composto produzido” (Brasil, p.14, 2010). Desta forma, entende-se que aproveitamento da fração orgânica dos resíduos, assim como a implantação da coleta seletiva e da disposição final ambientalmente adequada dos resíduos, faz parte das obrigações dos municípios instituída pela referida Lei. Esta Lei também responsabiliza os cidadãos e governantes sobre a prevenção e a redução na geração de RSO, manuseio, tratamento e disposição adequada.

Em se tratando do tratamento dos RSO, atualmente já se tem desenvolvido várias tecnologias voltadas a utilização de resíduos sólidos orgânicos para fontes alternativas de energia. Uma delas é a digestão anaeróbia, visto que as características do RO é quem vai informar a escolha do melhor método.

Os resíduos apresentam características variadas, a exemplo do pH, podendo este variar de 3,68 a 6,50, proporção de sólidos voláteis e sólidos totais de 0,79 a 0,97, entre outras características consideradas distintas (Zambon, 2018) a depender do tipo de RO. Porém, a maioria dos resíduos apresentam fácil biodegrabilidade, disponibilidade de nutrientes e elevado teor de umidade, o que contribui positivamente para uma eficiente Digestão Anaeróbia – DA.

• Biomassa proveniente de Resíduos Sólidos Orgânicos

 A biomassa representa uma das mais antigas fontes de energia proveniente de RS, logo após a energia solar. Além disso, é reconhecida como uma fonte de energia renovável devido à sua capacidade inesgotável de produzir recursos. Diversos exemplos de biomassa, como madeira, algas marinhas e resíduos animais, constituem-se de matéria orgânica que armazena energia por meio do processo de fotossíntese (Singh et al. 2014).

De acordo com a EPE (2018), no contexto energético, a biomassa abrange todo recurso renovável derivado de matéria orgânica, seja de origem vegetal ou animal. Essa fonte de energia pode ser empregada na geração de calor para a indústria, na produção de eletricidade e pode ser convertida em diferentes formas de energia, como combustíveis sólidos, exemplificados pelo carvão vegetal e briquetes, líquidos como etanol e biodiesel, bem como na forma gasosa, exemplificada pelo biogás proveniente da decomposição de RS (Seabra Jr, 2017).

A biomassa apresenta uma classificação em três categorias bem definidas: (1) biomassa primária, que abrange recursos diretamente resultantes do processo fotossintético e colhidos da natureza, como resíduos florestais e agrícolas; (2) biomassa secundária, composta por resíduos obtidos a partir do processamento físico, químico ou biológico dos recursos de biomassa primária; e (3) biomassa terciária, que engloba resíduos biodegradáveis originados de atividades humanas e de animais, como óleos vegetais e resíduos de embalagens degradáveis, entre outros (Singh et al. 2014).

De acordo com Batidzirai et al. (2012), a classificação da biomassa pode ser efetuada com base nas necessidades ou no tipo de recurso, conforme mostrado na Figura 2.

Figura 2 – Perspectivas da biomassa com base nos recursos e nas necessidades.

Fonte: Batidzirai et al. (2012).

No contexto das fontes de energia, de acordo com Wefle (2017), a energia derivada da biomassa desempenha um papel significativo, representando aproximadamente 10% do suprimento energético global. Desses recursos bioenergéticos, cerca de dois terços são gerados em nações em desenvolvimento, enquanto o terço restante provém de economias industrializadas.  Long et al. (2013) relatam que a bioenergia, construída sobre os recursos da biomassa, emerge como uma alternativa fundamental aos combustíveis fósseis, capturando interesse generalizado ao contribuir com uma faixa estimada entre 9% e 13% do panorama global de abastecimento energético.

No Brasil, a presença da biomassa na matriz energética ainda é limitada, como indicado pela ANEEL (2022). Os empreendimentos em operação no país, responsáveis pela geração e fornecimento de energia elétrica, totalizam uma capacidade outorgada de cerca de 185,5 GW. Dentre esses, apenas 9,02% estão associados à energia gerada a partir do aproveitamento da biomassa, correspondendo a aproximadamente 16,7 GW (ANEEL, 2022).

Ainda que as grandes usinas hidrelétricas ocupem a posição central na produção de eletricidade brasileira, elas acarretam significativos impactos ambientais e sociais. Isso destaca a urgência da expansão de fontes de energia de menor impacto ambiental. A energia proveniente da biomassa é uma alternativa nesse sentido. Dependendo da tecnologia de tratamento empregada, a energia de biomassa pode apresentar custos operacionais e de construção substancialmente menores em comparação com as hidrelétricas (WWF, 2012).

Dentre as várias fontes de biomassa que, por meio de tecnologias de processamento, têm o potencial de serem aproveitadas para geração de energia, destacam-se os resíduos orgânicos. Esses resíduos possuem características distintas e, em geral, são classificados como lignocelulósicos. Eles constituem fontes abundantes de biomassa e são frequentemente gerados em grandes volumes por atividades agrícolas, florestais, municipais e agroindustriais (Santos, 2019; Paudel et al. 2017).

• Coleta seletiva no Brasil

De acordo com a Lei nº 12.305/2010, que estabelece a Política Nacional de Resíduos Sólidos no Brasil, a coleta seletiva é caracterizada pela separação prévia de resíduos sólidos de acordo com sua constituição ou composição (BRASIL, 2010). A implantação da coleta seletiva, bem como o estabelecimento de metas para redução, reutilização, coleta seletiva e reciclagem, a fim de diminuir a quantidade de resíduos destinados à disposição final, é de responsabilidade dos municípios, conforme previsto nos Planos Municipais de Gestão Integrada de RS.

A coleta seletiva de resíduos sólidos urbanos, entendida como a separação e recolhimento específico de materiais nas fontes geradoras, com o objetivo de facilitar sua reutilização e garantir sua qualidade, é uma prática conhecida e realizada desde o início do século XX. As primeiras experiências organizadas desse tipo de coleta foram implementadas na Europa e nos Estados Unidos (Eigenheer; Ferreira, 2015).

Logo, segundo dados do PLANARES (2022), a coleta seletiva ainda não é realidade em grande parte dos municípios e quando colocada em prática, não atinge todos os domicílios. Outro fator que não cumpre a premissa da coleta seletiva é a falta de segregação nos sistemas de entrega de resíduos recicláveis (secos e orgânicos), onde os resíduos ainda são recebidos misturados, diminuindo seu percentual de recuperação e aumentando o volume da disposição final (PLANARES, 2022).

A Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS), aponta que a coleta seletiva e a reciclagem são pontos primordiais no planejamento do tratamento e destinação final dos RS.  Para que a gestão de RS seja eficiente, vale ressaltar que a mesma vai além do simples recolhimento diferenciado da massa de resíduo e da separação dos materiais, pois Conke e Nascimento (2018), explicam que envolve também o acondicionamento adequado e a destinação final apropriada. No contexto dos municípios brasileiros, a coleta seletiva é predominantemente realizada de forma informal ou organizada por associações e cooperativas de catadores (Klein; Dias; Jayo, 2018).

A região sul do Brasil, possui o maior número de cidades com alguma iniciativa de coleta seletiva, abrangendo cerca de 91% dos municípios. Por outro lado, a região centro-oeste apresenta a menor participação desses municípios nesse tipo de iniciativa. Outro fator de importante na coleta seletiva, é que essa atividade é desempenhada por catadores que enfrentam condições financeiras precárias, com baixa remuneração pelo trabalho realizado (Nascimento, 2021).

Existem diferentes modelos de coleta seletiva que podem variar de acordo com as características de gestão de cada município. Os três modelos mais comuns são: coleta seletiva porta a porta, coleta em pontos de entrega voluntária (PEV) e coleta informal realizada por trabalhadores autônomos. No modelo de coleta seletiva Porta a Porta, os resíduos são coletados diretamente na fonte geradora. A separação dos materiais é feita pelo próprio gerador, e os resíduos são recolhidos por veículos e equipes treinadas para essa finalidade.

Os postos de entrega voluntária (PEVs) são áreas designadas, previamente, para receber os resíduos. Nesse modelo, é responsabilidade do gerador encaminhar os materiais recicláveis para esses pontos específicos. Já, a coleta informal é realizada por catadores autônomos (que não fazem partem de cooperativas ou associações) que coletam diretamente os materiais recicláveis porta a porta. Esses trabalhadores atuam de forma autônoma, percorrendo locais como ruas, contêineres ou lixões em busca dos materiais que possam ser reciclados. Cada modelo de coleta seletiva possui suas características e desafios específicos, e a escolha do modelo a ser adotado dependerá das particularidades e recursos disponíveis em cada localidade (Machado, 2022). Vale salientar, que o modelo dos catadores informais não deve ser adotado pelos gestores municipais, tendo em vista que esses profissionais trabalham em condições precárias.

• Biodigestores

 Biodigestores, também caracterizados como digestores, são equipamentos utilizados desde muitos anos, tendo como principal função a digestão de resíduos orgânicos em biogás e biofertilizante (Oliver, 2008). O biodigestor é um equipamento fechado e impermeável onde ocorre a decomposição da matéria orgânica através da digestão anaeróbica (Sganzerla, 1983). A Figura 3 mostra o princípio de funcionamento de uma usina de biogás.

Figura 3. Fluxograma das etapas de geração de biogás.

Fonte: Portal Biogás (2021).

Os biodigestores funcionam de forma anaeróbia e são constituídos por câmeras herméticas, na ausência de oxigênio, estes são abastecidos com material orgânico, onde ocorre a bioestabilização através de bactérias anaeróbicas. Durante a transformação dos compostos orgânicos complexos em compostos simples, ocorre a liberação do biogás e produção de insumos orgânicos na forma de biofertilizantes (PORTAL BIOGÁS, 2021).

Nos últim3os anos a busca por esses equipamentos vem crescendo bastante, visto seu baixo custo de construção, fácil operação e produção de energia de qualidade, contribuindo de forma positiva com o desenvolvimento sustentável e Economia Circular – EC. Lauer e Thrän (2017) ressaltam que em relação ao custo-benefício, as plantas de biodigestores, geram reduções de custo a longo prazo, dadas as vantagens em processos de redes de armazenamento e unidades de combinação e energia elétrica e térmica, visto que o intervalo entre a produção do gás e a sua utilização pode gerar desperdício do produto.

Em países europeus o número de biodigestores cresceu a partir do ano de 2016 nas áreas urbanas, com destaque para a Alemanha que se apresenta como o país europeu com maior capacidade de produção de biogás (Scarlat; Dallemand; Fahl, 2018). Um estudo realizado por Hansen, Mathiesen e Skov (2019) acerca da transformação na matriz energética alemã, mostra que o país será 100% renovável até o ano de 2050. Os autores sugerem que a produção de energia a partir da biomassa é viável para os setores de eletricidade, transporte e aquecimento, destacando o resíduo orgânico como elemento chave dessa cadeia.

No Brasil, os biodigestores estão concentrados em sua maioria nas áreas rurais considerando a grande atividade agrícola nacional, pois esta gera quantidades elevadas de resíduos orgânicos que servem como substrato para a produção do biogás (Santos et al. 2018). O país tem uma das matrizes energéticas com mais opções de energias renováveis aplicadas no mundo, destacando-se principalmente pelo uso da hidroeletricidade, conforme explicam Silva, Neto e Seifert (2016).

Silva, Neto e Seifert (2016), afirmam que a maior parte do consumo energético da biomassa está voltado para a produção do etanol, levando o país a ocupar uma posição relevante no que tange a cadeia produtiva de combustíveis ambientalmente limpos, mas que por outro lado não aproveita outros tipos de resíduos orgânicos para outras formas de conversão em energia.

De acordo com Schmidell e Facciotti (2001), o biodigestor, pode ser categorizado com base no seu método de operação, sendo: biodigestores de fluxo contínuo, fluxo não contínuo, e biodigestores de batelada.

No sistema contínuo, a alimentação ocorre de forma constante, mantendo um fluxo estável e um volume de reação constante. Segundo Quadros (2010), é possível estabelecer um fluxo contínuo de líquidos no biodigestor, ou até mesmo utilizar múltiplos biodigestores em série. O líquido fermentado pode passar por um processo de separação de microrganismos, como sedimentação, centrifugação ou separação por membranas, garantindo a flexibilidade operacional.

Em se tratando do sistema semicontínuo, este é utilizado quando a disponibilidade de matéria orgânica – MO – é sazonal. Este sistema se diferencia do sistema descontínuo alimentado pelo fato de uma fração do líquido fermentado ser retirada, enquanto o reator é preenchido quase instantaneamente com uma vazão elevada. O líquido fermentado não retirado serve como inóculo para o meio de fermentação adicionado. Alguns autores questionam a existência do sistema semicontínuo, uma vez que em biodigestores muito grandes, a possibilidade de preenchimento instantâneo é muito baixa, resultando em um sistema descontínuo alimentado (Sagula, 2017).

O biodigestor de batelada, é menos utilizado devido à sua baixa produtividade. No entanto, é indicado para RSO que se decompõem lentamente e têm um longo período de produção. Nesse sistema, prepara-se um meio de cultura adequado para nutrição e desenvolvimento dos microrganismos, que é colocado no biodigestor juntamente com os microrganismos responsáveis pelo processo biológico. Após o tempo estimado de fermentação, o material restante no biodigestor é removido e são realizadas as operações necessárias para a recuperação do produto (Sagula, 2017).

No sistema descontínuo, o inóculo a ser tratado no biodigestor, corresponde a uma fração de 10 a 20% do volume total, o restante é preenchido com um meio de cultura, levando-se em consideração uma vazão adequada, sem retirar o líquido fermentado, até que o volume útil do biodigestor seja preenchido. Não é obrigatório alimentar o reator com uma vazão constante, e as características dos microrganismos devem permanecer ativas no sistema. Caso contrário, o processo deve ser interrompido para reiniciar com um novo inóculo.

Os biodigestores também são classificados conforme o modelo, pois segundo Castanho e Arruda (2008), os principais modelos de biodigestores utilizados mundialmente são: indiano, chinês e o canadense.

O biodigestor indiano segue um formato semelhante ao de um cilindro vertical (Figura 4), construído com tijolos e revestido internamente com cimento impermeabilizante. Possui uma divisão interna formada por uma parede longitudinal, resultando em duas câmaras distintas. Em uma dessas câmaras, há um tubo que conecta o biodigestor à caixa de entrada do material orgânico, enquanto na outra câmara é conectado um tubo de saída para o biofertilizante. Uma característica importante desse tipo de biodigestor é a presença de uma campânula flutuante, feita de aço, que desempenha a função de um gasômetro.

Figura 4. Biodigestor indiano.

Fonte: Fonseca et al. (2009).

Uma das vantagens do modelo de biodigestor mencionado é a presença da campânula flutuante, que permite manter uma pressão constante na saída do biogás. Isso elimina a necessidade de ajustes constantes nos dispositivos que utilizam metano. No entanto, a desvantagem desse modelo é o custo associado à construção da campânula, que normalmente é feita de ferro. Para tornar esse modelo mais acessível no Brasil, a campânula de ferro foi substituída por uma versão de fibra de vidro. Essa substituição resulta em um preço de construção mais econômico, permitindo a disseminação mais ampla desse tipo de biodigestor no país (Sganzerla, 1983).

O biodigestor modelo chinês possui semelhanças com o indiano, porém a diferença está no fato de não possuir um gasômetro. De acordo com o Sganzerla (1983), o biodigestor chinês (Figura 5) é construído abaixo do solo, utilizando alvenaria, e seu teto tem formato de abóbada. Esse modelo apresenta um custo de construção inferior ao indiano, pois não requer a instalação de um gasômetro e utiliza materiais de menor custo (Nishimura, 2009).

Figura 5. Biodigestor chinês.

Fonte: Deganutti et al. (2002).

Como vantagem o modelo de biodigestor chinês, geralmente construído em alvenaria, apresenta menor custo de construção, uma vez que não requer um gasômetro de chapa de aço. No entanto, é importante observar que pode ocorrer vazamento se o biodigestor não for devidamente vedado e impermeabilizado. Além disso, esses biodigestores não são indicados para construções de grande porte, uma vez que uma parcela do gás pode ser liberada para a atmosfera.

O funcionamento desse tipo de biodigestor ocorre sob elevada pressão, que pode variar de acordo com a produção e o consumo do biogás. Portanto, é necessário incluir uma câmara de regulagem que permita trabalhar com baixa pressão. A impermeabilização das paredes internas e externas é destacada como uma medida importante para evitar a infiltração de água pluvial ou do lençol freático.

A profundidade do biodigestor é proporcional ao seu diâmetro, ou seja, quanto menor for a profundidade, maior deve ser o diâmetro do biodigestor. Essa relação deve ser considerada durante o processo de dimensionamento e construção do biodigestor.

A Figura 6 mostra o biodigestor modelo canadense, descrito por Granzotto et al. (2021), possui uma base retangular construída em alvenaria. Uma característica importante desse modelo é a presença de um gasômetro feito de manta flexível de policloreto de vinila (PVC), que é fixado sobre uma valeta de água que circunda a base do biodigestor. A cobertura do biodigestor é feita com uma geomembrana sintética de polietileno de alta densidade (PEAD), que é ancorada ao redor de todo o perímetro. Essa configuração permite a coleta do biogás gerado durante o processo de digestão anaeróbica.

Figura 6. Biodigestor canadense.

Fonte: Granzotto et al. (2021).

Esse modelo de biodigestor pode ser utilizado tanto em pequenas quanto em grandes propriedades. Embora o biogás gerado apresente pouca pressão, por questões de segurança, é recomendado instalá-lo a uma distância mínima de 10 metros de outras edificações (Calza et al. 2015).

Durante o processo de produção do biogás, que pode durar de 40 a 60 dias, dependendo do tamanho do biodigestor, a cúpula do biodigestor infla devido à acumulação do biogás. Por esse motivo, é necessário que o material utilizado para a cúpula seja flexível, permitindo sua expansão conforme o acúmulo de biogás. É importante ressaltar que a largura do biodigestor deve ser maior do que a profundidade da vala em que está localizado, para garantir a estabilidade e o adequado funcionamento do sistema (Karlsson et al. 2014). Com o avanço dos estudos sobre a digestão anaeróbica, foram desenvolvidos diversos tipos de biodigestores. Sant’Anna Junior (2013) apresentam uma variedade deles, incluindo:

1. Reator LA (Lagoa Anaeróbica): trata-se de uma lagoa onde ocorre o processo de digestão anaeróbica.
2. Reator FA (Filtro Anaeróbico): consiste em um filtro onde o material orgânico passa por camadas filtrantes anaeróbicas.
3. Reator UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket): também conhecido como RAFA (Reator Anaeróbico de Fluxo Ascendente), é um reator de fluxo ascendente com biomassa suspensa.
4. Reatores híbridos: são combinações de diferentes tipos de reatores, como UASB + FA, que oferecem vantagens em termos de eficiência e tratamento.
5. Reator compartimentado: apresenta compartimentos separados para diferentes estágios do processo de digestão anaeróbica.
6. Reator EGSB (Expanded Granular Sludge Bed): também chamado de Reator Anaeróbico de Manta Granular Expandida, utiliza um leito granular para a digestão anaeróbica.
7. Reator RBS (Reator Batelada Sequencial): opera em modo de batelada sequencial, onde diferentes etapas do processo ocorrem sequencialmente.
8. Reator tipo LF (Leito Fluidizado): utiliza um leito de partículas fluidizadas para melhorar o contato entre o material orgânico e os microrganismos.
9. Reator Anaeróbico com Membrana (RAM): combina a digestão anaeróbica com a utilização de membranas para a separação do biogás e efluente.

Esses diferentes tipos de biodigestores oferecem opções adaptáveis para diferentes condições e necessidades de tratamento de resíduos orgânicos. A escolha adequada do modelo de biodigestor a ser implantado requer a consideração de vários aspectos importantes. É necessário levar em conta a finalidade do biodigestor, as condições climáticas da região onde será instalado, o espaço físico disponível e o tipo de substrato que será utilizado para abastecê-lo (Neves, 2010).

Para avaliar o local de instalação, é necessário considerar as características do solo, a facilidade de obtenção dos insumos necessários, o preparo e armazenamento da biomassa, a facilidade de remoção e utilização do biofertilizante, além da distância de utilização do biogás. Idealmente, os locais mais adequados são aqueles com clima quente e baixa incidência de chuvas, proporcionando melhores condições para o processo de biodigestão (Winrock, 2008; Cortez, 2022).

Para realizar uma escolha assertiva do modelo de biodigestor, é recomendado consultar diretrizes e recomendações de instituições especializadas, como o Conselho Internacional para Iniciativas Ambientais Locais (ICLEI) e o Winrock International, que fornecem orientações sobre a seleção e implantação de biodigestores de acordo com as características específicas de cada localidade (Neves, 2010).

• Produção de biogás e biometano

A tecnologia da digestão anaeróbia surge como uma perspectiva promissora na geração de energia renovável, sendo amplamente empregada no tratamento de uma variedade de resíduos, como resíduos agrícolas, industriais, orgânicos provenientes da coleta de resíduos sólidos urbanos, resíduos alimentares e estercos de animais. A Europa se destaca como uma líder na produção de biogás. Em 2015, o continente produziu 63,3 TWh de eletricidade a partir do biogás, equivalente ao consumo anual de energia de cerca de 14,6 milhões de famílias (Shrestha et al. 2016; Pereira et al. 2016). No ano de 2019, a Europa manteve sua liderança na geração de biogás, contribuindo com 72% da produção global. Em termos de energia gerada a partir de biomassa globalmente, o biogás representou 13% dos 655 TWh totais (WBA, 2021).

De acordo com a World Biogas Association – WBA (2019), estima-se que existam aproximadamente 132.000 digestores de diversos portes operando em todo o mundo. A China se destaca com um total de 110.448 sistemas de biogás em funcionamento, sendo que 6.972 deles são de grande escala. Na Europa, há 17.783 usinas com uma capacidade instalada combinada de 10,5 GW. A Alemanha lidera o mercado europeu com 10.971 instalações, seguida pela Itália (1.655), França (742), Suíça (632) e Reino Unido (613). Nos Estados Unidos, operam 2.200 digestores anaeróbios, com uma capacidade instalada total de 977 MW.

Apesar de ter uma significativa parcela de energia renovável em sua matriz energética, o Brasil ainda está distante dos números registrados por nações europeias. Em relação à produção de biogás, no ano de 2016, o país contava com 165 usinas em operação, gerando cerca de 2,2 milhões de metros cúbicos por dia (Nm³/dia), equivalente a aproximadamente 5.219 GWh anualmente. Notavelmente, a maioria do biogás era proveniente de aterros sanitários (IEA, 2017).

Segundo Mariani (2018), um estudo que diagnosticou a situação e propôs soluções para o biogás, no Brasil, identificou que a maior parte das plantas cadastradas até 2015 estava concentrada nas regiões Sul, Sudeste e Centro-Oeste. As instalações de maior porte estavam particularmente presentes nos estados do Paraná e São Paulo.

Conforme informações do Centro Internacional de Energias Renováveis – CIbiogás (2022), o país conta com 811 plantas de biogás registradas, produzindo 2,82 bilhões de metros cúbicos por dia. Desse total, 755 usinas estão em operação, concentradas nas regiões Centro-Oeste, Sudeste e Sul.

No que se refere ao volume de biogás usado para fins energéticos, houve um aumento de 10%, entre os anos de 2020 e 2021, conforme destacado na Figura 7, com um total de 2,3 bilhões de metros cúbicos em 2021.

Figura 7. Crescimento do volume de biogás para uso energético no Brasil entre os     anos de 2011 e 2021.

Fonte: Biogás, (2022).

Devido às mudanças regulatórias, fica evidente que o aproveitamento do biogás no Brasil tem demonstrado novos indicadores. Destacam-se, entre esses, as diretrizes estabelecidas pela Resolução nº 685/2017 da Agência Nacional do Petróleo (ANP), bem como a Política Nacional de Biocombustíveis (RenovaBio). Além disso, merece atenção o compromisso assumido pelo Brasil no Acordo de Paris durante a COP21, que se refere à redução de até 43% das emissões de gases de efeito estufa até o ano de 2030.

Considerações Finais

A análise realizada evidencia que o gerenciamento de resíduos sólidos no Brasil, embora amparado por um arcabouço legal robusto como a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) e o PLANARES, ainda enfrenta desafios operacionais significativos, especialmente no que tange à universalização da coleta seletiva e à segregação na fonte. A predominância de resíduos orgânicos na massa total de resíduos urbanos (superior a 40%) destaca a urgência de estratégias que desviem esse material dos aterros sanitários, onde sua decomposição contribui negativamente para a emissão de gases de efeito estufa.

Nesse contexto, as tecnologias de biodigestão anaeróbia apresentam-se como uma solução interdisciplinar de alto impacto, capaz de converter passivos ambientais em ativos energéticos (biogás) e agrícolas (biofertilizantes). A diversidade de modelos de biodigestores, indiano, chinês e canadense, permite a adaptação tecnológica a diferentes realidades socioeconômicas e escalas de produção, desde pequenas propriedades rurais até grandes plantas industriais. Conclui-se que a valorização da biomassa orgânica é um caminho viável para a diversificação da matriz energética brasileira e para o fortalecimento da economia circular, integrando inovação tecnológica, sanidade pública e sustentabilidade ambiental.

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CAPÍTULO 5

EDUCAÇÃO AMBIENTAL E SUSTENTABILIDADE NA TERRA INDÍGENA DO POVO ANACÉ CAUCAIA/CE

ENVIRONMENTAL EDUCATION AND SUSTAINABILITY IN THE ANACÉ INDIGENOUS LAND, CAUCAIA/CE

DOI: https://doi.org/10.56001/25.9786501835532.05

Submetido em: 14/02/2026

Revisado em: 18/02/2026

Publicado em: 20/02/2026

Denise Maria Santos

Doutora em Geociências. Instituto Dom José de Educação e Cultura, vinculado a Universidade Estadual Vale do Acaraú IDJ/UVA.

https://orcid.org/0000-0001-8886-6439

http://lattes.cnpq.br/5971649947403143

Larissa Warnavin

Doutora em Geografia. Escola Superior de Educação.

https://orcid.org/0000-0001-8799-8923

http://lattes.cnpq.br/2116659446884763

Maria José de Holanda Leite

Doutora em Ciências Florestais. Docente do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Rio Grande do Norte (IFRN) – Campus Pau dos Ferros.

https://orcid.org/0000-0003-4154-3901

http://lattes.cnpq.br/9553311470144119

Ana Soraya Santos

Mestranda em Saúde Pública na Universidade Federal do Ceará/ UFC

Professora Universitária, Supervisora Escolar da Prefeitura Municipal de Fortaleza

https://orcid.org/0009-0009-7631-7577

http://lattes.cnpq.br/3478729727541310

José Marinho do Nascimento Neto

Pós-graduado em Neuro psicopedagogia. Faculdade Plus

https://orcid.org/0009-0001-1578-822X

http://lattes.cnpq.br/9765996619907898

Resumo

O presente estudo analisou a relação entre o povo Anacé, situado nos municípios de Caucaia e São Gonçalo do Amarante (CE), e as práticas educativas voltadas à preservação ambiental em seu território tradicional. A pesquisa, de natureza bibliográfica, fundamentou-se em referenciais teóricos que defendem uma educação crítica, contextualizada e dialógica, capaz de integrar saberes tradicionais e científicos. Discutiu-se como a expansão do Complexo Industrial e Portuário do Pecém (CIPP) intensificou conflitos territoriais, impactos socioambientais e processos de vulnerabilização, comprometendo recursos naturais, modos de vida e a identidade cultural do povo Anacé. Evidenciaram-se desafios estruturais para a implementação de ações educativas, como a ausência de demarcação definitiva do território, limitações institucionais e a necessidade de formação específica de educadores. Destacou-se, entretanto, o protagonismo comunitário nas estratégias de resistência e na valorização dos conhecimentos ancestrais, bem como iniciativas como o Projeto Caravana Ambiental, que promoveu atividades formativas, fortalecimento cultural e participação social. Concluiu-se que a integração entre práticas pedagógicas contextualizadas, políticas públicas efetivas e reconhecimento territorial foi essencial para assegurar a proteção dos bens naturais e culturais, contribuindo para a construção de um futuro mais justo e equilibrado para o povo Anacé.

Palavras-Chave: territorialidade indígena; etnodesenvolvimento; justiça socioambiental.

Abstract

This study analyzed the relationship between the Anacé people, located in the municipalities of Caucaia and São Gonçalo do Amarante (CE), and educational practices aimed at environmental preservation within their traditional territory. The research, bibliographical in nature, was grounded in theoretical frameworks that advocate for a critical, contextualized, and dialogical education capable of integrating traditional and scientific knowledge. It discussed how the expansion of the Pecém Industrial and Port Complex (CIPP) intensified territorial conflicts, socio-environmental impacts, and processes of vulnerability, compromising natural resources, ways of life, and the cultural identity of the Anacé people. Structural challenges for the implementation of educational actions were identified, such as the absence of definitive land demarcation, institutional limitations, and the need for specific training for educators. Nevertheless, community leadership in resistance strategies and in valuing ancestral knowledge was highlighted, as well as initiatives such as the Environmental Caravan Project, which promoted educational activities, cultural strengthening, and social participation. It was concluded that the integration of contextualized pedagogical practices, effective public policies, and territorial recognition was essential to ensure the protection of natural and cultural assets, contributing to the construction of a more just and balanced future for the Anacé people.

Keywords: Indigenous territoriality; ethnodevelopment; socio-environmental justice.

Introdução

A educação ambiental e a sustentabilidade são temas cruciais na atualidade, especialmente em contextos de comunidades indígenas, onde a relação com o meio ambiente é intrínseca à cultura e à sobrevivência física e de identidade dos povos.

No território do povo Anacé, localizado em Caucaia, Ceará, nos anos de 2024/2025 a implementação de práticas educativas voltadas para a preservação ambiental ainda enfrenta desafios significativos, devido à pressão de projetos de desenvolvimento industrial como o Complexo Industrial e Portuário do Pecém (CIPP). Esses projetos ameaçam não apenas os recursos naturais, mas também a identidade cultural e os modos de vida tradicionais dos Anacé, tornando urgente a necessidade de integrar a Educação Ambiental com as práticas sustentáveis que respeitem e valorizem os saberes locais.

Este artigo investiga a relação entre o povo Anacé e o meio ambiente no Ceará através da análise da importância da educação ambiental para a sustentabilidade no contexto indígena. Busca caracterizar a Educação Ambiental e sustentabilidade; identificar as principais ameaças ambientais enfrentadas pelo povo Anacé e suas estratégias de enfrentamento e ainda identificar iniciativas existentes de educação ambiental já implementadas na Terra Indígena Anacé.

Como fundamentação este artigo utilizou os seguintes autores e seus referenciais teóricos. Emmanuel Leff sugere que a Educação Ambiental deve promover uma consciência crítica sobre as relações entre sociedade e natureza, especialmente em contextos vulneráveis das comunidades indígenas ( MACIEL, 2017). Boaventura Santos aborda que a educação deve ser um espaço de diálogo entre diferentes saberes, valorizando as práticas sustentáveis dos indígenas, que muitas vezes são marginalizadas em contextos acadêmicos e educacionais (MACIEL, 2017). E José Carlos Silva sugere que a Educação Ambiental deve ser contextualizada e crítica, promovendo o etnodesenvolvimento (SOUZA e SALVI, 2012). É necessário reflexão e respeito para perceber, nas lutas do povo indígena, seu processo de resgate da identidade cultural e patrimonial.

Metodologia 

A metodologia utilizada foi Pesquisa Bibliográfica. Foi realizado uma coleta e análise de informações já publicadas sobre o tema para compreender o estado atual do conhecimento e fundamentar teoricamente a investigação. Foi realizada pesquisa em documentos físicos (livros, dissertações, periódicos etc) e virtuais. O Google Acadêmico e Scielo foram as plataformas de pesquisa. Não houve recorte temporal.

Discussões Teóricas e Resultados

Educação Ambiental e Sustentabilidade na Terra Indígena

A Educação Ambiental é um instrumento essencial para a proteção dos saberes tradicionais dos povos indígenas, incentivando o uso de conhecimentos históricos e antropológicos para a manutenção do meio ambiente e da diversidade cultural. Promove a multiculturalidade indígena, o ecodesenvolvimento, a transformação social, o sentimento de responsabilidade coletiva e a prática cidadã, buscando alternativas sustentáveis para reverter a crise ambiental e assegurar um meio ambiente ecologicamente equilibrado (RODRIGUES, 2017).

O Povo Anacé/CE

A comunidade indígena Anacé habita tradicionalmente um território situado em São Gonçalo do Amarante e Caucaia, municípios da Região Metropolitana de Fortaleza. Sua emergência étnica tem estreita ligação com a instalação, na mesma área, de uma série de empreendimentos que integram o Complexo Industrial e Portuário do Pecém/CIPP (BRISSAC e NÓBREGA, 2010).

Os Anacé aparecem na literatura desde o século XVII, quando o padre Antônio Vieira cita este povo em seu relato da missão na serra de Ibiapaba. O historiador Carlos Studart Filho, em sua obra “Notas históricas sobre indígenas cearenses”, documenta que os Anacé moravam junto à costa, eram guerreiros e estavam indispostos a submeter-se ao novo reordenamento imposto pela Coroa portuguesa. Em 1694, Fernão Carrilho sitiou parte dos Anacé a oito léguas ao Norte da Fortaleza de Nossa Senhora da Assunção, onde permanecem até hoje (MEIRELES, 2012).

Em 1863, o Governo Provincial decretou a inexistência de indígenas no Ceará, facilitando a usurpação de seus territórios. Como estratégia de sobrevivência, os Anacé ocultaram sua identidade, deixando de falar a língua nativa e adotando elementos do catolicismo popular.

Atualmente, os Anacé ocupam 25 aldeias e são estimados em mais de 3 mil famílias. Seu território ancestral abrange aproximadamente 9.054,72 hectares nos municípios de Caucaia e São Gonçalo do Amarante (PAULINO, 2023). No entanto, apenas uma pequena parte desse território, a Reserva Indígena da Taba dos Anacé, é oficialmente reconhecida pela Fundação Nacional dos Povos Indígenas (FUNAI) e pelo Governo do Estado do Ceará (BRISSAC, 2012).

A partir da década de 1990, a instalação do Complexo Industrial e Portuário do Pecém/CIPP, intensificou os conflitos e o despojo de terras dos Anacé. Em 2006, o povo Anacé integrou o movimento indígena no Ceará, participando da Assembleia dos Povos Indígenas e ocupando a sede da FUNAI em Fortaleza para exigir a demarcação de seus territórios (FIRPO, 2013)

Em julho de 2024, uma retomada de terra do povo Anacé foi atacada por homens armados e encapuzados, que destruíram barracos e depredaram o cemitério local. Apesar da violência, as famílias Anacé retornaram à área retomada, demonstrando sua determinação em proteger seu território e sua cultura (SANTANA, 2024).

A situação do povo Anacé em Caucaia é marcada por uma contínua luta pela terra, reconhecimento e respeito à sua identidade cultural, em face de pressões econômicas e políticas que ameaçam seu modo de vida tradicional.

Desafios para a Implementação da Educação Ambiental nas Terras Anacé

Os principais desafios na implementação da Educação Ambiental nas terras indígenas do povo Anacé refletem tanto questões sociais quanto políticas e ambientais.

Iniciamos esta exposição com a falta de reconhecimento oficial da Terra Indígena Anacé pelo Estado brasileiro. Apesar das mobilizações e reivindicações, a demarcação de suas terras permanece pendente, o que compromete a autonomia e os direitos dos Anacé sobre seu território. A insegurança territorial resulta em conflitos com interesses externos, como os promovidos pelo Complexo Industrial e Portuário do Pecém/CIPP, que impactam diretamente os recursos naturais e culturais da comunidade (MEIRELES, 2012)       

A instalação do CIPP trouxe sérios impactos ambientais e sociais, como a poluição do ar e a degradação dos recursos hídricos, que afetam a saúde e o modo de vida dos Anacé (FIRPO, 2013). Esses fatores dificultam a implementação de práticas de educação ambiental, pois as condições de vida deterioradas limitam a capacidade da comunidade de participar ativamente em programas educacionais. Além disso, a exploração econômica da região gera um ambiente hostil para o desenvolvimento sustentável (NOBREGA, 2022).

A escassez de recursos financeiros e apoio institucional para promover programas de educação ambiental é um obstáculo significativo. As instituições responsáveis, como a Fundação Nacional do Índio (FUNAI), enfrentam limitações estruturais que comprometem sua capacidade de atender às necessidades educacionais das comunidades indígenas. A falta de formação específica para educadores que atuam nas terras indígenas também é um fator limitante.

Outro desafio importante é a necessidade de integração entre saberes tradicionais dos Anacé com as abordagens científicas contemporâneas em Educação Ambiental. Muitas vezes, os currículos educacionais não consideram as práticas culturais e as experiências locais, resultando em uma desconexão entre o conteúdo ensinado e a realidade vivida pelos indígenas (NOBREGA, 2022). Essa falta de relevância pode desestimular a participação da comunidade nos programas educativos.

Embora haja uma significativa mobilização comunitária e resistência por parte do povo Anacé em busca de seus direitos, as estratégias de resistência precisam ser fortalecidas para garantir que suas vozes sejam ouvidas nas discussões sobre Educação Ambiental e desenvolvimento sustentável (NOBREGA, 2022). A participação ativa da comunidade na definição das políticas educacionais é crucial para o sucesso das iniciativas.

Em resumo, os desafios na implementação da Educação Ambiental nas terras indígenas do povo Anacé são complexos e interligados. Eles exigem uma abordagem integrada que considere as especificidades culturais, sociais e ambientais da comunidade, além de um compromisso efetivo por parte do Estado para garantir os direitos territoriais dos Anacé.

Projeto Caravana Ambiental

O Projeto Caravana Ambiental é uma significativa iniciativa para promover a sustentabilidade nas comunidades indígenas, incluindo o povo Anacé. Busca aliar saberes tradicionais com práticas sustentáveis de conservação ambiental. Essa integração fortalece a identidade cultural e promove modos de vida que respeitem a natureza. As comunidades são incentivadas a compartilhar suas práticas ancestrais, que incluem técnicas de cultivo agroecológico e manejo sustentável dos recursos naturais, promovendo uma relação harmoniosa com o meio ambiente.

A Caravana Ambiental realiza também atividades educativas que visam sensibilizar as comunidades sobre a importância da conservação ambiental e da biodiversidade. Essas ações incluem oficinas, palestras e atividades práticas que envolvem crianças e adolescentes, promovendo uma cultura de preservação desde a infância. A Educação Ambiental é um pilar essencial para garantir que as futuras gerações continuem a valorizar e proteger seus territórios (CAUCAIA, 2023).

O projeto também envolve membros das comunidades em discussões sobre suas necessidades e desafios a fim de que as comunidades possam reivindicar seus direitos e participar ativamente na gestão dos recursos naturais (CAUCAIA, 2023).

Em suma, o Projeto Caravana Ambiental contribui significativamente para a criações de ações sustentáveis para o povo Anacé e outras comunidades indígenas no Brasil.

Conclusão

A Educação Ambiental nas Terras Indígenas é uma ferramenta poderosa para promover a sustentabilidade e a preservação cultural. Ao integrar saberes tradicionais com práticas educativas contemporâneas e o estabelecimento de políticas públicas de fortalecimento indígena é possível formar uma nova geração consciente da importância do meio ambiente. A implementação dessas iniciativas requer um compromisso conjunto entre as comunidades indígenas, educadores e formuladores de políticas públicas, visando garantir um futuro sustentável para todos.

A valorização dos saberes ancestrais e a promoção da Educação Ambiental são essenciais na promoção da sustentabilidade nas terras indígenas. Projetos e práticas pedagógicas que valorizam a cultura, a agrobiodiversidade e a gestão sustentável dos recursos naturais são essenciais para fortalecer a segurança alimentar, a identidade cultural e o bem-estar das comunidades indígenas). É imperativo que a Educação Ambiental seja abordada de forma integral e que considere os conhecimentos e valores dos povos indígenas, visando a construção de uma sociedade mais justa, igualitária e sustentável.

Referências 

BRISSAC, Sérgio Góes Telles. NÓBREGA, Luciana Nogueira Nóbrega. Benzedeiras Anacé: a relevância dos ritos de cura na emergência étnica de um povo indígena do Ceará. 2010. Disponível em: https://adelco.org.br/wp-content/uploads/2018/12/ac2b1d_9f59fac058c84123877621ca7c918f64.pdf  Acessado em: 03 de janeiro de 2025.

CAUCAIA. Projeto Caravana Ambiental celebra ações de sensibilização na escola indígena ANACÉ. Prefeitura Municipal de  Caucaia. 2023. Disponível em: https://www.caucaia.ce.gov.br/informa/1081/projeto-caravana-ambiental-celebra-a-es-de-sensibi Acessado em: 15 de janeiro de 2025.

FIRPO, Marcelo. Povo indígena Anacé, pescadores, agricultores e outras comunidades tradicionais lutam e resistem contra impactos negativos do Complexo Industrial e Portuário do Pecém – CIPP. Mapa de Conflitos: injustiça ambiental e saúde no Brasil. Neepes/ENSP/FIOCRUZ, 2013 Disponível em: https://mapadeconflitos.ensp.fiocruz.br/conflito/ce-povo-anace-e-desrespeitado-e-expulso-de-seu-territorio-para-construcao-do-complexo-industrial-e-portuario-do-pecem/ Acessado em: 20 de dezembro de 2024.

MACIEL, Aline Neris de Carvalho. Educação Ambiental No Âmbito Da Escola Diferenciada Da Terra Indígena Lagoa Da Encantada. Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa De Pós-Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente (PRODEMA) UFC. Aquiraz/CE 2017

MEIRELES, Jeovah; BRISSAC, Sérgio; SCHETTINO, Marco Paulo. O povo indígena Anacé e seu território tradicionalmente ocupado. Parecer Técnico N° 01/09. Cadernos do LEME, Campina Grande, vol. 4, nº 1, p. 115 – 235. Jan./Jun. 2012. Disponível em: https://adelco.org.br/wp-content/uploads/2018/06/O-povo-ind%C3%ADgena-Anac%C3%A9-e-seu-territ%C3%B3rio-tradicionalmente-ocupado-Parecer.pdf . Acessado em: 17 de novembro de 2024.

NOBREGA, Luciana Nogueira; BARBOSA, Lia Pinheiro. Uma Pedagogia das Retomadas: Ensinamentos e Aprendizagens a Partir do Povo Indígena ANACÉ. Revista da FAEEBA: Educação e Contemporaneidade,  Salvador ,  v. 31, n. 67, p. 248-267,  jul.  2022 . Disponível em: https://doi.org/10.21879/faeeba2358-0194.2022.v31.n67.p248-267  Acessado em: 09 de fevereiro de 2025.

PAULINO, Nicolas. “Escondido” até 1990 povo anace ocupa 25 aldeias sem escola indígena e com carência de saneamento. Diário do Nordeste, 2023. Disponível em: https://diariodonordeste.verdesmares.com.br/ceara/escondido-ate-1990-povo-anace-ocupa-25-aldeias-sem-escola-indigena-e-com-carencia-de-saneamento-1.3340019 . Acessado em: 18 de janeiro de 2025.

RODRIGUES, D. B; GIRARDON DOS SANTOS, D. T; LOPES, R. V. de M; SCHUCK, P. F. A Educação Ambiental como Instrumento de Proteção dos Saberes Tradicionais dos Povos Indígenas. 2017. Disponível em: https://www.uffs.edu.br/campi/cerro-largo/repositorio-ccl/anais-viii-simposio-iberoamericano-de-cooperacao-para-o-desenvolvimento-e-a-integracao-regional  Acessado em 08 de janeiro de 2025.

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SOUZA, D.C. de, SALVI, R.F. A Pesquisa Em Educação Ambiental: Um Panorama Sobre Sua Construção. – Ensaio Pesquisa em Educação em Ciências, 2012 https://doi.org/10.1590/1983-21172012140308.