MEDIILOR PERMEABILE ŞI MĂSURI DE - digilib.utcb.rodigilib.utcb.ro/repository/ccn/pdf/iancu.pdf ·...

MINISTERUL EDUCAŢIEI, CERCETĂRII ŞI TINERETULUI

UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCŢII BUCUREŞTI

FACULTATEA DE HIDROTEHNICĂ

CATEDRA DE HIDRAULICĂ ŞI PROTECŢIA MEDIULUI

IMPACTUL POLUANŢILOR FLUIZI ASUPRA

MEDIILOR PERMEABILE ŞI MĂSURI DE

RECONSTRUCŢIE ECOLOGICĂ

TEZĂ DE DOCTORAT

500

50

5

5000F1 F2 F3 F4

F5

F6

F7 F8 F9

Direcţia de migrare a poluantului

Doctorand:

prep. univ. ing. IANCU IULIAN

Conducător ştiinţific:

Prof. univ. dr. ing. VIRGIL PETRESCU

Bucureşti 2008

Cuvânt înainte 2

CUVÂNT ÎNAINTE

Impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permabile şi măsurile de reconstucţie ecologică constituie una din problemele actuale ale politicilor de mediu din întreaga lume.

Evaluarea corectă a impactului produs de contaminarea mediilor subterane cu poluanţi fluizi, evaluarea vulnerabilităţii acviferelor, întocmirea hărţilor de risc precum şi găsirea măsurilor corecte din punct de vedere tehnic şi economic reprezintă un desiderat greu de atins datorită varietăţii foarte largi a problemei.

Impactul definit ca acţiune şi influenţă asupra mediului înconjurător este comun şi inevitabil oricărei activităţi umane. Datorită diversităţii surselor de poluare a mediilor permeabile și a poluanţilor care contribuie la poluare, impactul reprezintă o mulţime de efecte identificate, posibile. În fiecare caz se vor manifesta doar o parte din acestea, și de asemenea pot apărea și forme de impact noi neidentificate, și deci necunoscute.

Măsurile de reducere a impactului datorat poluanţilor fluizi asupra mediului permeabil, sunt limitate și specifice fiecărui caz în parte.

Metodele de remediere ale mediilor permeabile subterane sunt încă într-o fază de dezvoltare. Din punct de vedere managerial, măsurile care pot fi aplicate pentru decontaminarea mediului permeabil subteran sunt limitate ele incluzând: măsuri de limitare a creşterii ariei poluate, măsuri de refacere a zonei subterane poluate și auto-remedierea, neluarea de măsuri, mizându-se pe autoepurare a mediului subteran.

Cuvânt înainte 3

La finalizarea acestei lucrări doresc să-mi exprim deosebita recunoştinţă şi respectul conducătorului ştiinţific, profesor doctor inginer Virgil Petrescu pentru sprijinul şi încrederea acordată pe parcursul elaborării tezei de doctorat, cât şi în activitatea mea profesională.

De asemenea, nu voi uita nici sprijinul deosebit acordat de profesor doctor inginer Ioan Bica și conferenţiar doctor inginer Alexandru Dimache pentru numeroasele lucrări şi studii de caz efectuate în colaborare şi pentru îndrumarea acordată pe parcursul pregătirii mele.

Aduc mulţumiri doctorului inginer Gheorghe Dimache și șefului de lucrări doctor inginer Nicolai Sîrbu pentru îndrumarea primită în probleme practice de ingineria apelor subterane.

Doresc, de asemenea, să mulţumesc tuturor profesorilor, specialiştilor şi colegilor din facultate şi de la mai multe unităţi de proiectare şi cercetare care au contribuit la formarea mea profesională.

Cuprins 4

CUPRINS

Cuvânt înainte ..................................................................................................................... 2

Cuprins ............................................................................................................................... 4

Listă figuri ........................................................................................................................... 9

Listă tabele ....................................................................................................................... 12

1. Introducere ................................................................................................................ 13

1.1. Obiectul şi conţinutul tezei .................................................................................. 13

1.2. Problematica impactului poluanţilor fluizi asupra mediului permeabil şi a reconstrucţiei ecologice ................................................................................................. 14

2. Curgere şi transport în mediul permeabil subteran ..................................................... 15

2.1. Caracteristicile apei subterane şi a mediului permeabil purtător .......................... 15

2.1.1. Apa in mediul permeabil subteran ................................................................ 15

2.1.1.1. Porozitatea ........................................................................................... 17

2.1.1.2. Porozitatea şi granulozitatea ................................................................. 18

2.1.1.3. Coeficientul de conductivitate hidraulică ............................................... 19

2.1.1.4. Transmisivitatea ................................................................................... 21

2.1.1.5. Coeficientul de înmagazinare ............................................................... 21

2.1.1.6. Drenanţa ............................................................................................... 22

2.1.2. Legi de mişcare ale apei în mediile permeabile ........................................... 23

2.1.2.1. Legea lui Darcy ..................................................................................... 23

2.1.2.2. Legea lui Darcy generalizată ................................................................ 25

2.1.2.3. Ecuaţia de continuitate ......................................................................... 25

2.1.2.4. Ecuaţia generală de mişcare a apei în medii permeabile saturate ........ 25

2.1.3. Bilanţul masic al apelor subterane ............................................................... 27

2.1.3.1. Elemente principale ale bilanţului masic ............................................... 29

2.1.3.2. Alimentarea directă ............................................................................... 29

2.1.3.3. Precipitaţii şi infiltraţia eficace ............................................................... 29

2.1.3.4. Alimentarea din apele de suprafaţă ...................................................... 29

2.1.3.5. Restituiri ............................................................................................... 30

2.1.3.6. Alimentarea indirectă ............................................................................ 30

2.1.3.7. Pierderi sau ieşiri .................................................................................. 30

2.2. Poluarea apelor subterane .................................................................................. 31

2.2.1. Surse şi agenţi de poluare a apelor subterane ............................................. 31

Cuprins 5

2.2.1.1. Surse de poluare .................................................................................. 31

2.2.1.2. Agenţi poluanţi ai apelor subterane ....................................................... 33

2.2.2. Transportul poluanţilor în mediul permeabil subteran ................................... 34

2.2.2.1. Mecanisme de transport a poluanţilor în apa subterană ........................ 34

2.2.2.2. Transportul poluanţilor miscibili cu apa ................................................. 34

2.2.2.3. Transportul poluanţilor nemiscibili cu apa ............................................. 36

2.2.2.4. Efectul de întârziere .............................................................................. 38

2.3. Calitatea apelor subterane .................................................................................. 42

2.3.1. Determinarea calităţii apelor subterane ........................................................ 42

2.3.2. Monitorizarea calităţii apelor subterane la nivel naţional .............................. 43

2.3.3. Calitatea apelor subterane la nivel naţional.................................................. 45

2.3.4. Cadru legislativ ............................................................................................ 47

3. Impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permebile şi măsuri de reducere a riscului asociat .............................................................................................................................. 49

3.1. Impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile ......................................... 49

3.1.1. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al domeniului de manifestare în mediul permeabil ................................................................................ 49

3.1.2. Clasificarea formelor de impact asupra mediilor permeabile din punct de vedere al efectelor induse .......................................................................................... 50

3.1.3. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al probabilităţii de apariţie şi a duratei de manifestare ............................................................................ 50

3.1.4. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al legăturii cauză-efect 51

3.2. Măsuri de reducere a impactului asupra mediilor permeabile ............................. 51

3.3. Conceptul de evaluare a riscului ......................................................................... 52

3.3.1. Aspecte generale ......................................................................................... 52

3.3.2. Natura şi dimensiunile riscului. Tipuri şi surse de risc .................................. 53

3.3.3. Delimitarea corectă a zonei supuse studiului ............................................... 54

3.3.4. Evaluarea riscului ecologic .......................................................................... 54

3.3.4.1. Identificarea şi analiza riscului pentru accidente majore ....................... 54

3.3.4.2. Metodologia generala pentru evaluarea calitativa a riscului .................. 57

3.4. Evaluarea abordării analizei de risc pe bază de măsurători şi modele ................ 58

3.4.1. Scopurile specifice evaluărilor de risc .......................................................... 58

3.4.2. Vulnerabilitatea mediilor permeabile ............................................................ 59

3.4.2.1. Metode de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor cu indecşi .............. 60

3.4.2.2. Metode care includ programe de simulare, de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor ........................................................................................ 62

3.4.2.3. Metode statistice de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor ................ 63

3.4.3. SIG şi harţile de vulnerabilitate .................................................................... 63

3.5. Managementul riscului ........................................................................................ 65

Cuprins 6

3.5.1. Elemente fundamentale ............................................................................... 65

3.5.2. Evitarea riscului ........................................................................................... 66

3.5.3. Controlul riscului .......................................................................................... 66

3.5.4. Micşorarea riscului ....................................................................................... 66

3.5.5. Măsuri preventive de siguranţă .................................................................... 67

4. Reconstrucţia ecologică a mediilor permeabile .......................................................... 69

4.1. Caracterizarea mediului subteran ....................................................................... 69

4.1.1. Etapele caracterizării mediului subteran ...................................................... 70

4.1.2. Caracterizarea zonei contaminate în vederea alegerii sistemului de remediere .................................................................................................................... 71

4.1.2.1. Caracterizarea zonei ............................................................................. 71

4.1.2.2. Caracterizarea poluanţilor ..................................................................... 71

4.1.3. Metode de caracterizare a mediului subteran .............................................. 75

4.1.3.1. Investigaţii hidrogeologice..................................................................... 75

4.1.3.2. Foraje de monitorizare .......................................................................... 75

4.1.3.3. Metode de caracterizare a structurii geologice ...................................... 76

4.1.3.4. Metode de colectare a datelor .............................................................. 78

4.1.3.5. Metode geofizice .................................................................................. 79

4.1.3.6. Metoda trasorilor ................................................................................... 79

4.1.3.7. Studii de caracterizare a mediului subteran contaminat ........................ 80

4.2. Stabilirea nivelului remedierii .............................................................................. 81

4.3. Remedierea mediilor permeabile ........................................................................ 83

4.3.1. Metode de remediere in-situ ........................................................................ 84

4.3.1.1. Izolarea zonei poluate ........................................................................... 84

4.3.1.2. Bariere reactive .................................................................................... 86

4.3.1.3. Pomparea şi tratarea la suprafaţă a apei poluate .................................. 87

4.3.1.4. Metode termice de tratare ..................................................................... 88

4.3.1.5. Sisteme de aspiraţie a vaporilor din subteran ....................................... 90

4.3.1.6. Barbotarea cu aer ................................................................................. 94

4.3.1.7. Metode chimice de tratare in-situ .......................................................... 94

4.3.1.8. Bioremedierea in situ ............................................................................ 96

4.3.1.9. Bioventilarea ......................................................................................... 99

4.3.1.10. Tehnici complementare ........................................................................ 99

4.3.2. Metode de remediere ex-situ ..................................................................... 104

4.4. Monitorizarea mediului subteran ....................................................................... 105

5. Modelarea matematică a curgerii apei subterane şi a transporului de poluanţi în mediul permeabil subteran ......................................................................................................... 109

5.1. Noţiuni generale privind modelarea matematică ............................................... 109

Cuprins 7

5.2. Metode analitice şi numerice pentru modelarea transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran ...................................................................................................... 110

5.2.1. Metode analitice ........................................................................................ 110

5.2.2. Metoda diferenţelor finite ........................................................................... 113

5.2.3. Metoda elementului finit ............................................................................. 114

5.3. Modele de curgere a apei subterane şi a transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran ...................................................................................................... 117

5.3.1. Generalităţi ................................................................................................ 117

5.3.2. Modele de curgere a apei şi de transport a poluanţilor în mediile permeabile .. .................................................................................................................. 118

5.3.2.1. MODFLOW ......................................................................................... 119

5.3.2.2. MT3D ................................................................................................. 121

5.3.2.3. FEMWATER ....................................................................................... 123

5.3.3. Modele de calcul utilizate în remedierea mediilor permeabile contaminate 126

5.3.3.1. Natural Attenuation Software .............................................................. 126

5.3.3.2. Bioscreen – Natural Attenuation Decizion Support System ................. 127

5.3.3.3. SEAM3D – Sequential Electron Acceptor Model, 3 Dimensional ........ 128

5.3.4. Programe de calcul utilizate în modelarea curgerii apei subterane şi a transportului de poluanţi ........................................................................................... 128

5.3.4.1. GMS – Groundwater Modeling System ............................................... 128

5.3.4.2. Visual Modflow ................................................................................... 130

5.3.4.3. FEFLOW ............................................................................................ 130

5.3.4.4. Sutra ................................................................................................... 131

5.3.4.5. SWMS_3D .......................................................................................... 131

5.3.4.6. Concluzii referitoare la programele de calcul ...................................... 131

5.3.5. Modelarea curgerii apei subterane prin mediul permeabil cu ajutorul programului de calcul InfilDIL ................................................................................... 132

6. Studii de caz ............................................................................................................ 135

6.1. Studiul I – Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona platformei industriale şi a batalului de reziduuri organice S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea ....................... 135

6.1.1. Introducere ................................................................................................ 135

6.1.2. Date de bază ............................................................................................. 135

6.1.2.1. Condiţii geomorfologice şi geotehnice................................................. 135

6.1.2.2. Condiţii hidrogeologice ....................................................................... 136

6.1.3. Date privind chimismul apelor subterane din zonă ..................................... 137

6.1.4. Modelarea curgerii subterane şi a transportului de poluanţi ....................... 138

6.1.4.1. Procurarea datelor de bază necesare efectuării studiului .................... 138

6.1.4.2. Stabilirea domeniului de calcul ........................................................... 138

6.1.4.3. Discretizarea domeniului studiat ......................................................... 139

6.1.4.4. Precizarea condiţiilor de margine ........................................................ 139

Cuprins 8

6.1.4.5. Analiza datelor de intrare şi precizarea valorilor de calcul ................... 140

6.1.4.6. Calibrarea modelului de curgere a apelor subterane........................... 142

6.1.4.7. Modelarea transportului poluanţilor în apa subterană ......................... 142

6.1.5. Evoluţia concentraţiei poluanţilor in acviferul freatic din zona studiată ....... 142

6.1.5.1. Dispersia clorurilor în apa subterană .................................................. 143

6.1.5.2. Dispersia CCO-Cr în apa subterană ................................................... 144

6.1.5.3. Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice ........................................................................................................... 145

6.1.5.4. Influenţa depozitului de şlam asupra evoluţiei dispersiei poluanţilor din zona batalului de reziduuri organice ..................................................................... 147

6.1.6. Concluzii .................................................................................................... 148

6.2. Studiu II – Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona iazului de decantare AURUL Baia Mare ....................................................................................................... 150

6.2.1. Introducere ................................................................................................ 150

6.2.2. Date de bază ............................................................................................. 150

6.2.2.1. Caracteristicile constructive ale iazurilor ............................................. 150

6.2.2.2. Date topografice ................................................................................. 150

6.2.2.3. Date climatice şi hidrologice ............................................................... 151

6.2.2.4. Date hidrogeologice ............................................................................ 151

6.2.3. Modelarea curgerii subterane şi a transportului de poluanţi ....................... 151

6.2.3.1. Stabilirea ipotezelor de calcul ............................................................. 151

6.2.3.2. Discretizarea domeniului de mişcare al apei subterane ...................... 151

6.2.3.3. Calarea modelului ............................................................................... 152

6.2.3.4. Evoluţia dispersiei poluanţilor în apa subterană .................................. 154

6.2.4. Variante analizate şi rezultate obţinute ...................................................... 154

6.2.4.1. Variante analizate şi rezultate obţinute privind dispersia poluanţilor în apa subterană proveniţi din cele trei iazuri: Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul 160

6.2.5. Concluzii .................................................................................................... 164

6.3. Studiul III – Evaluarea potențialului de atenuare naturală a unui acvifer contaminat cu produse petroliere ................................................................................................... 166

6.3.1. Introducere ................................................................................................ 166

6.3.2. Atenuarea naturală. Timpul de remediere .................................................. 166

6.3.3. Date de bază necesare evaluării potenţialului de atenuare naturală şi estimării timpului de remediere ................................................................................ 168

6.3.4. Estimarea timpului de remediere ............................................................... 171

6.3.5. Concluzii .................................................................................................... 172

7. Concluzii .................................................................................................................. 174

7.1. Elemente originale ale tezei .............................................................................. 175

7.2. Direcţii de cercetare pentru viitor ...................................................................... 176

Bibliografie ...................................................................................................................... 177

Listă figuri 9

LISTĂ FIGURI

Figura 2.1 – Ciclul apei în natură ....................................................................................................... 16

Figura 2.2 – Forme de mişcare ale apei subterane ........................................................................... 16

Figura 2.3 – Apa în sol ....................................................................................................................... 17

Figura 2.4 – Curbă granulometrică ..................................................................................................... 19

Figura 2.5 – Schema de studiu pentru legea Darcy: a)situaţia reală; b)schema de studiu ............... 23

Figura 2.6 – Poluarea datorită scurgerilor din rezervoarele de stocare subterane şi supraterane .... 32

Figura 2.7 – Izoterma liniară, Freundlich şi Langmuir ........................................................................ 39

Figura 2.8 – Inter-influenţa dintre advecţie, dispersie hidrodinamică şi sorţie (sursă continuă) ........ 40

Figura 2.9 – Inter-influenţa dintre advecţie, dispersie hidrodinamică şi sorţie (sursă intermitentă) ... 40

Figura 3.1 – Diagramă de evaluare probabilitate (p) – gravitate (g) .................................................. 56

Figura 3.2 – Schemă bază de date geospaţială asociată unui acvifer............................................... 64

Figura 4.1 – Fazele generale ale unei metode de caracterizare sau program de evaluarea a mediilor subterane poluate ............................................................................................................................... 72

Figura 4.2 – Caracterizarea zonei contaminate pentru alegerea sistemului de remediere ............... 74

Figura 4.3 – Schema unui puţ de monitorizare .................................................................................. 76

Figura 4.4 – Burghiu spiralat cu tijă solidă şi burghiu tubular ............................................................ 77

Figura 4.5 – Costuri vs. nivel de remediere ....................................................................................... 81

Figura 4.6 – Implementarea soluţiilor de remediere (Bica I.) ............................................................. 84

Figura 4.7 – Sistem de ecranare ........................................................................................................ 85

Figura 4.8 – Izolarea hidraulică a zonei contaminate ......................................................................... 86

Figura 4.9 – Ecran permeabil reactiv ................................................................................................. 87

Figura 4.10 – Schema tehnicii de remediere prin injectarea aburului ................................................ 89

Figura 4.11 – Evaluarea eficienţei metodei SVE ................................................................................ 91

Figura 4.12 – Utilizarea sistemelor SVE fără măsuri de depresionare a pânzei freatice ................... 92

Figura 4.13 – Folosirea combinată a sistemelor SVE cu puţuri de depresionare a pânzei freatice .. 92

Figura 4.14 – Drenuri de echipare a sistemelor SVE ......................................................................... 93

Figura 4.15 – Schema de principiu a barbotării ................................................................................. 94

Figura 4.16 – Schema tratării chimice a zonelor poluate ................................................................... 95

Figura 4.17 – Schema tehnologii de spălare a mediului subteran ..................................................... 96

Figura 4.18 – „Triunghiul” bioremedierii ............................................................................................. 97

Figura 4.19 – Schema tehnologii de tratare prin bioremediere .......................................................... 98

Figura 4.20 – Schema de aplicare a bioventilării (Bica I.) .................................................................. 99

Figura 4.21 – Fluxul tehnologic al proceselor de tratare „ex situ” (Bica I.)....................................... 104

Listă figuri 10

Figura 4.22. – Realizarea şi aplicarea planului de monitorizare ...................................................... 107

Figura 5.1. – Soluţia analitică a ecuaţiei de dispersie – cazul unidimensional ................................ 111

Figura 5.2. – Programele de calcul a soluţiei numerice şi analitice a ecuaţiei de dispersie – cazul unidimensional .................................................................................................................................. 112

Figura 5.3. – Metoda diferenţelor finite - reţea de noduri ................................................................. 113

Figura 5.4. – Metoda elementelor finite – element finit .................................................................... 116

Figura 5.5. – Realizarea şi aplicarea unui model de poluare a mediului permeabil subteran ......... 117

Figura 5.6. – Schema folosită pentru discretizarea în diferenţe finite de MODFLOW ..................... 120

Figura 5.7. – Natural Attenuation Software – caracterizarea amplasamentului din punct de vedere hidrogeologic .................................................................................................................................... 126

Figura 5.8. – Componentele SEAM3D (roşu), care includ modulele MT3DMS (albastru) şi modulele de biodegradare şi transformare NAPL (portocaliu) ......................................................................... 128

Figura 5.9. – Modelarea suprafeţelor cu TINs .................................................................................. 128

Figura 5.10. – Modelarea cu solide .................................................................................................. 129

Figura 5.11. – Discretizarea domeniului cu 3D Mesh ...................................................................... 129

Figura 5.12. – Utilizarea 3D grid-ului ................................................................................................ 130

Figura 5.13. – Interfaţă program InfilDIL 3.0 (declararea nodurilor din discretizare) ....................... 133

Figura 5.14. – Interfaţă program InfilDIL 3.0 (discretizare model plan-vertical) ............................... 133

Figura 6.1. – Plan de situaţie platforma OLTCHIM Râmnicu Vâlcea ............................................... 136

Figura 6.2. – Regimul de mişcare al apelor subterane – distribuţia hidroizohipselor ...................... 136

Figura 6.3. – Discretizarea domeniului de calcul ............................................................................. 139

Figura 6.4. – Concentraţia clorurilor din apa subterană la nivelul anului 2005 ................................ 143

Figura 6.5. – Evoluţia concentraţia clorurilor din apa subterană prognozată pentru anul 2010 ...... 143

Figura 6.6. – Evoluţia concentraţia clorurilor din apa subterană prognozată pentru anul 2015 ...... 144

Figura 6.7. – Concentraţia CCO-Cr din apa subterană la nivelul anului 2005 ................................. 144

Figura 6.8. – Evoluţia concentraţia CCO-Cr din apa subterană prognozată pentru anul 2010 ....... 145

Figura 6.9. – Evoluţia concentraţia CCO-Cr din apa subterană prognozată pentru anul 2015 ....... 145

Figura 6.10. – Evoluţia concentraţiilor de HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice, după 5 ani ......................................................................................................................... 146

Figura 6.11. – Evoluţia concentraţiilor de HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice, după 10 ani ....................................................................................................................... 146

Figura 6.12. – Evoluţia concentraţiilor de HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice, după 15 ani ....................................................................................................................... 147

Figura 6.13. – Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice sub influenţa depozitului de şlamuri clorosodice, după 5 ani ................................................................................ 147

Figura 6.14. – Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice sub influenţa depozitului de şlamuri clorosodice, după 10 ani .............................................................................. 148

Figura 6.15. – Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice sub influenţa depozitului de şlamuri clorosodice, după 5 ani ................................................................................ 148

Figura 6.16. – Plan general cu amplasamentul iazurilor .................................................................. 150

Figura 6.17. – Model matematic – discretizarea domeniului de mişcare al apelor subterane ......... 152

Figura 6.18. – Distribuţia hidroizohipselor în regim natura şi în regim modificat prin realizarea celor trei iazuri ........................................................................................................................................... 153

Listă figuri 11

Figura 6.19. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală .................................................................................................................................. 155

Figura 6.20. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010 .......................................................................................................................................... 156

Figura 6.21. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015 .......................................................................................................................................... 156

Figura 6.22. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală .............................................................................................................................................. 157

Figura 6.23. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010 .......................................................................................................................................................... 157

Figura 6.24. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015 .......................................................................................................................................................... 158

Figura 6.25. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală .............................................................................................................................................. 158

Figura 6.26. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010 .......................................................................................................................................................... 159

Figura 6.27. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015 .......................................................................................................................................................... 159

Figura 6.28. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, situaţia actuală 160

Figura 6.29. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, anul 2010 ........ 161

Figura 6.30. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, anul 2015 ........ 161

Figura 6.31. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, situaţia actuală .... 162

Figura 6.32. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2010 ............ 162

Figura 6.33. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2015 ............ 163

Figura 6.34. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, situaţia actuală ..... 163

Figura 6.35. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2010 ............. 164

Figura 6.36. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2015 ............. 164

Figura 6.37. – Conceptualizarea problemei estimării timpului de remediere ................................... 167

Figura 6.38. – Procesele fizico-chimice şi biologice în cazul atenuării naturale a hidrocarburilor petroliere (US-EPA) .......................................................................................................................... 168

Figura 6.39. – Amplasarea forajelor de monitorizare pentru evaluarea performanţelor atenuării naturale ............................................................................................................................................. 169

Figura 6.40. – Zonele de biodegradare ale panei de poluare în cazul atenuării naturale ................ 170

Figura 6.41. – Scema de aplicare a Natural Attenuation Software .................................................. 172

Listă tabele 12

LISTĂ TABELE

Tabel 2.1 - Conductivitatea şi permeabilitatea pentru diferite tipuri de sol ........................................ 20

Tabel 2.2 – Elementele bilanţului uni strat acvifer .............................................................................. 28

Tabel 2.3 – Elementele bilanţului unui strat acvifer ţinând cont de infiltraţia efectivă ........................ 28

Tabel 3.1 – Metode de cuantificare a vulnerabilităţii unui acvifer ...................................................... 59

Tabel 3.2 – Comparaţie între principalele metode de cuantificare a vulnerabilităţii ........................... 63

Tabel 3.3 – Comparaţie între principalele soluţii SIG ......................................................................... 65

Tabel 4.1 – Etapele caracterizării mediului subteran ......................................................................... 70

Tabel 4.2 – Descrierea structurii hidrogeologice a mediului subteran ............................................... 73

Tabel 4.3 – Caracterizarea poluanţilor mediului subteran.................................................................. 74

Tabel 4.4 – Tipuri de trasori ............................................................................................................... 80

Tabel 4.5 – Avantaje şi dezavantaje atingerii diverselor niveluri de remediere ................................. 82

Tabel 4.6 - Metode de remediere ale mediilor permeabile subterane contaminate ........................... 83

Tabel 4.7 – Amplasare puţuri de aspiraţie ......................................................................................... 93

Tabel 4.8 – Avantajele şi dezavantajele principalelor metode de remediere in-situ (după Bica I.) . 101

Tabel 5.1 – Comparaţie între principalele pachete software de modelare a curgerii şi transportului de poluanţi ............................................................................................................................................. 132

Tabel 6.1 – Caracterizarea fizico-chimică a apei freatice recoltate din forajele platformei chimice (mg/l) ................................................................................................................................................ 140

Tabel 6.2 – Concentraţia HCH măsurată în zona din exteriorul batalului de reziduuri organice (mg/l) .......................................................................................................................................................... 141

Tabel 6.3 – Concentraţia clorurilor şi încărcării organice (CCO-Cr) din zona batalului de reziduuri organice (mg/l) .................................................................................................................................. 141

Tabel 6.4 – Factorii fizico-chimici şi biologici care influenţează atenuarea naturală ....................... 169

Tabel 6.5 – Zonele de biodegradare ale panei de poluare .............................................................. 170

Capitolul 1 – Introducere 13

1. INTRODUCERE

1.1. OBIECTUL ŞI CONŢINUTUL TEZEI

Obiectul prezentei teze de doctorat îl constituie evidenţierea impactului generat de contaminarea cu poluanţi fluizi, stabilirea unei metodologii de reconstrucţie ecologică a mediilor permeabile subterane precum şi prezentarea a trei studii de caz sugestive pentru problema abordată.

Lucrarea e structurată pe 7 capitole şi conţine 180 pagini, 88 figuri, 20 tabele, 126 ecuaţii numerotate precum şi bibliografia utilizată la elaborarea sa.

În capitolul 1 se face prezentarea generală a conţinutului tezei şi se justifică oportunitatea lucrări.

Capitolul 2 este destinat expunerii caracteristicilor apei subterane şi a mediului purtător, a metodelor şi tehnicilor experimentale pentru determinarea bilanţului de apă, şi prezentării surselor şi mecanismelor de transport a poluanţilor în mediul permeabil subteran. În ultima parte a capitolului 2 se face o scurtă trecere în revistă a calităţii apelor subterane la nivel naţional precum şi cadrul legislativ existent în domeniu.

În capitolul 3 se prezintă principalele forme de impact a poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile şi măsurile de reducere a vulnerabilităţii acestora la poluare. De asemenea, în capitolul 3 se prezintă şi principalele metode de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor, precum şi principalele programe SIG utilizate în realizarea hărţilor de vulnerabilitate.

În capitolul 4 se prezintă etapele şi metodele de caracterizare a mediului subteran, metodele şi tehnicile de remediere a mediilor permeabile şi câteva elemente de monitorizare a mediului subteran.

În capitolul 5 se expune formularea matematică a problemelor de curgere şi transport în mediul permeabil. Ultima parte a capitolului 5 este destinată prezentării modelelor şi a programelor de modelare a curgerii apei subterane şi de transport a poluanţilor în mediul permeabil subteran.

Se prezintă elementele unui model numeric şi se descriu metodele de rezolvare a problemelor de curgere şi transport în mediile permeabile.

Capitolul 6 este destinat prezentării a trei studii de caz, şi anume:

Capitolul 1 – Introducere 14

Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona platformei industriale şi a batalului de reziduuri organice aparţinând S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea.

Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona iazului de decantare Aurul Baia Mare.

Evaluarea potențialului de atenuare naturală a unui acvifer contaminat cu produse petroliere.

În capitolul 7, cel al concluziilor, se prezintă o sinteză a lucrării, evidenţiindu-se contribuţiile autorului. De asemenea, se fac propuneri privind dezvoltările ulterioare ale unor elemente ale tezei.

Bibliografia de la sfârşitul tezei cuprinde lucrările consultate, precum şi lucrările elaborate de autor pe parcursul activităţii sale de doctorat, didactice şi profesionale.

1.2. PROBLEMATICA IMPACTULUI POLUANŢILOR FLUIZI ASUPRA MEDIULUI PERMEABIL ŞI A RECONSTRUCŢIEI ECOLOGICE

Poluarea apelor subterane reprezintă una dintre problemele actuale ale politicilor de mediu în întreaga lume. Măsurile de remediere şi protecţie iniţiate sunt limitate, în multe cazuri ele au eşuat neatingând eficienţa scontată, datorită următoarele constrângeri:

costurile exagerate necesare remedierii; eşecul caracterizării stratelor acvifere poluate, prin inadecvarea

metodelor folosite; ineficienţa aplicării unor metode şi tehnologii tradiţionale de depoluare; eşecul remedieri prin inadecvarea nivelurilor impuse; timpul relativ îndelungat necesar remedierii.

US-EPA a dezvoltat o serie de criterii care privesc: caracterizarea stratelor acvifere poluate, monitorizarea evoluţiei poluării, politici şi constrângeri în stabilirea nivelului depoluării, parametri de analiză a fezabilităţii diverselor tehnologii ce pot fi aplicate, criterii de dimensionare ai tehnicilor de remediere adoptate.

Ameliorarea din punct de vedere cantitativ şi calitativ a impactului poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile, este o problemă de actualitate, iar atingerea acestui deziderat se poate face doar prin luarea unor măsuri corecte din punct de vedere tehnic şi economic de reconstrucţie ecologică.

În România nu a fost elaborată o cartare completă cu locaţiile şi sursele de contaminare şi totodată nu sunt dezvoltate proceduri, strategii, metodologii pentru tratarea coerentă, unitară conforme specificului acestei probleme.

În România nu există o unitate specializată capabilă să dezvolte şi să rezolve în întregul ei problema poluării unui acvifer, de la definirea acesteia până la implementarea soluţiilor de remediere, respectiv post remediere. Nu sunt dezvoltate metodologii, normative, ghiduri prin care să se coordoneze unitar această activitate, cu atât mai mult nu sunt aplicate principiile celor mai bune tehnologii disponibile în acest domeniu, concept impus prin legislaţia actuală.

Capitolul 2 – Curgere şi transport în mediul permeabil subteran 15

2. CURGERE ŞI TRANSPORT ÎN MEDIUL PERMEABIL SUBTERAN

2.1. CARACTERISTICILE APEI SUBTERANE ŞI A MEDIULUI PERMEABIL PURTĂTOR

2.1.1. Apa in mediul permeabil subteran

Mediul permeabil este definit ca un corp solid care conţine spaţii libere - pori - de dimensiuni variabile, dispuse într-o formă indefinită, prin care poate circula fluidul. Spaţiile libere din mediul permeabil pot avea dimensiuni cuprinse de la mărimea spaţiilor intermoleculare până la caverne.

Hidrodinamica curgerii prin medii permeabile este influenţată substanţial de proprietăţile geometrice ale matricei solide, între care cele mai importante sunt: porozitatea efectivă, suprafaţa specifică, mărimea porilor, tortuozitatea. Definirea cantitativă a acestor proprietăţi prezintă dificultăţi în special datorită ineficienţei în stabilirea geometriei mediului poros.

Cu privire la porii pământurilor au fost stabilite o serie de clasificări. De exemplu clasificarea lui Manegold, are în vedere efectul dimensiunilor porilor asupra dinamicii fluidului [1]. Conform acestei clasificări porii se împart în:

goluri, care se caracterizează prin faptul că pereţii acestora nu au efecte semnificative asupra fenomenelor hidrodinamice;

capilare, în care se manifestă forţele de acţiune capilară;

spaţii tensionate, în care se manifestă acţiunea forţelor moleculare asupra fluidului.

Abordările recente în studiul mediului permeabil se bazează pe introducerea conceptului statistic privind distribuţia matricei solide, determinând valoarea medie a unor măsurători succesive, utilizând teoria mecanicii statistice.

De reţinut că mediul permeabil reprezintă o matrice solidă dezvoltată spaţial care prezintă goluri interconectate distribuite continuu în faza solidă. Fluidul care circulă prin spaţiile interconectate este privit de asemenea ca un mediu continuu.


Cunoaşterea condiţiilor în care se găseşte şi se deplasează apa în pământuri şi alte medii permeabile, se bazează pe cunoaşterea parametrilor hidraulici care caracterizează aceste medii.

Apa subterană este una din formele în care se găseşte apa pe parcursul ciclului ei în natură (vezi figura 2.1). Cea mai mare parte din apa care circulă sub pământ provine din apa care se află la suprafaţa pământului şi se infiltrează prin pori şi crăpături ale pământului. Apa subterană ocupă sau se mişcă în golurile care există între particulele pământului. La acest fenomen participă un complex în două faze: faza solidă, pământul şi faza lichidă, apa. În zonele de suprafaţă se adaugă, de cele mai multe ori, ca a treia fază, aerul.

Figura 2.1 – Ciclul apei în natură

Mişcarea apei subterane are caractere diverse, variind cu natura rocii şi gradul său de tectonizare. Se deosebesc două tipuri caracteristice [2]:

Mişcarea printr-un sistem reticular de canale, format din falii, fisuri sau chiar galerii subterane (peşteri), în care apele pot forma mici cursuri de apă.

Mişcarea prin golurile dintre granule din care sunt formate majoritatea rocilor, goluri care comunică între ele, formând un sistem complex de canalicule, de diametre variabile, însa foarte mici, într-un cuvânt mişcarea printr-un mediu poros.

Figura 2.2 – Forme de mişcare ale apei subterane


În pământ apa există sub diverse forme: apă legată chimic; apă peliculară, fixată pe suprafaţa granulelor prin adsorbţie; apă capilară, reţinută în pori prin acţiunea forţelor capilare; apă liberă sau gravitaţională, care se poate mişca liber sub acţiunea forţelor externe.

Figura 2.3 – Apa în sol

Factorii fizici care influenţează mişcarea apei subterane sunt proprietăţile apei şi ale pământului şi cele determinate de interacţiunea celor două faze.

Parametrii hidraulici care caracterizează mediile permeabile sunt: porozitatea efectivă (eficace), coeficientul de conductivitate hidraulică, transmisivitatea, coeficientul de înmagazinare şi drenanţă.

2.1.1.1. Porozitatea

Termenul de por, indică acea parte a pământurilor care nu conţine fază solidă. Volumul relativ al porilor se numeşte porozitate. Porozitatea este definită ca raportul între volumul porilor dintr-o probă de pământ şi volumul total aparent al probei:

p

T

Vn

V (2.1)

Înmulţind cu 100 relaţia (2.1) se obţine exprimarea porozităţii în procente. Volumul porilor este legat de volumul fazei solide prin indicele golurilor :

p

s

Ve

V (2.2)

1 1

T p sV V V

n ee n

n e

(2.3)

Porozitatea depinde de compoziţia, structura şi textura solului. Din punct de vedere al compoziţiei solurilor, acestea sunt alcătuite din particule minerale şi organice. Structura unui sol este dată de distribuţia granulometrică şi de forţele de natură electrostatică.


Porozitatea eficace reprezintă acea parte a porilor care participă efectiv la curgerea apei. Se defineşte ca raport între volumul de apă gravitaţională care poate fi conţinută de un volum de mediu poros în stare de saturaţie şi eliberată prin drenare şi volumul total al probei.

Wme

T

Vn

V (2.4)

Porozitatea eficace este dependentă de mărimea moleculelor ce sunt transportate comparativ cu mărimea căilor de legătură dintre pori. La argile porozitatea eficace este semnificativ mai mică decât porozitatea totală, în timp ce la nisipuri cele două valori sunt compatibile. În compensaţie se foloseşte noţiunea de capacitate de reţinere definită ca raportul între volumul de apă imobilă şi volumul total al probei:

Wimim

T

Vn

V (2.5)

În general cu cât dimensiunea granulelor este mai mică cu atât porozitatea eficace scade şi creşte capacitatea de reţinere.

Între porozitate, porozitatea efectivă şi coeficientul de reţinere există relaţia:

e rn n n (2.6)

Porozitatea poate avea o serie de componente, cu semnificaţie hidrogeologică distinctă, dependente în primul rând de tipul pământului sau al rocii: porozitate intergranulară, porozitate intragranulară, porozitate determinată de fisuri etc.

2.1.1.2. Porozitatea şi granulozitatea

Dacă un mediu poros teoretic ar fi format din sfere de acelaşi diametru, se poate demonstra că există şase cazuri posibile de aranjare a sferelor învecinate, obţinându-se porozităţile 26%, 30%, 40%, 48%.

În cazul sferelor de mărimi diferite porozitatea este întotdeauna mai mică pentru că sferele mici vor ocupa spaţiul dintre sferele mari.

Pentru particulele nesferice, tendinţa de scădere a porozităţii este compensată de neregularităţile de formă ale particulelor. Pentru mediile poroase neconsolidate se poate analiza, prin cernere, compoziţia granulometrică a materialului respectiv.

Se numeşte curbă granulometrică, graficul care reprezintă variaţia procentului (în volume sau greutate) din particulele care traversează o sită cu ochiuri de diametru dat [3].

Se numeşte diametru eficace (d10) dimensiunea pentru care 10% din elementele mediului sunt mai mici decât d10.

Pentru o secţiune a mediului poros se poate defini porozitatea de suprafaţă totală

s

Suprafaţa porilorn

Suprafaţa totală (2.7)


Dacă distribuţia mărimii porilor este aleatoare, porozitatea de suprafaţă este independentă de orientarea suprafeţei studiate şi are aceeaşi valoare cu porozitatea de volum.

Suprafaţa specifică (Ssp) este definită ca:

sp

Suprafaţa totală a golurilorS

Volumul total al mediului (2.8)

şi variază foarte mult de la un mediu la altul, fiind cu atât mai mare cu cât mediul este mai divizat (mai fin).

Figura 2.4 – Curbă granulometrică

Curba granulometrică a unui pământ se obţine prin operaţii de cernere şi cântărire, rezultatul reprezentându-se pe o diagramă ca în figura 1.6. Pe abscisă sunt trecute diametrele, iar pe ordonată procentul în greutate, al particulelor mai mici decât dimensiunea indicată pe abcisă. Cu cât curba granulometrică este mai apropiată de o dreaptă paralelă cu ordonata, cu atât pământul este mai uniform. Uniformitatea unui pământ se apreciază cu ajutorul coeficientului de uniformitate dat de relaţia:

60

10

dU

d (2.9)

în care este dimensiunea particulei solide care corespunde pe curba

granulometrică procentului de 60%.

2.1.1.3. Coeficientul de conductivitate hidraulică

Coeficientul de conductivitate hidraulică (coeficientul de permeabilitate) se defineşte prin volumul de apă liberă care străbate în unitatea de timp o unitate de suprafaţă a unei secţiuni din mediul permeabil sub un gradient hidraulic unitar [4].

Coeficientul de permeabilitate are dimensiunile unei viteze şi se exprimă în mod curent în cm/zi sau m/zi.

Permeabilitatea mediului poros, definită prin coeficientul de permeabilitate este o caracteristică fizică a mediului, care exprimă capacitatea acestuia de a fi străbătut de apă.

60d


Factorii care influenţează coeficientul de permeabilitate sunt:

proprietăţile mediului poros;

proprietăţile lichidului.

Iniţial, coeficientul de permeabilitate a fost considerat constant, depinzând numai de proprietăţile mediului poros. Cercetări ulterioare au arătat că acest coeficient variază cu temperatura, rezultând deci dependenţa şi de proprietăţile fluidului, implicit vâscozitatea şi greutatea specifică [2]. Coeficientul de permeabilitate este direct proporţional cu greutatea specifică a fluidului, şi invers proporţional cu vâscozitatea. Coeficientul de permeabilitate trebuie privit ca o caracteristică globală atât a mediului permeabil cât şi a lichidului care îl străbate, motiv pentru care este numit coeficient de permeabilitate intrinsec (ki):

i

kk (2.10)

unde: k - este coeficientul de permeabilitate;

- vâscozitatea fluidului;

- greutatea specifică a fluidului.

În cazul apei, greutatea specifică variază foarte puţin cu temperatura sau presiunea, în timp ce vâscozitatea descreşte rapid atunci când temperatura creşte, conform relaţiei:

2

0,0178

1 0,0337 0,000221t t (2.11)

Influenţa temperaturi asupra coeficientului de permeabilitate joacă un rol foarte important în determinările de laborator ale permeabilităţii [1].

Tabel 2.1 - Conductivitatea şi permeabilitatea pentru diferite tipuri de sol

Tipul de rocă sau de material Conductivitate

hidraulică k (m/zi)

Permeabilitate

intrinsecă ki (m2)

Argile

Mâluri aluvionare (silţuri)

Nisipuri

Pietrişuri

Şisturi argiloase , marne

Marne fracturate şi erodate

Gresie bine cimentată

Gresie friabilă

Sare

Anhidrite

Roci metamorfice nefracturate

Roci metamorfice fracturate

10-7

– 10-3

10-4

- 10

10-3

– 102

10-2

– 102

10-8

– 10-4

10-4

– 10

10-5

– 10-2

10-3

– 10

10-10

– 10-8

10-7

– 10-6

10-9

– 10-5

10-5

– 10-1

10-19

– 10-15

10-16

- 10-12

10-14

– 10-9

10-10

– 10-7

10-8

– 10-4

10-16

– 10-12

10-17

– 10-14

10-15

– 10-12

10-22

– 10-20

10-19

– 10-18

10-21

-10-17

10-17

– 10-13

Mediul poros influenţează coeficientul de permeabilitate prin următorii factori:


porozitatea efectivă

Între porozitatea efectivă (n’) şi coeficientul de permeabilitate (k) există relaţia următoare, dată de Beers:

'n k (2.12)

Relaţia este acceptată in domeniul k<1000 cm/zi.

suprafaţa specifică

Permeabilitatea unui pământ are o variaţie invers proporţională cu pătratul suprafeţei specifice a mediului şi este puternic influenţat de prezenţa fracţiunilor fine, fapt care explică rezultatele uneori eronate la determinarea permeabilităţii numai pe baza granulometriei.

mărimea granulelor

Coeficientul de permeabilitate este funcţie de pătratul diametrului granulelor din care este constituit mediul poros, conform relaţiei:

2k c d (2.13)

Luând în considerare influenţa factorilor, forma generală de exprimare a coeficientului de permeabilitate este o funcţie dependentă de mai mulţi factori:

( , , , )k f d s n t (2.14)

2.1.1.4. Transmisivitatea

Transmisivitatea reprezintă produsul între coeficientul de permeabilitate şi grosimea stratului acvifer:

2( / )T a k m zi (2.15)

Acest parametru a fost acceptat, problemele întâlnite în mod curent în practică, admiţând ipoteza cu privire la cinematica curenţilor de infiltraţie şi în primul rând ipoteza lui Dupuit care presupune liniile de curent orizontale. Este cazul mişcărilor care se desfăşoară pe domenii extinse în planul orizontal şi dimensiuni reduse pe verticală, cunoscute ca probleme plan orizontale.

Ţinând seama că în natură acviferele sunt foarte eterogene şi anizotrope, constituite adesea dintr-un ansamblu de strate de diferite permeabilităţi şi grosimi, o formă mai generală de exprimare a transmisivităţii este:

i iT a k (2.16)

deci în cazul acviferelor multistrat, transmisivitatea este dată de suma produselor între grosimea şi permeabilitatea fiecărui strat.

În cazul general, transmisivitatea este o mărime tensorială care operează similar cu tensorul permeabilităţii.

2.1.1.5. Coeficientul de înmagazinare

Pentru a caracteriza capacitatea unui strat permeabil de a elibera sau de a înmagazina apa, a fost introdus un parametru denumit coeficient de înmagazinare.

Coeficientul de înmagazinare reprezintă volumul de apă (dv) care poate fi eliberat de o prismă verticală de material permeabil având secţiunea egală cu unitatea, pentru o scădere a nivelului piezometric egală cu unitatea (dh).


Coeficientul de înmagazinare este un parametru adimensional şi se exprimă prin relaţia:

dv

Sdh

(2.17)

Formula (2.17) este adimensională pentru că variaţia volumului de apă este determinată de variaţia coloanei de apă din prismul elementar şi deci, v are de fapt dimensiunea unei lungimi.

În cazul acviferelor cu nivel liber, volumul de apă ce poate fi eliberat este:

'dv n dh (2.18)

de unde rezultă:

'S n (2.19)

Deci în cazul acviferelor cu nivel liber coeficientul de înmagazinare este similar cu porozitatea efectivă.

Pentru acviferele sub presiune volumul de apă eliberat este reprezentat de suma volumului de apă rezultat prin decomprimarea apei şi a volumului apă corespunzător diminuării volumului porilor. În practică, neglijându-se compresibilitatea apei coeficientul de înmagazinare pentru acviferele sub presiune este dat de relaţia:

0 vS a m (2.20)

în care:

- grosimea acviferului;

- greutatea volumică a apei;

mv- coeficientul de compresibilitate vertical al scheletului solid al materialului.

Ca ordin de mărime, coeficientul de înmagazinare pentru acviferul sub presiune are valori cuprinse între 10-3 şi 10-6.

2.1.1.6. Drenanţa

Drenanţa caracterizează legătura unui acvifer denumit acvifer principal cu alte acvifere situate deasupra sau dedesubt, denumite acvifere subordonate, cele două tipuri de acvifere fiind separate de un strat slab permeabil.

În condiţii naturale procesele de drenanţă se manifestă cu o intensitate mai redusă decât în cazurile în care se intervine asupra unui acvifer extrăgând apa prin drenaje, lucrări de captare, pompări.

Factorul de drenanţă este dat de relaţia următoare:

0 0 0

1 2 1 2

1 2 1 2

a k TB

k k k k

b b b b

(2.21)

Drenanţa este semnificativă numai în condiţiile în care:

0

0 1 2

2

1 2

100k

T b b

B b b

(2.22)

0a


În general valorile factorului de drenanţă sunt cuprinse între 103 şi 104 m.

Coeficientul de drenanţă este dat de relaţia:

0

2d

Tk

B (2.23)

Din punct de vedere fizic, coeficientul de drenanţă reprezintă afluxul de apă care trece prin unitatea de suprafaţă a planului de separaţie între orizonturile acvifere cu condiţia ca diferenţa de presiune între acviferul principal şi stratul prin care se produce filtraţia să fie egală cu unitatea.

Raza de alimentare prin drenanţă se determină cunoscând factorul de drenanţă, folosind formula:

3, 2aR B (2.24)

Procesele de drenanţă sunt influenţate şi de factorul timp, în special în practica subirigării sau când se acţionează o perioadă scurtă asupra acviferului.

2.1.2. Legi de mişcare ale apei în mediile permeabile

Mişcarea apei în mediile permeabile saturate se produce în conformitate cu legea lui Darcy şi cu legea de continuitate.

2.1.2.1. Legea lui Darcy

Darcy a stabilit că valoarea debitului infiltrat printr-un mediu permeabil saturat este:

Q K I (2.25)

în care:

Q - este debitul infiltrat;

Ω - este suprafaţa secţiunii de scurgere;

K - este conductivitatea hidraulică a mediului permeabil;

I - este gradientul hidraulic;

Figura 2.5 – Schema de studiu pentru legea Darcy: a)situaţia reală; b)schema de studiu

Gradientul hidraulic între două puncte este raportul dintre diferenţa de potenţial hidraulic şi lungimea drumului de parcurs de curentul de infiltraţie între punctele respective:


2 1H HI

L (2.26)

Secţiunea de curgere ( ), cuprinde atât porii cât şi particulele de nisip.

Raportul ( ) are dimensiuni de viteză şi se numeşte, în mod impropriu,

viteză de infiltraţie. În realitate, viteza (v) determinată cu relaţia lui Darcy este un debit specific pe unitatea de suprafaţă. Viteza reală de curgere este mai mare şi se obţine raportând viteza după Darcy la porozitatea volumică a

materialului: V=u/n . Notând cu v raportul legea lui Darcy, în forma cea

mai cunoscută devine:

u K I (2.27)

Sarcina hidraulică într-un punct are expresia generală:

p

H z (2.28)

în care z este cota punctului în raport cu planul de referinţă. În relaţia (2.28)

se neglijează termenul cinetic (

2

2

u

g), deoarece de regulă mişcarea apei

subterane se produce cu viteze reduse.

Domeniul de valabilitate a legii Dracy.

Legea Darcy (2.27) nu este o lege generală a mişcării apei subterane. Această lege, realizându-se într-un regim laminar de mişcare, va fi evident încadrat de o valoare critică a numărului Reynolds [2]:

după Pavlovski, ;

după Universitatea din Columbia, ;

după Minţ şi Şubert, ,

în care:

V - este viteza de filtraţie;

d - diametru particulelor solide;

m - coeficientul de porozitate;

- coeficientul de viscozitate cinematică,

- coeficientul de formă, egal cu 1,3…1,4.

Acest număr Reynolds, după ultimele cercetări făcute de Schneebeli, nu reprezintă trecerea de la mişcarea laminară la cea turbulentă, ci numai o valoare limită de la care încetează valabilitatea legii Darcy.

După Schneebeli, limita legii Darcy o constituie , iar trecerea

în regim turbulent se face la Re=60.

Q

Q

1Re 8

0,75 0, 23cr

Vd

m

1/3Re 6cr

Vd

m

Re 26 (1 )

cr

Vd

m

Re 2...5cr

Vd


2.1.2.2. Legea lui Darcy generalizată

Considerând viteza de infiltraţie (v) ca o mărime vectorială şi mediul permeabil anizotrop, legea lui Darcy se poate scrie în formă matricială:

u K grad H (2.29)

în care: u este un vector linie care cuprinde componentele vitezei pe cele trei direcţii ale spaţiului x, y, z:

, ,x y zu v v v (2.30)

[K] este o matrice de conductivitate hidraulică:

xx xy xz

yx yy yz

zx zy zz

k k k

K k k k

k k k

(2.31)

grad H este un vector coloană cuprinzând componentele gradientului hidraulic pe cele trei direcţii din spaţiu: x, y, z:

H

x

Hgrad H

y

H

z

(2.32)

Din relaţiile: (2.29) şi (2.32), componentele vitezei de infiltraţie pe cele trei direcţii au expresiile:

x xx xy xz

y yx yy yz

z zx zy zz

H H Hu k k k

x y z

H H Hu k k k

x y z

H H Hu k k k

x y z

(2.33)

2.1.2.3. Ecuaţia de continuitate

Legea de continuitate în regim permanent pentru lichide incompresibile în cazul alimentării cu un debit este:

( ) 0yyxx zz

vv vdiv u

x y z (2.34)

2.1.2.4. Ecuaţia generală de mişcare a apei în medii permeabile saturate

Ecuaţia generală de mişcare a apei în medii permeabile saturate, se obţine din legea lui Darcy generalizată (2.33) şi ecuaţia de continuitate (2.34):


0

xx xy xz yx yy yz

zx zy zz

H H H H H Hk k k k k k

x x y z y x y z

H H Hk k k

z x y z

(2.35)

Ecuaţia generală de mişcare a apei în medii permeabile saturate (2.35) se poate simplifica luând în considerare diferitele situaţii particulare.

Direcţiile axelor de coordonate x, y şi z coincid cu direcţiile principale ale matricei de conductivitate hidraulică.

Matricea K ia forma:

0 0

0 0

0 0

xx

yy

zz

k

K k

k

(2.36)

Ecuaţia generală de mişcare a apei subterane devine:

0xx yy zz

H H Hk k k

x x y y z z (2.37)

Dacă mediul este izotrop kxx=kyy=kzz , ecuaţia ia forma:

2 2 2

2 2 20xx yy zz

H H H H H Hk k k

x x y y z z x y z k (2.38)

Dacă mediul este izotrop şi nu există alimentare ( ) , ecuaţia generală ia

forma ecuaţiei lui Laplace:

2 2 22

2 2 20 0

H H Hsau

x y z (2.39)

Mişcarea plan verticală

Multe probleme practice se pot rezolva admiţând ipoteza simplificatoare de calcul a mişcării plan verticale în care viteza de infiltraţie are componente doar pe două direcţii. Presupunând ca aceste direcţii sunt x şi z, se obţine din (2.35) pentru: vyy = 0, kyy = 0 şi kyx = kxy = kyz = kzy = 0 şi are forma:

0xx xz zx zz

H H H Hk k k k

x x z z x z (2.40)

Şi în cazul mişcării plan verticale se pot face simplificările prezentate anterior:

coincidenţa dintre direcţiile axelor şi direcţiile principale de curgere ale matricei de conductivitate:

0

0;0

xx

xz zx

zz

kk k K

k (2.41)

mediul permeabil este izotrop ( ):

2 2

2 20xx zz

H H H Hk k

x x z z x z k (2.42)

0

xx yy zzk k k


mediul permeabil este izotrop şi lipseşte alimentarea:

2 22

2 20 0

H Hsau

x z (2.43)

Mişcarea plan orizontală

Studiul mişcării apei în acvifere subterane caracterizate printr-o extindere mare în suprafaţă şi cu o mare variabilitate a condiţiilor de margine se poate face admiţând ipoteza simplificatoare de calcul a mişcării orizontale. În acest caz conductivitatea se înlocuieşte cu transmisivitatea hidraulică a stratului acvifer:

T k a (2.44)

în care a este grosimea stratului acvifer. Astfel matricea de conductivitate e înlocuită de matricea de transmisivitate [T] având componente doar pe cele două direcţii ale planului orizontal xoy:

xx xy

yx yy

T TT

T T (2.45)

Ecuaţia generală a mişcării în acest caz este:

0xx xy yx yy

H H H HT T T T

x x y y x y (2.46)

2.1.3. Bilanţul masic al apelor subterane

Expresia generală a bilanţului utilizată în mod frecvent este dată de relaţia [5]:

P E S I dW (2.47)

în care: P - reprezintă precipitaţiile;

E - evapotranspiraţia;

S - scurgerea de suprafaţă;

I - infiltraţiile;

dW - variaţia rezervei de apă subterană.

Este însă de preferat să se introducă infiltraţia efectivă Ie, calculată cu relaţia:

( )eI P E S (2.48)

Se aminteşte că la echilibru

eI Q dW (2.49)

În cazul stratului acvifer, şiroirea este adeseori neglijabilă datorită morfologiei suprafeţei terenului. În cazul în care apa de scurgere este în cantitate mare, o parte se infiltrează, o altă parte se evaporă, iar surplusul este reluat de scurgere, fiind măsurată la ieşirea din secţiunea considerată. Întrucât toate aceste cantităţi sunt prinse în bilanţ, adeseori S poate fi neglijat şi expresia devine:

eI P E (2.50)


Se pot da expresii mai complicate, dacă se ţine seama de elementele din tabelul 2.2.

, ,

Q r w s e ex w sP I q q q E S Q Q q q dW (2.51)

şi, cu:

( )eI P E S (2.52)

, ,

e Q r w s e ex w sI I q q q E S Q Q q q dW (2.53)

Tabel 2.2 – Elementele bilanţului uni strat acvifer

Aporturi (intrări)

în milioane m3/an sau în mm/an

Pierderi (ieşiri)


Alimentare directă

Precipitaţii P

Infiltraţii din ape de suprafaţă IQ

Restituiri qr

Apă de uz casnic

Apă industrială

Apă de irigaţie

Alimentare indirectă

Aport din ape subterane

adiacente sau profunde qw

Aport de apă de suprafaţă

din bazine învecinate qs

Evapotranspiraţie E

Scurgere de suprafaţă S

Emergenţe ale apelor subterane

(izvoare) Qe

Prelevări (exploatare) Qe

- apă menajeră

- apă industrială

ieşiri din stratul acvifer

- deversări în strate adiacente

sau de adâncime qw’

- curgere la suprafaţă

în bazine învecinate qs

Variaţia rezervei de apă subterană dW

Tabel 2.3 – Elementele bilanţului unui strat acvifer ţinând cont de infiltraţia efectivă

Aporturi (intrări)


Pierderi (ieşiri)


Alimentare directă

Infiltraţii efective Ie

Infiltraţii din ape de suprafaţă IQ

Restituiri qr

Apă de uz casnic

Apă industrială

Apă de irigaţie

Alimentare indirectă

Aport din ape subterane

adiacente sau profunde qw

Aport de apă de suprafaţă

din bazine învecinate qs

Emergenţe ale apelor subterane

(izvoare) Qe

Prelevări (exploatare) Qex

- apă menajeră

- apă industrială

- apă de irigaţie

Ieşiri din stratul acvifer

- deversări în strate acvifer

adiacente sau de adâncime qw

- curgere la suprafaţă

în bazine învecinate qs

Variaţia rezervei de apă subterană dW

Numărul factorilor variază cu condiţiile hidrogeologice, astfel că unii dintre factori pot să nu apară în bilanţ. Dacă stratul acvifer este izolat, aporturile şi pierderile de apă subterane sunt nule şi expresia devine:


,

e Q r s e ex sI I q q Q Q q dW (2.54)

Dacă stratul acvifer nu este exploatat:

,

e Q s e sI I q Q q dW (2.55)

Într-un strat acvifer captiv izolat avem:

e e exI Q Q dW (2.56)

2.1.3.1. Elemente principale ale bilanţului masic

Elemente principale ale bilanţului stratului acvifer sunt [6]:

precipitaţiile sau infiltraţia eficace;

alimentarea apelor de suprafaţă;

aporturile din stratele acvifere;

evapotranspiraţia reală;

debitele emergenţelor de apă subterană;

curgerea (deversarea) subterană către alte structuri acvifere;

scurgerea de suprafaţă către alte bazine;

cantităţile de apă subterane exploatate;

variaţiile rezervelor de apă subterană.

2.1.3.2. Alimentarea directă

Alimentarea directă se raportează la zona de alimentare a stratului acvifer, adică la aflorimentele stratului care constituie roca magazin. Ea include infiltraţia eficace determinată de precipitaţii direct pe impluvium şi infiltraţia apelor de suprafaţă.

2.1.3.3. Precipitaţii şi infiltraţia eficace

Înălţimea precipitaţiilor anuale P se determină prin metoda obişnuită. Infiltraţia eficace se obţine în general prin diferenţa din elemente ale bilanţului, determinarea ei fiind efectuată ades în acest scop. Pentru perioade foarte lungi ea se evaluează adeseori cu formula Ie = P – E. Rezultatele se controlează prin observarea nivelelor piezometrice. Pentru perioade de timp scurte, infiltraţia eficace se poate calcula cu formula:

( )eI P E dW (2.57)

dacă se cunoaşte variaţia rezervelor de apă subterană dW, care este egală cu rezerva regularizatoare a unui acvifer liber.

2.1.3.4. Alimentarea din apele de suprafaţă

Alimentarea din apele de suprafaţă cuprinde infiltraţia din apele libere (cursuri de apă, lacuri, retenţii, rezervoare, etc.), şi infiltraţia din lucrări artificiale (lacuri de acumulare). Trebuie adăugate apele şiroirii superficiale şi cele din inundaţiile provocate de viituri, care au un rol important în regiunile aride şi semiaride. Studiul acestora se face prin analiza regimului cursurilor de apă, în special prin analiza repartiţiei debitelor în timp şi în spaţiu.


2.1.3.5. Restituiri

Apele captate şi folosite pentru nevoile activităţilor umane (apa de uz domestic, ape de irigaţii, ape industriale) sunt restituite în parte fie direct cursurilor de apă, fie prin infiltraţii în stratele acvifere. În cele mai multe cazuri, rolul principal în restituţie revine apelor de infiltraţie care se pierd în sistemul de irigaţie.

2.1.3.6. Alimentarea indirectă

Alimentarea indirectă priveşte toate aporturile sau intrările de apă în stratul acvifer.

Principalele aporturi de apă într-un strat acvifer sunt deversările stratelor acvifere adiacente. De aici, rezultă importanţa studierii structurilor hidrogeologice în stabilirea bilanţului. De asemenea, trebuie să se ţină seama de aporturile de apă de la suprafaţă provenite din impluviumul exterior zonei de alimentare directă. De exemplu, un acvifer aluvial poate primi un aport de apă prin şiroirea de pe versanţii văii sau prin scurgerea cursurilor de apă la intrare. Aceste aporturi pot fi estimate prin studii hidrologice.

2.1.3.7. Pierderi sau ieşiri

Evapotranspiraţia reală, care este elementul cel mai puţin cunoscut al bilanţului, reprezintă principala pierdere de apă dintr-un acvifer cu nivel liber. Ea se calculează, în general, prin formule empirice. Mai rar se obţine prin diferenţă, atunci când infiltraţia eficace este cunoscută. În legătură cu aceasta se aminteşte că adeseori stratul acvifer este alimentat prin aporturi indirecte, care se adaugă la infiltraţia eficace a precipitaţiilor. Reiese că evapotranspiraţia reală în regiunile cu deficit pluviometric este superioară celei calculate prin formule bazate numai pe precipitaţii.

Debitul emergenţelor de apă subterană este debitul izvoarelor evaluat prin metode obişnuite de măsurare. Izvoarele captate sunt introduse în rubrica următoare, consacrată exploatării. Prelevările (cantităţile de apă exploatată) se calculează după debitele captărilor din izvoare şi mai ales al pompărilor din puţuri şi foraje. Această apă poate fi utilizată în zona de alimentare a stratului acvifer şi în acest caz este restituită într-o anumită proporţie apelor subterane; când este dusă în regiuni mai îndepărtate pierderea este totală pentru bilanţ. Prelevările de apă se subdivizează în: apă pentru uz domestic, apă industrială şi apă pentru irigaţii.

Debitul total exploatat este randamentul sau debitul de asigurare al stratului acvifer. Ieşirile din stratul acvifer sunt reprezentate în principal de deversările în stratele acvifere adiacente sau de profunzime şi de scurgerea apelor de suprafaţă către bazinele învecinate.

Scurgerea se măsoară la ieşirea din bazin. Variaţia rezervelor de apă subterane în intervalul dintre începutul şi sfârşitul perioadei hidrogeologice considerate se referă la stratul acvifer şi la zona de aeraţie. În mod convenţional o limităm la zona de saturaţie. Într-adevăr, dată fiind precizia relativă a datelor de bază, este inutil să se ţină seama de variaţia volumelor de apă în zona de aeraţie. În acviferele cu nivel liber, variaţia rezervelor poate fi calculată prin studierea fluctuaţiilor nivelelor piezometrice sau prin studierea structurilor hidrogeologice în cazul acviferelor captive. Adeseori, scopul bilanţului este de a estima rezervele prin diferenţă, dacă celelalte elemente sunt cunoscute. Este de preferat, totuşi, metoda evaluărilor directe.


Variaţia rezervelor de apă subterane poate fi determinată şi prin curbele de denivelare ale surselor. Valorile astfel obţinute sunt inferioare celor reale.

2.2. POLUAREA APELOR SUBTERANE

2.2.1. Surse şi agenţi de poluare a apelor subterane

2.2.1.1. Surse de poluare

Sursele de poluare a apei subterane sunt multiple şi pot fi localizate atât la suprafaţa terenului, în subteran, deasupra nivelului apei subterane sau sub nivelul apei subterane [7]. Circuitul hidrologic al apei determină, implicit, modificarea parametrilor săi calitativi ca urmare a influenţei factorilor de mediu cu care vin în contact. Aceste modificări pot fi determinate natural sau sub influenţate de activităţi umane.

O clasificare riguroasă a surselor de poluare a apei subterane a fost realizată de Oficiul de Evaluări Tehnologice al Statelor Unite (US-OTA) [8]. Conform acestei clasificării, categoriile de activităţi care generează poluarea apei subterane sunt:

1) Surse de poluare datorate lucrărilor destinate evacuării anumitor substanţe în mediul subteran:

Percolarea în subteran (de exemplu, din rezervoarele septice);

Infiltrarea din puţurile de injecţie folosite pentru: - descărcarea deşeurilor periculoase, ape uzate; - deşeuri nepericuloase (de exemplu, depozitarea şi drenajul

apelor saline, saramurilor); - non-deşeuri (de exemplu, recuperare avansată, încărcare

artificială a acviferului);

Aplicaţii de teren: - infiltrarea apelor din irigaţii la care s-a folosit apa uzată; - produşi secundari ai apei uzate (nămoluri); - deşeuri periculoase; - deşeuri nepericuloase.

2) Surse de poluare datorate unor lucrări proiectate pentru stocarea, tratarea sau depozitarea substanţelor, care prezintă pierderi de substanţa neprevăzute prin proiectul lor de execuţie:

Platforme de depozitare finală a deşeurilor (necorespunzător izolate, spălate de precipitaţii sau de variaţiile de nivel ale apei subterane; de exemplu: depozite de materiale rezultate în urma excavaţiilor din construcţii sau din activităţi miniere):

- deşeuri industriale periculoase; - deşeuri industriale nepericuloase; - platformele de gunoaie menajere ale oraşelor;

Mormane de deşeuri neacoperite, incluzând descărcarea/aruncarea ilegală a deşeurilor (de exemplu, descărcarea în gropile de excavaţii a deşeurilor de orice fel);

Depozitarea (ilegală) rezidenţială (sau locală) a deşeurilor;

Facilităţi de stocare de suprafaţă a deşeurilor periculoase şi nepericuloase;

Stocuri/grămezi de materiale (non-deşeuri);

Cimitire;


Îngroparea animalelor/depozite de deşeuri animaliere;

Rezervoare de stocare supraterane pentru: deşeuri periculoase şi nepericuloase, non-deşeuri;

Figura 2.6 – Poluarea datorită scurgerilor din rezervoarele de stocare subterane şi supraterane

Rezervoare de stocare subterane pentru: deşeuri periculoase şi nepericuloase, non-deşeuri;

Containere pentru: deşeuri periculoase şi nepericuloase, non-deşeuri;

Spaţii deschise/neizolate de ardere şi detonare;

Locuri de depozitare a materialelor radioactive.

3) Surse de poluare datorate lucrărilor proiectate pentru reţinerea unor substanţe în timpul transportului sau transferului acestora, care prezintă pierderi de substanţă neprevăzute prin proiectul lor de execuţie :

Conducte (de exemplu: destinate transportului substanţelor chimice sau apelor uzate) pentru transportul/transferul: deşeurilor periculoase, deşeurilor nepericuloase, non-deşeurilor;

Operaţiuni de transport şi transfer a materialelor de tipul: deşeurilor periculoase, deşeurilor nepericuloase, non-deşeurilor (de exemplu: spargerea ambalajelor şi împrăştierea pe sol a unor produse chimice, în timpul transportului).

4) Surse care eliberează substanţe ca o consecinţă a altor activităţi planificate (surse indirecte):

irigaţii;

aplicarea pesticidelor, erbicidelor şi îngrăşămintelor agricole;

operaţiuni de hrănire a animalelor;

aplicarea de sare în scopul topirii zăpezii;

spălarea şoselelor în localităţi;

apele provenite din precipitaţii pot polua solul prin percolarea poluanţilor atmosferici;

mineritul şi drenajul în zonele miniere, relativ la mine de suprafaţă şi subterane.

5) Surse de poluare datorate unor lucrări care favorizează descărcarea poluanţilor în subteran:


lucrări de foraj executate necorespunzător (puţuri de petrol şi gaz, puţuri de ape geotermale, puţuri de alimentare cu apă);

alte lucrări de foraj/puţuri (non-deşeuri): puţuri de monitorizare şi de explorare;

excavaţii pentru construcţii (pot colecta ape uzate provenite din sectoarele menajere, industriale sau agricole).

6) Surse naturale de poluare sau surse naturale a căror provenienţă este provocată şi/sau amplificată de activităţi umane:

interacţiunea/influenţa reciprocă dintre apele de suprafaţă şi cele subterane (de exemplu, atunci când regimul natural al apelor de suprafaţă este modificat de om, necorespunzător),

scurgeri naturale;

intruziunea apelor sărate în acvifere în vecinătatea mărilor (de exemplu, prin lucrări de pompare efectuate inadecvat; depresionarea nivelului natural al apei subterane datorită pompării poate determina intruziunea apei marine costiere);

salinitate excesivă produsă datorită precipitaţiilor reduse care nu pot realimenta pânza freatică;

pătrunderea de ape salmastre, mineralizate, datorită accidentelor subterane, prin deschideri de carsturi, falii, erupţii vulcanice etc.

2.2.1.2. Agenţi poluanţi ai apelor subterane

O mare varietate de substanţe contribuie la contaminarea apei subterane şi a mediului permeabil, în diferite stări de agregare, cu diferite grade de solubilitate în apă şi cu diferite greutăţi specifice. Sunt incluse aici substanţe chimice, organice, hidrocarburi, cationi şi anioni anorganici etc. [8].

Agenţii poluanţi având efecte negative importante asupra apei subterane şi ale mediului permeabil sunt:

agenţii minerali: Cl, SO4, NO3, Na, K, Ca, Mg etc. şi în mod accidental săruri de crom, plumb, zinc, cupru, cianuri, fluoruri etc.;

agenţii radioactivi care se integrează în apa subterană, unii putând fi reţinuţi în sol;

produşi derivaţii petrolului produc poluări deosebit de grave şi persistente sunt, în general, insolubili în apă şi se deplasează cu viteze diferite faţă de curentul de apă;

detergenţii folosiţi în industrie şi pentru uz casnic reduc tensiunile superficiale şi favorizează o contaminare generală prin pătrunderea în sol a microorganismelor şi virusurilor;

îngrăşămintele artificiale pe bază de nitraţi, fosfaţi sau săruri de potasiu;

reziduurile umane şi animale;

insecticidele şi pesticidele sunt compuşi cu o mare rezistenţă la dezintegrare şi foarte nocivi;

bacteriile şi virusurile; în general nu pot străbate distanţe prea mari (de regulă mai mici de 15-30 m în medii saturate şi mai puţin în medii nesaturate), cu excepţia apelor cu conţinut bogat în materii nutritive; în condiţiile favorabile, bacteriile pot supravieţui până Ia 5 ani. În general, însă, nu trăiesc mai mult de 60-100 de zile.


2.2.2. Transportul poluanţilor în mediul permeabil subteran

2.2.2.1. Mecanisme de transport a poluanţilor în apa subterană

Mecanismele prin care un poluant poate ajunge în apa subterană sunt multiple, începând cu infiltrarea, migrarea directă şi terminând cu schimburile între acvifere şi interferenţa cu apele de suprafaţă contaminate [7].

Infiltrarea este unul din cele mai cunoscute mecanisme care contribuie la poluarea apei subterane, ea datorându-se apei din precipitaţiilor, irigaţiilor, canale sau conducte defecte etc., care se infiltrează în subteran dizolvând diverşi poluanţi care ajung apoi în apa subterană. Poluanţii vor migra sub influenţa direcţiei generale de curgere a apei subterane.

Odată ajunşi în subteran, poluanţi lichizi pot migra direct, fără a mai fi transportaţi de curentul de apă subterană. Se pot realiza astfel concentraţii mari de poluanţi, mai ales în cazul alimentării mediului subteran cu compuşi chimici puri scurşi din rezervoare/conducte supra/subterane fisurate.

De asemenea, acviferele poluate pot determina la rândul lor poluarea acviferelor curate.

2.2.2.2. Transportul poluanţilor miscibili cu apa

Transportul poluanţilor miscibili cu apa în mediul subteran la distanţe apreciabile faţa de sursa de poluare, se datorează unei serii de fenomene: advecţie-dispersie, fenomene întârzietoare care determină mărimea ariei poluate.

Convecţia (advecţia) reprezintă transportul substanţelor dizolvate de către curentul de apă subterană, la viteza medie a acestuia.

Pentru curent unidimensional:

x

e

K dhu

n dx (2.58)

în care:

ux - viteza reală medie (LT-1); K - conductivitatea hidraulică (LT-1) din legea Darcy;

ph z - cota piezometrică (L);

dh

dx - gradientul hidraulic;

en - porozitatea efectivă.

Pentru mişcarea unidimensională:

x eF u n C (2.59)

x

C Cu

t x (2.60)

în care F este debitul masic de poluant, iar C concentraţia soluţiei (ML-3), celelalte notaţii fiind explicate.


Prin transport convectiv într-o mişcare uniformă, volumul ocupat de poluant nu se modifică. În cazul unei mişcări generale, volumul de poluant poate suferi modificări datorită proceselor de transfer de masă, dar fără amestec.

Dispersia este rezultatul acţiunii simultane a unui fenomen pur mecanic şi a unui fenomen fizico-chimic [9].

Dispersia mecanică. Deoarece porii terenului au mărimi, forme şi aranjamente diferite, apa subterană se deplasează cu viteze variabile, diferite de viteza medie. Poluanţii miscibili cu apa se vor deplasa cu fluidul suport producându-se amestecul atât în sensul liniilor de curent (longitudinal), cât şi perpendicular pe acestea (transversal).

Se notează cu αL şi αT dispersivităţile dinamice pe direcţia longitudinală, respectiv transversală, iar coeficienţii de dispersie mecanică corespunzători celor două direcţii se obţin prin înmulţire cu viteza reală medie [10].

Dispersia moleculară (difuzia) se produce din cauza diferenţelor de concentraţii ale poluanţilor, evident de la concentraţii mai mari către concentraţii mai mici. Difuzia moleculară se produce atâta timp cât există un gradient de concentraţie, indiferent dacă fluidul suport este în mişcare sau în repaus. Coeficientul de difuziune moleculară se notează cu Dd (L

2T-1) şi apare în cele două legi ale lui Fick [11]:

d

dCF D

dx (2.61)

2

2d

C CD

t x (2.62)

în care:

F - este masa de poluant ce trece prin unitatea de arie în unitatea de timp (MT-1L-2);

C - conductivitatea hidraulică (LT-1) din legea Darcy;

Relaţiile sunt pentru difuzie unidimensională.

În mediile poroase, difuzia moleculară nu se produce la fel de repede ca în apă, din cauză că ionii trebuie să urmeze un drum mai lung. Coeficientul de difuzie moleculară efectiv se notează cu D*:

* dD D (2.63)

în care ω este un coeficient care depinde de tortuozitate (ω=0,7 pentru nisip omogen) [12].

Dispersia hidrodinamică. Precizarea domeniilor în care difuzia moleculară sau dispersia mecanică au rol predominant se face cu ajutorul numărului Peclet [13]:

x

d

u dPe

D (2.64)

în care:

ux - este viteza reală după direcţia x; d - diametrul caracteristic al particulelor solide;

Dd - coeficient de difuzie moleculară.

Diversele studii realizate pun în evidenţă existenţa mai multor zone în care difuzia moleculară sau dispersia mecanică au ponderi diferite. La viteze mici


(Pe are valori mici) predomină dispersia moleculară, iar pentru numere Pe mari dispersia mecanică este predominantă, iar difuzia moleculară poate fi neglijată.

Trebuie precizat însă că cele două fenomene apar combinate, iar separarea lor este dificilă. Din această cauză s-au definit coeficienţi hidrodinamici de dispersie, care le reprezintă pe amândouă. Astfel:

*

*

L L i

T T i

D u D

D u D (2.65)

în care:

DL - coeficient hidrodinamic de dispersie longitudinală; DT - coeficient hidrodinamic de dispersie transversală; αL - dispersivitatea dinamică longitudinală. αT - dispersivitatea dinamică transversală. D* - coeficientul de difuziune moleculară efectivă; ui - viteza reală medie după direcţia i.

Coeficienţii DL şi DT apar în ecuaţiile de transport a poluanţilor şi reprezintă atât caracteristicile terenului cât şi caracteristicile apei subterane.

Determinarea coeficienţilor de dispersie

Determinarea coeficienţilor de difuzie moleculară sau de dispersie mecanică presupune mari cheltuieli materiale. Metodele de laborator sunt încă dificil de folosit şi nu dau rezultate prea sigure pentru calculele de prognoză.

Etalonarea modelelor matematice pentru calculul dispersiei şi obţinerea coeficienţilor de dispersie din această etalonare presupune cunoaşterea condiţiilor hidrogeologice (stratificaţii, variaţii ale nivelurilor în timp şi spaţiu, gradienţi hidraulici, drenanţe, coeficienţi de conductivitate), precum şi a condiţiilor de poluare (surse, proprietăţile poluanţilor, alimentarea permanentă sau nepermanentă cu poluanţi etc.).

Procedeul folosit atât în laborator cât şi în natură constă în realizarea unei scheme hidraulice cât mai simple, pentru care se cunosc ecuaţiile de mişcare şi soluţiile ecuaţiilor de dispersie. În aceste condiţii apar concentraţiile în diferite puncte, la diferiţi timpi şi coeficienţii de dispersie. Măsurând aceste concentraţii se pot determina coeficienţii de dispersie.

În aceste soluţii apar concentraţiile în diferite puncte, la diferiţi timpi şi coeficienţi de dispersie. Măsurând aceste concentraţii se pot determina coeficienţii de dispersie.

Schemele hidraulice cele mai controlate sunt cele de mişcare paralel uniformă, în domeniul finit sau infinit şi cele convergente sau divergente faţă de o sursă. Alimentarea cu poluant poate fi punctuală sau pe o linie, permanentă sau sub formă de injecţie. Mediul permeabil este considerat omogen sau neomogen şi izotrop [4].

Sunt multe metode pentru determinarea coeficienţilor de dispersie: metoda abacelor şi metoda grafică liniară sunt metode care folosesc soluţiile analitice ale unor scheme suficient de simple, iar metoda variaţiei reduse şi a ecartului tip sunt metode statistice care ţin seama de forma curbei de restituţie.

2.2.2.3. Transportul poluanţilor nemiscibili cu apa

O clasă importantă de produse lichide poluante ale apei subterane sunt nemiscibile cu apa sau puţin solubile [7]. Astfel de produse, care pot exista ca


fază separată în mediul subteran, sunt codificate în literatura de specialitate prin NAPL - non-aqueous phase liquids. Categoria acestor poluanţi este subîmpărţită în două subclase:

LNAPL - defineşte poluanţii lichizi, nemiscibili cu apa şi mai uşori

decât aceasta ( poluant apă). Aceşti poluanţi, ca hidrocarburile petroliere, cherosenul, carburanţii folosiţi în industria transporturilor etc., plutesc la suprafaţa apei subterane.

DNAPL - defineşte poluanţii lichizi, nemiscibili cu apa şi cu densitate

mai mare decât aceasta ( poluant apă). În cazul în care se găsesc în cantitate suficientă, aceşti poluanţi străbat tot stratul acvifer, depozitându-se pe roca de bază. În categoria DNAPL intră hidrocarburile clorurate (tricloretanul, tetraclorura de carbon, clorofenolii, clorobenzenul şi produşii policloruraţi bifenilici - PCBs).

Transportul LNALP

La infiltrarea unor cantităţi mici de poluanţi de tip LNAPL în mediul subteran, aceştia migrează pe verticală, în zona nesaturată până la atingerea saturaţiei reziduale, formând astfel un sistem trifazic: apă, aer şi LNAPL. Apa de infiltraţie dizolvă componenţii solubili ai LNAPL transportându-i spre apa subterană şi formând pana de poluant. O serie de componenţi chimici care intră în compoziţia LNAPL sunt volatili şi se vaporizează în porii din zona nesaturată. Sub această formă ei sunt transportaţi, prin difuzie moleculară, şi în alte zone ale acviferului. În aceste zone este posibil ca vaporii să fie dizolvaţi în apa de infiltraţie şi să fie transportaţi în apa subterană; poluarea se produce, astfel, în zone, uneori, mult depărtate de sursa iniţială a poluării [7].

În cazul unor scurgeri importante de LNAPL, frontul de poluant avansează pe verticală şi poate ajunge la nivelul apei subterane. Componenţii dizolvaţi ai LNAPL pot să migreze înaintea frontului principal al poluantului, determinând modificarea proprietăţilor de umectabilitate ale apei, reducerea cantităţii de apă reţinută prin saturaţie reziduală şi reducerea înălţimii franjelor capilare.

Odată ajuns la apa subterană, LNAPL pluteşte pe suprafaţa acesteia, depresionând-o pe măsura acumulării sale. Dacă sursa de poluare este înlăturată, LNAPL continuă să se acumuleze la suprafaţa apei subterane prin migrare din zona nesaturată, sub efectul forţelor gravitaţionale, până la realizarea saturaţiei reziduale. Concomitent cu acumularea LNAPL la suprafaţa apei subterane, are loc şi o împrăştiere laterală a sa, în zona franjelor capilare, asimetric faţă de sursa de alimentare, în funcţie de gradientul hidraulic iniţial al apei subterane.

Transportul DNALP

Compuşii de tip DNAPL au o mare mobilitate în mediul subteran datorită solubilităţii reduse, pe de o parte, şi densităţii mari, pe de altă parte. Densitatea ridicată face ca aceşti compuşi să migreze la adâncimi mari ale mediului subteran. Densitatea mare, plus viscozitatea redusă, facilitează o dislocuire uşoară a apei subterane, ceea ce conduce la formarea unor curenţi instabili, neuniformi sub forma unor “degete” vâscoase.[7]

În cazul unor scurgeri relativ reduse de DNAPL, aceştia migrează vertical în zona nesaturată, sub influenţa forţelor gravitaţionale, până la atingerea saturaţiei reziduale. Dacă în zona nesaturată se găseşte apă, DNAPL formează “degete“ vâscoase în timpul infiltraţiei, fenomen neobservat în cazul zonelor nesaturate uscate.


La fel ca în cazul LNAPL, compuşii de tip DNAPL rămaşi la saturaţie reziduală se volatilizează în pori sau se dizolvă parţial în apa de infiltraţie, determinând, până la urmă, formarea penei poluante, antrenate de curentul de apă subterană.

În situaţia infiltrării unor cantităţi mari de DNAPL în mediul subteran, se menţine mişcarea pe verticală, se penetrează franjele capilare şi coloana de apă subterană, poluantul ajungând în zona saturată, până la atingerea rocii de bază, impermeabilă, unde DNAPL se depune sub forma unor pungi. Dacă patul impermeabil nu este orizontal, DNAPL migrează în direcţia pantei acestuia. Este important de observat că panta patului impermeabil poate fi în contrasens cu cea a suprafeţei libere a apei subterane. În astfel de situaţii migrarea DNAPL liber se realizează în direcţie opusă celei a penei poluante.

2.2.2.4. Efectul de întârziere

Transportul poluanţilor în mediul permeabil subteran este afectat de o serie de procese fizice, chimice şi/sau biochimice, având ca efect modificarea caracteristicilor mişcării şi a compoziţiei poluanţilor [14]. Aceste procese fizice, chimice şi/sau biologice determină, de asemenea, şi încetinirea migraţiei poluanţilor în mediul subteran, prin aşa numitul efect de întârziere.

Mecanismele care contribuie la acest fenomen sunt: adsorbţia pe matricea solidă, reacţiile chimice şi/sau biochimice şi reacţiile de transformare a poluanţilor.

Ecuaţia advecţie-dispersie unidimensională este [15]:

2

2x L

C C Cu D

t x t (2.66)

în care:

C t

DL ux

- concentraţia soluţiei; - timpul; - coeficientul longitudinal de dispersie; - viteza medie a apei subterane.

Soluţia ecuaţiei (2.66), cu condiţiile iniţiale şi la limită:

0

. . ( ,0) 0, 0

. . (0, ) , 0

( , ) 0, 0

C I C x x

C L C t C t

C t t

(2.67)

este [16]:

0( , ) exp2 2 2LL L

C x ut ux x utC x t erfc erfc

DD t D t (2.68)

în care x este distanţa de la punctual de injecţie. Termenul exponenţial reprezintă numărul Peclet:

L

uxPe

D

Pentru numere Peclet mari (Pe>100), advecţia predomină şi al doilea termen din partea dreapta a relaţiei (2.68) poate fi neglijat.


Sorbţia

Prin sorbţie se definesc reacţiile de transferare a substanţelor din faza fluidă (solvent) în faza solidă (absorbant) sau invers, influenţând concentraţia soluţiilor prin atragerea constituenţilor pe suprafaţa matricei solide. Fenomenul de sorbţie include adsorbţia (atragerea constituenţilor pe matricea solidă) şi desorbţia (eliberarea constituenţilor de pe matricea solidă în faza fluidă) [17].

Relaţia dintre concentraţia soluţiei în fază adsorbită şi concentraţia din faza apoasă se numeşte izotermă a sorbţiei [18]. Cea mai simplă formă a unei astfel de izoterme este izoterma liniară:

a dC K C (2.69)

unde

Ca Kd C

- concentraţia poluantului pe matricea solidă; - coeficientul de distribuţie; - concentraţie poluantului din faza apoasă.

Alte izoterme sunt:

Izoterma Freudlich

2K

a dC K C (2.70)

Izoterma Langumir

1

21a

K CC

K (2.71)

unde K1 şi K2 sunt coeficienţi ce reflectă intensitatea sorbţiei.

Figura 2.7 – Izoterma liniară, Freundlich şi Langmuir

Atunci când procesul de adsorbţie este mai rapid decât procesul de advecţie se poate spune că există un echilibru între concentraţia de poluant adsorbită pe matricea solidă şi concentraţia de poluant dizolvată în faza apoasă [19].


Figura 2.8 – Inter-influenţa dintre advecţie, dispersie hidrodinamică şi sorbţie (sursă continuă)

Figura 2.9 – Inter-influenţa dintre advecţie, dispersie hidrodinamică şi sorbţie (sursă intermitentă)

Adsorbţia cauzează încetinirea migraţiei unui poluant în raport cu advecţia. Migraţia poluantului în subteran este cu atât mai mult încetinită cu cât partea adsorbită este mai mare [20]. Aceste efect poate fi descris prin factorul de întârziere Ra care pentru izoterma liniară este:

(1 )

1 sa d

nR K

n (2.72)

în care:

n

ρs

- porozitatea;

- densitatea matricei solide.

Ţinând cont de factorul de întârziere, ecuaţia advecţie-dispersie, devine:

2

2

x L

a a

u DC C C

t R x R x (2.73)

Ecuaţia generală tridimensională de transport în soluţie, considerând pe lângă advecţie şi dispersie, şi sorbţia, este:

1

i ij

a i i i

C Cu C D

t R x x x (2.74)

în care:


C

t

Dij

Ra

- concentraţia soluţiei;

- timpul;

- coeficientul de dispersie;

- factorul de întârziere.

Volatilizarea

Volatilizarea reprezintă procesul de trecere a unui poluant din stare lichidă în starea gazoasă, acest proces afectând transportul poluanţilor în mediul subteran. O serie de compuşi organici volatilizează şi migrează sub formă de gaz în porii solului. Volatilizarea depinde de presiunea vaporilor şi de solubilitate, umiditatea scăzută a pământului şi porozitatea ridicată crescând volatilitatea.

Gradul de volatilizare al unui poluant este determinat de următoarele elemente:

suprafaţa de contact între zona poluată şi zona nesaturată a mediului subteran, dependentă, în bună parte, de tipul mediului subteran (granulozitate, adâncimea apei subterane, umiditate, etc.);

presiunea vaporilor poluantului;

ritmul de difuzie al poluantului în subteran.

Compuşii aflaţi la saturaţie reziduală, în zona nesaturată, constituie surse importante de vapori poluanţi. Concentraţia vaporilor în vecinătatea zonelor poluate la saturaţie reziduală este, adesea, la saturaţie. Migraţia vaporilor este determinată de difuzia moleculară, dependentă, în principal, de tortuozitate şi de gradul de umplere al porilor mediului subteran cu aer [1].

Dezintegrarea

Poluanţii odată ajunşi în mediul subteran, sunt supuşi unui proces de dezintegrare care are ca efect direct, reducerea concentraţiei acestor contaminanţi, atât din faza apoasă, cât şi în faza adsorbită pe matricea solidă.

Procesul de dezintegrare poate fi exprimat printr-o relaţie de tipul:

C

Ct

(2.75)

unde λ este constantă de ordinul întâi a dezintegrării [14].

De asemenea, relaţia poate aplicată şi pentru substanţele contaminante radioactive:

1/ 2

ln 2CC

t T (2.76)

în care T1/2 este timpul de înjumătăţire a nucleelor radioactive, 1/ 2

ln 2

T.

Transformarea microbiană

Pe lângă sorbţie, volatilizare şi dezintegrare, un mecanism important în încetinirea migraţiei poluanţilor în subteran, îl constituie transformarea microbiană. Transformarea microbiană a poluanţilor este dependentă de condiţiile hidrogeologice ale mediului subteran, de existenţa nutrienţilor şi a bacteriilor capabile să realizeze transformare poluanţilor. Transformarea microbiană a poluanţilor se desfăşoară fie în condiţii aerobe, fie anaerobe.


Trebuie subliniat, că pentru dezintegrarea aerobă este definită o concentraţie minimă de oxigen, sub care aceasta nu se poate produce.

Microorganismele nu pot dezintegra o substanţă a cărei concentraţie se găseşte sub limita necesară pentru ca acestea să poată exista. Această concentraţie minimă, Hmin, este dependentă de hidrocarbură, de microorganisme şi de electronul acceptor [7], şi poate fi exprimată printr-o relaţie de tipul:

min h

u

hH K

yh h (2.77)

în care:

Kh

h

hu

- constanta de înjumătăţire a saturaţiei hidrocarburii

- ritmul de transformare microbiană;

- debitul maxim de hidrocarbură folosită de unitatea de masă de microorganisme

Reacţii chimice

Reacţiile de oxidare-reducere, de formare a substanţelor chimice, reacţiile de hidroliză, reduc de obicei concentraţia soluţiei, dar aceste reacţii pot şi să mărească concentraţia de contaminant din apa subterană.

Ecuaţia generală de transport în soluţie tridimensională, considerând şi aceste reacţii pe lângă celelalte mecanisme este [13]:

1

1 n

i ij m

ma i i i

C Cu C D r

t R x x x (2.78)

în care:

C

t

Dij

Ra

rm

- concentraţia soluţiei;

- timpul;

- coeficientul de dispersie;

- factorul de întârziere;

- termenul exprimând numărul reacţiilor chimice ale soluţiei.

Efectul de întârziere este un mecanism important al dispersiei, determinând încetinirea migraţiei contaminanţilor în subteran şi reducerea concentraţiei de poluant din apa subterană. Evaluarea cantitativă a proceselor de transformare chimică şi biochimică la care este supus poluantul în subteran este dificilă ceea ce conduce la necesitatea realizării unor cercetări sistematice şi detaliate în mediul subteran.

2.3. CALITATEA APELOR SUBTERANE

2.3.1. Determinarea calităţii apelor subterane

Apa este un factor important în echilibrul ecologic, iar poluarea acesteia este o problemă actuală cu consecinţe mai mult sau mai puţin grave asupra mediului. Efectele poluării resurselor de apă subterană şi a mediilor


permeabile sunt complexe şi variate, în funcţie de natura şi concentraţia substanţelor contaminante.

Calitatea apei se poate defini ca un ansamblu de caracteristici fizice, chimice, biologice şi bacteriologice, exprimate valoric, care permit încadrarea apei într-o anumită categorie, care o face utilă unui anumit scop. Pentru stabilirea calităţii apei, din multitudinea caracteristicilor fizice, chimice şi biologice care pot fi stabilite prin analize de laborator se utilizează practic un număr limitat, considerate semnificative pentru calitatea apei [21].

Calitatea apelor subterane este determinată, în general, de totalitatea substanţelor minerale sau organice, gazele dizolvate, particulele în suspensie şi organismele vii prezente.

Pentru determinarea calităţii apelor subterane analizează mau mulţi indicatori după cum urmează [22]:

caracteristicile organoleptice;

turbiditate;

culoarea apei;

temperatura apei;

pH-ul apei;

aciditatea apei;

alcalinitatea apei;

duritatea apei;

reziduul total;

reziduul fix;

reziduul calcinat;

conductivitatea apei;

clorurile;

sulfurile;

sulfaţii;

conţinutul de calciu şi magneziu;

conţinutul de sodiu şi potasiu;

conţinutul de fier şi mangan;

azotiţii;

azotaţii;

azotul total;

fosforul;

fosfaţii;

detergenţii;

conţinut de produse petroliere;

carbon organic total;

siliciu;

dioxid de carbon liber;

oxigen dizolvat;

hidrogen sulfurat, etc.

2.3.2. Monitorizarea calităţii apelor subterane la nivel naţional

Activitatea de monitorizare a calităţii apelor subterane freatice se desfăşoară la nivelul marilor bazine hidrografice, pe unităţi morfologice, iar în cadrul


acestora, pe structuri acvifere (subterane), prin intermediul staţiilor hidrogeologice, cuprinzând unul sau mai multe foraje de monitorizare.1

Pentru monitorizarea stratelor acviferelor au fost create mai multe categorii de staţii hidrogeologice:

de ordinul I, amplasate în văile fluviatile ale principalelor cursuri de apă şi în apropierea lacurilor, care au ca specific urmărirea legăturii dintre apele subterane şi cele de suprafaţa;

de ordinul II, amplasate în zonele de interfluviu de câmpie, care urmăresc regimul apelor subterane în legătura cu factorii climatici;

amplasate în zonele de captare ale principalelor acvifere care urmăresc efectul exploatării asupra regimului apelor subterane;

experimentale, care au destinaţii speciale, cercetarea apelor subterane sub aspectul stabilirii bilanţului, propagării poluării, etc.;

amplasate în jurul unor unităţi industriale importante.

Forajele de adâncime din cadrul Reţelei hidrogeologice naţionale investighează zone necunoscute ale acviferelor de adâncime, ţinând seama de cunoaşterea realizată prin alte foraje hidrogeologice de cercetare sau exploatare executate anterior. Acestea urmăresc comportarea acviferelor in regim natural. O alta categorie sunt amplasate in zone de captare a apelor subterane de adâncime, scopul lor fiind urmărirea efectului exploatării asupra regimului acestor ape.

Din punct de vedere al distribuţiei spaţiale a forajelor de monitorizare a calităţii apei subterane se evidenţiază aglomerarea acestora în zonele joase, de câmpie (unde, de altfel şi potenţialul acvifer este mai mare, dar şi vulnerabilitatea la poluare a acviferelor este mai mare) şi o dispersie din ce în ce mai mare, în zonele înalte.

Programul de măsurători în forajele Reţelei hidrogeologice naţionale constă din măsurători ale nivelului apei la 3 zile, 6 zile sau 15 zile în funcţie de amplitudinea de variaţie a nivelului, din măsurători de temperatura la 6 zile in foraje caracteristice, precum si din pompări experimentale pentru determinarea caracteristicilor hidrogeologice ale stratelor si din recoltări periodice de probe pentru determinarea proprietăţilor fizico-chimice ale apei.

Actualmente, pentru supravegherea calităţii apelor freatice, se face uz de forajele reţelei hidrogeologice de stat, considerate reprezentative, cu menţiunea că se află în curs de desfăşurare, sub organizarea Administraţiei Naţionale „Apele Române”, o acţiune de reconsiderare a structurii spaţiale a subsistemului ape subterane freatice, în vederea optimizării activităţii de cunoaştere a calităţii acestor ape, la nivelul direcţiilor bazinale, urmărindu-se, totodată, şi o perfecţionare metodologică.

Pentru urmărirea gradului de poluare a rezervelor subterane freatice datorita activităţilor antropice şi pentru determinarea impactului care-l pot avea diverse surse de poluare asupra freaticului, se fac măsurători şi observaţii periodice şi în forajele de poluare amplasate în jurul marilor surse de poluare, în fiecare bazin hidrografic.

1 Raport privind starea mediului în România – Starea apelor de suprafaţă şi

subterane, http://enrin.grida.no/htmls/romania/soe2000/rom/cap2/index.htm


2.3.3. Calitatea apelor subterane la nivel naţional

Regimul natural al apelor subterane la nivel naţional a suferit în timp o serie de modificări cantitative şi calitative, datorită executării unor lucrări hidroameliorative şi hidrotehnice, inclusiv captări, precum şi datorită poluării.

Făcând o evaluare globală a informaţiilor din bazinele hidrografice, o primă constatare este legată de situaţia critică a calităţii acviferului freatic, din numeroase zone ale ţării, influenţat puternic de impactul antropic, chiar dacă în ultima vreme s-a produs o reducere a volumului producţiei industriale şi deci a cantităţilor de substanţe poluante evacuate în receptorii naturali.

În unele zone ale ţării s-au produs creşteri importante ale nivelurilor piezometrice, produse în anii bogaţi în precipitaţii. Astfel, în zona câmpiilor Băileşti, Romanaţi şi Bărăgan nivelul piezometric a crescut cu 2-15 m, iar în Dobrogea de sud cu 2-10 m.[21]

În perioadele secetoase se produce o scădere naturală puternică a nivelurilor piezometrice (de peste 3 m) la care se adaugă efectele prelevărilor excesive de apă din subteran, prin captări (exemplu Bucureşti, în cazul “Stratelor de Frăteşti” sau Rovinari ca urmare a secărilor din zonele miniere). Pericolul cel mai mare, în acest caz, îl reprezintă atragerea accelerată de ape poluate spre zonele depresionare şi scăderea drastică a debitelor exploatate ale captărilor din zonele afectate.

O altă constatare importantă este cea legată de modificările calitative ale apelor subterane, produse prin poluarea cu substanţe impurificătoare care alterează calităţile fizice, chimice şi biologice ale apei.

În urma monitorizării parametrilor fizico-chimici la forajele studiate s-au înregistrat, pentru forajele situate în stratul freatic, cele mai multe depăşiri la: substanţe organice, amoniu, duritate totală, fier (posibil datorită oxidării coloanelor de tubaj).

Majoritatea hidrostructurilor au suferit în timp procesul de contaminare a apei cu azotaţi (NO3). Poluarea se resimte însă diferenţiat, existând zone în care acviferul are concentraţii ce se situează peste limita de 45 mg/l din STAS 1342/91 pentru acest indicator şi zone în care valoarea concentraţiilor azotaţilor este sub această limită. Cauzele contaminării acviferului freatic cu azotaţi sunt multiple şi au caracter cumulativ. Astfel, o sursă cu pondere importantă în contaminarea cu azotiţi o constituie spălarea permanentă a solului impregnat cu oxizi de azot (NO2) de către precipitaţiile atmosferice şi apa de irigaţii.

O altă sursă cu pondere importantă o constituie apa de suprafaţă (râuri, lacuri) în care s-au evacuat ape uzate încărcate cu azotaţi.

La aceste două surse, ce au un caracter cvasipermanent, se adaugă sursele cu caracter aleator, generate de aplicarea îngrăşămintelor chimice pe unele categorii de terenuri arabile. In aceste ultime zone, concentraţiile azotaţilor se situează frecvent în jurul valorii de 100 mg/l, putând atinge valori de câteva ori mai mari.

Dintre cele 1531 foraje de monitorizare analizate, depăşiri ale concentraţiei admise la acest indicator s-au înregistrat în 159 foraje (circa 10,4% din numărul total de foraje).

În ceea ce priveşte contaminarea apelor subterane freatice cu fosfaţi (PO4-3),

237 de foraje au concentraţii ce depăşesc limita admisă, situate în special, în bazinele hidrografice Olt, Siret şi spaţiul hidrografic Banat. Există numeroase


acvifere (situate în bazinele hidrografice Someş, Mureş, Jiu, Călmăţui-Ialomiţa-Buzău, Dobrogea-Litoral) în care prezenţa acestui indicator nu a fost semnalată în cadrul determinărilor curente care s-au efectuat în anul 2004. Pentru acest indicator de calitate, condiţiile de poluare a apelor subterane freatice sunt în general similare cu cele ale azotaţilor.

O situaţie cu totul aparte o reprezintă contaminarea intensă a acviferelor cu substanţe organice şi amoniu.

De exemplu, pentru indicatorul CCO-Mn, 723 foraje (47,2%) şi pentru amoniu, 591 foraje (43,7%), distribuite în aproape toate bazinele hidrografice, prezintă depăşiri.

Cele mai accentuate forme de depreciere multiplă a calităţii s-au identificat în zonele de intravilan rural, unde, din cauza lipsei unei minime dotări cu instalaţii edilitare, deşeurile lichide ajung în subteran direct (prin intermediul latrinelor ne-impermeabilizate sau al şanţurilor arterelor stradale), cât şi indirect (de la depozitele de gunoi de grajd, gropi improvizate de deşeuri menajere etc.).

Poluatorii majori care afectează calitatea apei subterane se pot grupa în următoarele categorii: produse petroliere, produse rezultate din procesele industriale, produse chimice utilizate în agricultură, produse menajere şi rezultate din zootehnie, poluarea cu metale grele:

poluarea cu produse petroliere şi compuşi fenolici a acviferului freatic din conul aluvionar Prahova-Teleajen, se datorează rafinăriilor Petrobrazi, Astra şi Petrotel Ploieşti şi liniilor de transport pentru produsele petroliere (degradări, spargeri etc.);

poluarea cu produse utilizate pentru fertilizare şi combatere a dăunătorilor în agricultură (compuşi azotici - NH4, NO2 şi NO3 - fosfaţi, pesticide etc.). Aceste produse se regăsesc, fie în zona marilor producători de astfel de substanţe (AZOMUREŞ, ARCHIM Arad, DOLJCHIM Craiova, OLTCHIM Râmnicu Vâlcea, AZOCHIM Roznov etc.), fie în zonele agricole, unde se produce o poluare suplimentară din cauza administrării incorecte a acestor fertilizatori. Poluarea difuză a acviferelor freatice, produsă în acest fel, a afectat în special puţurile individuale din zonele rurale, dar şi multe captări de ape subterane;

poluarea cu produse rezultate din procesele industriale apare în zonele din jurul fostelor mari platforme industriale (Victoria-Făgăraş, Codlea, Tohanu Vechi, Zărneşti, Bod, Işalniţa-Craiova etc.);

poluarea cu produse menajere şi produse rezultate din activitatea zootehnică (substanţe organice, compuşi azotici, bacterii etc.) apare în apele subterane din zona unor mari oraşe (Piteşti, Oradea, Bucureşti, Cluj, Suceava etc.) şi în zona marilor complexe zootehnice (Palota, Cefa, Hălciu, Bonţida, Periam, Poiana Mărului Băbeni etc.);

poluarea cu metale grele are 2 cauze principale: - de natură antropică - zone cu concentraţii mari în metale grele

(Pb, Cu, Zn, Cd, Cr etc.) situate în apropierea exploatărilor miniere, a uzinelor de preparare a minereurilor sau a haldelor de steril (Baia Mare, Copşa Mică, Mediaş, Târnăveni, Râmnicu Vâlcea, Piteşti);

- datorită fondului natural care prezintă concentraţii ridicate, în special cu ionii Fe şi Mn - zone întâlnite în Podişul Moldovei (bazinul hidrografic Siret) şi Depresiunea Getică (bazinul hidrografic Olt şi bazinul hidrografic Jiu).


Resursele de apă, în special cele din acviferele freatice, prezintă un risc ridicat de poluare, atât pe termen lung, cât şi pe termen scurt. Din acest motiv, în multe zone ale ţării, ele nu mai pot constitui surse de alimentare cu apă pentru populaţie [15].

2.3.4. Cadru legislativ

În România nu există un cadru legislativ pentru aprecierea calităţii apei subterane. Calitatea apei subterane se apreciază în funcţie de domeniul de utilizare.

Caracterizarea calităţii apelor subterane freatice se efectuează, de regulă, pe baza interpretării rezultatelor determinării, atât a unor indicatori generali, cât şi a unor indicatori specifici ce pot fi grupaţi în următoarele categorii [23]:

Indicatorii fizici: pH;

Regimul de oxigen: oxigen dizolvat, CCO-Mn; CBO5; CCO-Cr;

Nutrienţi: azotiţi, azotaţi; amoniu; fosfor total; PO4.

Ioni generali: reziduu filtrabil uscat la 105ºC, cloruri, sulfaţi, Ca, Mg, sodiu,

Potasiu; Fe total; Mn;

Micropoluanţi anorganici: cianuri, hidrogen sulfurat, detergenţi, fenoli;

Metale grele: arsen; cadmiu; crom; nichel; plumb; cupru;

Substanţe prioritare periculoase: pesticide;

Indicatori bacteriologici: bacterii coliforme totale; bacterii coliforme fecale;

număr de germeni la 37ºC (exprimaţi în număr coli/100 cm3, respectiv prin număr de germeni/ml).

Normele după care se evaluează calitatea apelor subterane, în funcţie de domeniul în care este utilizată, sunt:

STAS 1342-91 conţine indicatorii de calitate şi limitele maxime ale acestora ce trebuie respectaţi pentru apa potabilă, captată din surse de suprafaţă sau subterane, furnizată de instalaţiile centrale sau sursele locale de alimentări cu apă, de rezervoarele de înmagazinare transportabile, precum şi pentru cea folosită pentru apa caldă menajeră.

Indicatorii prevăzuţi în acest normativ sunt:

organoleptici;

fizici;

chimici generali şi chimici toxici;

radioactivi;

bacteriologici;

biologici.

STAS 9450-88 se referă la calitatea apei pentru irigarea culturilor agricole, care este apreciată după următorii indicatori:

concentraţia ionilor de hidrogen (pH);

salini;

toxici şi/sau dăunători;

microbiologici.


BIBLIOGRAFIE:

[1] Iancu, I. – Fenomene de poluare ale mediilor permeabile, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2005.

[2] Şelărescu, M., Dimache, Ghe., Mihnea, I. – Drenaje, Institutul de Construcţii Bucureşti, 1990.

[3] Cioc, D., Hidraulica, E.D.P., 1975.

[4] Bica, I. – Groundwater and seepage – Lecture notes, Editura Matrix Rom, Bucureşti, 2000.

[5] Dimache, Al. – Contribuţii la mişcarea fluidelor eterogene prin mediile permeabile, Teză de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti, 2003.

[6] Bear, J., Dynamics of fluids in porous media, American Elsevier Publishing Company, Inc, 1972.

[7] Bica, I. – Poluarea stratelor acvifere – Tehnici de remediere, Editura H.G.A., Bucureşti, 1998.

[8] Mănescu, M., Dimache, Al. – Poluarea apelor subterane – studii de caz, Editura Orizonturi Universirate, Timişoara, 2002.

[9] Marinov, A.M. – Dispersia poluanţilor în apele subterane, Editura Printech, Bucureşti, 2005.

[10] Iancu, I. – Metode şi măsuri de reconstrucţie ecologică a mediilor permeabile, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2005.

[11] Bear J., Kapuler, J., A Numerical solution for the Movement of an Interface in a layered Coastal Aquifer. J. of Hydrology, V 50, nr. 1 - 3, 1981.

[12] Bear, J., Hydraulics of Groundwater, McGraw-Hill, New York, 1979.

[13] Fetter, C. W., Contaminant Hydrogeology, Macmillan Publishing Company, New York, 1993.

[14] Iancu, I., Petrescu, V., Dimache, Al. – Efectul de întârziere – mecanism al dispersiei poluanţilor în medii subterane, A patra conferinţă a hidroenergeticienilor din România, Dorin Pavel, Bucureşti, 2006.

[15] Todd, D., Mazs, L. – Groundwater Hydrology, Third Edition, Editura Wiley, 2005.

[16] Baresel, C., Molin, S., An Interactive Guide on Solute Contaminant Transport in Groundwater, Institution of Land and Water Resources Engineering Royal Institute of Technology.

[17] Delleur, J. W., Handbook of Groundwater Engineering, CRC, 1998

[18] White, F., - Fluid Mechanics 4th, McGrow Hill, 2001.

[19] Weiner, R.F., Matthews, R.A., - Environmental Engineering – Fourth Edition, Elsevier Science, 2003.

[20] Palmer, C. D., Hydrogeochemistry of the subsurface, Chemistry of Groundwater, Lewis Publishers, Boca Raton, Fl, 1990.

[21] Agenţia Naţională de Protecţia Mediului – Raport privind starea mediului în România în anul 2005.

[22] Tehnologii noi pentru evaluarea si remedierea poluarii stratelor acvifere, Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare pentru Protecţia Mediului – ICIM Bucureşti, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006

[23] Metode de caracterizare a acviferelor poluate – Prelevarea şi analiza în laborator a microbiotei, Institutul de Biologie al Academiei Române, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006

Capitolul 3 – Impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile şi măsuri de reducere a riscului asociat

49

3. IMPACTUL POLUANŢILOR FLUIZI ASUPRA MEDIILOR PERMEBILE ŞI MĂSURI DE REDUCERE A RISCULUI ASOCIAT

3.1. IMPACTUL POLUANŢILOR FLUIZI ASUPRA MEDIILOR PERMEABILE

Impactul definit ca acţiune şi influenţă asupra mediului înconjurător este comun şi inevitabil oricărei activităţi umane.

Principiile de abordare a problemelor de impact nu pot fi stabilite a priori, ci sunt de regulă rezultatul unei sinteze generalizate a experienţei existente în domeniu, în care procedeele, metodele şi regulile care au condus în majoritatea cazurilor la decizii şi acţiuni a căror corectitudine în raport cu aşteptările a fost validată de practică, au fost ridicate la rang de principii. [1].

Fiecare caz şi situaţie constituie un unicat, reutilizarea unor soluţii ori procedee de evaluare a impactului fiind permisă numai după o analiză adecvată; generalizarea lor poate fi chiar periculoasă.

În condiţiile unor prognoze, în mod obiectiv nesigure şi a apariţiei de evenimente neprevăzute, ameliorarea impactului poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile implică urmărirea efectelor şi corectarea acestora.

Datorită diversităţii surselor de poluare a mediilor permeabile şi a diversităţii poluanţilor care contribuie la poluare, impactul reprezintă o mulţime de efecte identificate, posibile; în fiecare caz concret în parte se vor manifesta doar o parte din acestea, şi de asemenea pot apărea şi forme de impact noi neidentificate şi deci, necunoscute.

3.1.1. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al domeniului de manifestare în mediul permeabil

Din punct de vedere al domeniului de manifestare a formelor de impact datorat poluanţilor fluizi în mediile permeabile se pot distinge următoarele categorii:


50

Impact funcţional, care decurge din imposibilitatea utilizării resurselor de apă datorită contaminării lor.

Impact ecologic, care se referă la acţiunile directe sau indirecte asupra veţuitoarelor, plante sau animale, considerate individual sau ca specii.

Impact geofizic, care se referă la modificarea mediului abiotic sau la reacţii ale acestuia, datorită contaminării mediului permeabil cu poluanţi fluizi.

Impact economico-social, care cuprinde consecinţele contaminării mediilor permeabile cu poluanţi fluizi.

3.1.2. Clasificarea formelor de impact asupra mediilor permeabile din punct de vedere al efectelor induse

Clasificarea formelor de impact asupra mediilor permeabile datorate contaminării cu poluanţi fluizi, din punct de vedere al efectelor induse mediului permeabil, se poate realiza astfel:

Impact nefavorabil, care apare în majoritatea cazurilor şi care distruge sau limitează elementele mediului permeabil.

Impact indiferent, a cărui efecte sunt dificil sau imposibil de apreciat, fie din lipsa de criterii, fie din lipsa unor cunoştinţe.

Se menţionează, că punctul de vedere şi criteriile de apreciere a formelor de impact este cel antropic, şi impactul generat de poluanţii fluizi asupra mediilor permeabile este în general nefavorabil.

3.1.3. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al probabilităţii de apariţie şi a duratei de manifestare

Clasificarea formelor de impact asupra mediilor permeabile datorate contaminării cu poluanţi fluizi, din punct de vedere al probabilităţii de apariţie şi manifestare a unor efecte, se poate realiza astfel:

Impact sigur (cert), a cărui apariţie şi manifestare, mai devreme sau mai târziu este sigură, în orice condiţii.

Impact probabil, a cărui şansă de apariţie este mare, în funcţie de starea şi evoluţia condiţiilor locale şi specifice mediului permeabil, adesea instabile şi greu de determinat.

Impact improbabil, dat posibil în anumite condiţii şi a cărui şansă de producere este redusă.

Impact necunoscut, care nu poate fi argumentat din punct de vedere ştiinţific sau tehnic, dar care nu înseamnă că nu poate să apară.

În ceea ce priveşte durata de manifestare a impactului se deosebesc:

Efecte permanente, a căror acţiune se manifestă continuu şi nedefinit în timp.

Efecte temporare, cu acţiune limitată în timp, fie într-o singură perioadă, fie în mai multe perioade, ce pot apărea ciclic sau întâmplător, condiţionat de suprapuneri favorizate de cauze.

În funcţie de termenul de manifestare a efectului în raport cu momentul de apariţie a cauzei primare, se pot identifica:

Impact imediat, care se manifestă simultan sau după o perioadă foarte scurtă în raport cu apariţia cauzelor.


51

Impact cu termen de apariţie mediu, care apare după câteva luni sau ani de la apariţia cauzei.

Impact cu termen lung de apariţie, Care apare sau devine observabil după câţiva ani de la apariţia cauzei.

3.1.4. Clasificarea formelor de impact din punct de vedere al legăturii cauză-efect

Din punct de vedere a legăturii cauză-efect, impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile, poate fi:

Impact direct sau de ordinul I, care este o consecinţă directă şi imediată a apariţiei cauzei.

Impact de ordinul II, care apare datorită unuia sau a mai multor impacturi directe.

Impact de ordin superior III, IV ş.a.m.d., care apare ca consecinţă a unuia sau mai multor impacturi de ordin inferior.

Pseudoimpact, care nu are legătură cu contaminarea mediilor permeabile dar sunt puse în mod greşit pe baza acesteia.

Deşi subiectiv şi dificil în utilizare, dar extrem de util în caracterizarea generală a situaţiilor curente, punctul de vedere referitor la importanţa cantitativă şi/sau calitativă a efectelor permite următoarea clasificare convenţională:

Efecte importante,care modifică în mod esenţial situaţia existentă. Efecte de importanţă medie. Efecte de importanţă minoră, care afectează în mică măsură mediul.

3.2. MĂSURI DE REDUCERE A IMPACTULUI ASUPRA MEDIILOR PERMEABILE

Măsurile de reducere a impactului datorat poluanţilor fluizi asupra mediului permeabil, sunt de o varietate foarte mare ce exclude orice încercare de inventariere şi analiză exhaustivă.

O clasificare generală a măsurilor de reducere a impactului asupra mediilor permeabile se poate face, astfel:

din punct de vedere al domeniului de impact asupra căruia acţionează măsurile, acestea se clasifică, în:

- măsuri funcţionale; - măsuri ecologice; - măsuri geofizice; - măsuri sociale şi economice.

din punct de vedere al relaţiei cu efectele induse de poluanţii fluizi asupra mediului permeabil, se pot deosebi:

- măsuri de diminuare a efectelor dăunătoare; - măsuri complementare; - măsuri compensatorii; - măsuri psiho-sociale.

Din punct de vedere al etapei în care se iau măsurile, în raport cu apariţia impactului, se pot deosebi următoarele categorii:

- înainte de apariţia impactului:


52

- măsuri de justificare şi verificare a necesităţii şi oportunităţii realizării unei investiţii potenţial generatoare de impact asupra mediilor permeabile; - măsuri referitoare la concepţia proiectelor; - măsuri referitoare la execuţia lucrărilor; - măsuri referitoare la exploatarea obiectivelor.

- după apariţia impactului: - măsuri de corecţie şi ameliorare a efectelor neprevăzute; - măsuri referitoare la dezafectarea lucrărilor executate.

3.3. CONCEPTUL DE EVALUARE A RISCULUI

3.3.1. Aspecte generale

În acceptul studiilor de mediu prin accident se defineşte un eveniment fortuit, imprevizibil şi care poate afecta în mod sensibil mediul înconjurător fiind în acelaşi timp susceptibil de a genera emisii importante.

Catastrofa defineşte acele tipuri de accidente care au consecinţe de o gravitate excepţională, dar care au o probabilitate de producere sensibil mai mică decât accidentele.

Aprecierea riscului este un demers dificil şi care din păcate a fost puţin studiat în trecut exceptând câteva domenii restrânse ale activităţii umane cum ar fi energia nucleară sau aviaţia. În acest din urma caz, o cale larg folosită pentru evaluarea riscului o constituie cea a analizelor statistice [2].

În general, evaluarea riscului presupune trasarea unor diagrame probabilitate - consecinţe care să exprime amploarea daunelor produse de un accident major în funcţie de probabilitatea de producere a acestui accident. Teoretic pot fi stabilite tot atâtea diagrame cate scenarii de accidente sunt înregistrate.

O problemă extrem de dificilă legată de această evaluare consta în definirea propriu-zisă a daunelor şi în compararea, respectiv însumarea acestora, deoarece acestea pot consta în decese, degradarea factorilor de mediu (apa, aer, sol) sau în distrugeri materiale.

Este evident ca deţinătorul sau utilizatorul oricărui tip de instalaţii ce pot prezenta un grad de risc în exploatare are obligaţia de a lua preventiv toate masurile de securitate apte de a reduce riscul pe care aceste instalaţii îl prezintă pentru populaţie şi pentru mediul înconjurător.

Evaluarea riscului defineşte procedura prin care pericolele generate de diverse procese sau situaţii sunt estimate calitativ sau cantitativ. De-a lungul ciclului de viaţa al unei substanţe chimice, spre exemplu, riscurile pot să apară în timpul fabricării, distribuţiei, folosirii sau depozitării acesteia. Evaluarea riscului pentru aceasta substanţă implică identificarea şi estimarea pericolelor inerente pe care fiecare din aceste etape le poate prezenta.

Evaluarea riscului reprezintă o etapă superioară a procesului de evaluarea a efectelor activităţilor umane asupra mediului prin care se urmăreşte obţinerea unor informaţii suplimentare privind efectele potenţiale ale declanşării unor dereglări, accidente în funcţionarea echipamentelor de pe un anumit amplasament.

Se urmăreşte, în principal, determinarea probabilităţii de apariţie şi a magnitudinii daunelor, respectiv posibilii păgubiţi ai acestor daune.


53

Deşi această procedură de analiză a mediului este într-o etapă incipientă, exista o gama larga de metodologii diferite pentru evaluarea riscului, atât cantitative, cat şi calitative.

Este bine cunoscut faptul că o anume tehnologie produce, pe lângă efectele directe pentru care a fost concepută şi proiectată, o serie de efecte indirecte, care, la un moment dat pot pune sub semnul întrebării valabilitatea şi viabilitatea tehnologiei.

Evaluarea integrată a riscului se bazează pe ipoteza că toate riscurile la care se supun omul şi mediul, într-o regiune dată, pot fi sistematic identificate, analizate şi evaluate în aşa fel încât să se poată face opţiuni raţionale asupra modului de reducere a riscului, costului social şi economic, a beneficiilor reducerii riscului, a costurilor asociate, asigurându-se baza unei gestionări integrate şi sigure a mediului.

Gestionarea integrată a riscului se bazează pe ipoteza că toate fazele de gestionare: localizarea, prevenirea, diminuarea, protecţia şi elementul instituţional pot fi exploatate într-un mod holistic şi complementar, astfel ca resursele procesului de gestionare să fie optimizate.

Deşi evaluarea şi gestionarea integrată a riscului ecologic necesită luarea în considerare a tuturor riscurilor, nivelul de detaliere în fiecare caz poate varia în funcţie de priorităţile prestabilite, respectiv funcţie de semnificaţia acestuia.

3.3.2. Natura şi dimensiunile riscului. Tipuri şi surse de risc

Toate activităţile umane sunt posibile surse de risc, dar în contextul evaluării şi gestionării integrate a riscului, următoarele tipuri şi surse sunt cele mai relevante:

Emisii continue în aer, apă şi pe sol provenite de la industrii şi activităţi asociate.

Evacuări accidentale ale substanţelor periculoase provenite din instalaţiile industriale şi care au un efect negativ asupra sănătăţii şi mediului (focuri, explozii, manipulări de substanţe periculoase, depozitare de substanţe periculoase etc.).

Surse naturale de accidente: cutremure, furtuni, inundaţii, erupţii vulcanice şi care se pot suprapune peste sursele de risc produse de om.

Activităţi agricole care afectează sănătatea şi mediul: împrăştierea de îngrăşăminte, insecticide şi ierbicide care contaminează solul, apele subterane şi de suprafaţă. Activităţile agricole pot consuma mari cantităţi de apă, ducând la aridizarea şi eroziunea solului.

Ţintele riscului sunt mai întâi indivizii care locuiesc în zona studiată: copiii şi bătrânii, indivizii cu diverse alergii şi boli sunt cei mai sensibili la diverse contaminări. Cei aflaţi în afara zonei propriu-zise de risc pot fi afectaţi, datorită transportului de poluant prin aer, cursuri de apă şi prin produse agricole.

Sistemele ecologice care se află în zona afectată sunt şi ele supuse riscului [3]. Dispariţia unei specii poate produce dereglarea întregului lanţ trofic. În al treilea rând, sectorul economic poate deveni ţinta riscului. Un accident la o instalaţie industrială poate produce distrugerea altora din vecinătate. Emisiile acide pot distruge pădurile, clădirile şi monumentele istorice, iar poluarea poate avea consecinţe economice semnificative asupra activităţii turistice a regiunii.


54

3.3.3. Delimitarea corectă a zonei supuse studiului

Delimitarea zonei potenţial afectate de un eveniment nedorit depinde desigur de particularităţile ei, fiind într-o oarecare măsură inevitabil arbitrară.

În delimitarea acesteia au fost folosite următoarele date:

caracteristicile fizico-geografice şi industrial-economice ale riveranului; instalaţiile şi sistemele existente, precum şi potenţialul zonei care

poate fi direct afectat; facilităţile de transport pentru mişcarea materialelor periculoase; efectele pe care le pot avea unele surse de risc potenţial, dincolo de

zona din imediata apropiere.

În acest caz este necesar să luăm în consideraţie atât efectele locale, cât şi cele globale.

3.3.4. Evaluarea riscului ecologic

Informaţii de bază asupra zonei

A. lnformaţii despre calitatea generală a mediului AER: Concentraţiile medii şi maxime ale poluanţilor SO2, NO2, CO,

pulberi şi ale altor poluanţi atmosferici proveniţi din procese specifice obiectivului.

APA: Calitatea apei, inclusiv calitatea apei potabile SOL: Depozitarea produselor, deşeurilor care conţin acizi, nitraţi,

metale grele etc. B. lnformaţii generale Densitatea populaţiei şi distribuţia ei Rutele principale de transport Topografia zonei Reţeaua hidrografică Date climatice şi meteorologice Folosirea actuală şi în perspectivă a zonei Localizarea instalaţiilor industriale, altele decât cele ale obiectivului

analizat.

Tipuri de activităţi care se iau în considerare

Se vor analiza toate tipurile de activităţi care pot fi expuse riscului, făcându-se o detaliere ulterioară a fiecărui tip de activitate generatoare de astfel de fenomene. La modul general, aceste activităţi sunt:

evacuarea, transportul apelor meteorice; amplasamentul surselor de poluare; activităţile de depozitare, manipulare a deşeurilor, cat şi comportarea

acestora în timp;

3.3.4.1. Identificarea şi analiza riscului pentru accidente majore

a. Identificarea riscului

Factorii implicaţi în dezvoltarea durabilă recunosc necesitatea identificării, evaluării şi controlului riscului provenit în special de Ia accidentele industriale majore.

Normele şi standardele de siguranţă, precum şi prescripţiile de proiectare reprezintă baza unei gestionări sigure a riscului.


55

Totuşi, diversificarea producţiei industriale a generat creşterea preocupării pentru urmările unor accidente care au ca rezultat pierderi semnificative de vieţi omeneşti şi bunuri şi a impulsionat cercetările pentru conceperea unor metode de analiză, cuantificare şi evaluare a riscului. Etapele principale urmărite în evaluarea riscului sunt:

Descrierea sistemului Identificarea hazardului; Estimarea frecvenţei defecţiunilor; Estimarea consecinţelor; Evaluarea nivelului riscului rezultat;

Procesul de evaluare cuantificată a riscului este un proces probabilistic.

Mod de evaluare a riscului ecologic

Ar trebui să existe o corelaţie între riscul perceput şi riscul evaluat. Pentru a răspunde la această problemă trebuie să examinăm natura procesului de evaluare. Există mai multe variante pe această temă, dar în esenţă procesul constă în a găsi ce anume poate să meargă prost, care este probabilitatea acestuiv lucru şi cât de grave sunt consecinţele în acest caz. Odată realizat acest proces, informaţiile se combină Într-o estimare a riscului conform relaţiei:

R = P x G, unde:

R, este riscul apariţiei unui eveniment neprevăzut;

P, probabilitatea de apariţie;

G, gravitatea pericolului.

Aceasta include judecata subiectivă că riscul este prost (negativ).

Pentru unele cazuri de analiză a riscului este necesar să se evalueze posibilele beneficii generate de un anumit fenomen, astfel încât acestea să fie deduse din gravitatea pericolului. Pentru astfel de situaţii relaţia de calcul în evaluarea riscului se modifică după cum urmează:

R=P x(D – B)

unde: R = riscul

P = probabilitatea

D = efecte dăunătoare

B = efecte profitabile

O evaluare obiectivă a riscului este totuşi de neconceput şi trebuie să fie însoţită de unele definiţii legate de ceea ce reprezintă un nivel acceptabil al riscului. Un mod obişnuit de evaluare a riscului este acela de a lua principalele două trăsături adică probabilitatea şi gravitatea şi de a le reprezenta pe un grafic. Dacă probabilitatea este egalizata cu frecventa şi unele valori numerice date gravităţii, rezultatul este o diagramă F/N (frecvenţă/număr) [2].

Ca suport de planificare, câmpul poate fi împărţit în trei zone de acţiune conform nivelului de acceptabilitate. Dacă graficul valorii F/N intră sub incidenta zonei neglijabil, nu există nici un punct de alocare a noi resurse de reducere a riscului în situaţia în care cade sub incidenta zonei inacceptabil, trebuie găsită o alternativă; când cade în zona de mijloc, atunci resursele trebuie îndreptate spre reducerea riscului.


56

Este posibil totodată ca diferiţi experţi să facă estimări diferite cu rezultate diferite. Acest fapt este exploatat de mijloacele mass-media. Chiar şi aşa, este un proces obiectiv şi are atributul ştiinţific aI respectabilităţii, cu condiţia să se poată ajunge la un acord privind estimările.

g

p

Risc

neglijabil

Risc

inacceptabil

Zona de

acţiune de

reducere a

riscului

Figura 3.1 – Diagramă de evaluare probabilitate (p) – gravitate (g)

În consecinţă, evaluarea riscului implică o estimare (incluzând identificarea pericolelor, mărimea efectelor şi probabilitatea unei manifestări) şi calcularea riscului (incluzând cuantificarea importantei pericolelor şi consecinţelor pentru persoane şi/sau pentru mediul afectat).

Obiectivele evaluării riscului

Obiectivul general al evaluării riscului este de a controla riscurile provenite de la un amplasament, prin identificarea:

agenţilor poluanţi sau a pericolelor cele mai importante; resurselor şi receptorilor expuşi riscului; mecanismelor prin care se realizează riscul; riscurilor importante care apar pe amplasament; măsurilor generale necesare pentru a reduce gradul de risc la un

"nivel acceptabil".

b. Tipuri de evaluare a riscului

Evaluări ale sănătăţii

Este cea mai importantă dintre evaluările de risc. Dezvoltări recente au avut în vedere protecţia şi igiena muncii, cu praguri limită stabilite la nivel internaţional pentru a determina expunerea în siguranţa la diferite substanţe chimice pe anumite perioade de timp. Standardele Organizaţiei Mondiale a Sănătăţii, de exemplu, au fost dezvoltate pentru nivelurile concentraţiilor acceptate ale poluanţilor în atmosfera şi pentru limite orientative pentru sănătatea umană (şi recent pentru sănătatea mediului) pentruadiferiţiaparametri.

Evaluări ecologice

Aceste evaluări compara concentraţiile preconizate ale poluanţilor în mediu cu pragurile toxice estimate, în scopul evaluării securităţii unei emisii propuse. Evaluarea ecologică a riscului a dezvoltat metodologii ecotoxicologice pentru compararea riscurilor de mediu sau umane dintr-un eveniment care are loc,


57

folosind diferite instrumente sofisticate cu un număr de sisteme de punctaj pentru clasificarea amplasamentelor.

Următoarele elemente caracteristice ale riscului sunt integrate în evaluările de risc privind:

riscul chimic; riscul cancerigen; riscul epidemiologic; riscul contaminării nucleare; riscul apariţiei fenomenelor naturale.

3.3.4.2. Metodologia generala pentru evaluarea calitativa a riscului

Evaluarea calitativa a riscului ia în considerare următorii factori [2]:

Pericol/sursa - se refera la poluanţii specifici care sunt identificaţi sau presupuşi a exista pe un amplasament, nivelul lor de toxicitate şi efectele particulare ale acestora.

Calea de acţionare - reprezintă calea pe care substanţele toxice ajung la punctul la care au efecte dăunătoare, fie prin ingerare directa sau contact dermic sau prin migrare prin sol, aer sau apa.

Ţinta/Receptor - reprezintă obiectivele asupra cărora acţionează efectele dăunătoare ale anumitor substanţe toxice de pe amplasament, care pot include fiinţe umane, animale, plante, resurse de apa şi clădiri (sau fundaţiile şi folosinţele acestora). Acestea sunt numite în termeni legali obiective protejate.

Semnificaţia riscului depinde atât de natura impactului asupra receptorului, cat şi de probabilitatea manifestării acestui impact

Calcularea/cuantificarea riscului se poate baza pe un sistem simplu de clasificare unde probabilitatea şi gravitatea unui eveniment sunt clasificate descrescător, atribuindu-le un punctaj aleatoriu.

Riscul se poate calcula apoi prin înmulţirea factorului de probabilitate cu cel de gravitate, pentru a obţine o cifră comparativă. Aceasta permite efectuarea unor comparaţii între diferite riscuri. Cu cât rezultatul este mai mare, cu atât mai mare va fi prioritatea care va trebui acordată în controlarea riscului. Această tehnică de bază poate fi dezvoltată pentru a permite analize mai serioase prin mărirea gamei punctajelor de clasificare şi includerea mai multor definiţii perfecţionate a ceea ce ar trebui considerat a fi de gravitate majoră, probabilitate mare etc.

Analiza relaţiei sursă – cale - receptor

Scopul principal al evaluării riscului este de a ajuta la stabilirea priorităţilor în managementul acviferelor. Acest lucru se poate realiza prin evaluarea fie calitativă, fie cantitativă a riscului. Evaluarea riscului implică identificarea pericolelor şi apoi aprecierea riscului pe care acestea îl prezintă, prin examinarea probabilităţii şi consecinţelor (gravităţii) pagubelor care pot să apară din aceste pericole. Aceasta abordare prin înmulţirea frecvenţei cu consecinţele, a fost folosită atât în evaluarea calitativă, cât şi în cea cantitativă.

Managementul riscului

Ca rezultat al evaluării riscului este posibil sa se identifice şi să se prioritizeze măsuri de protecţie, control, management pentru acele riscuri care nu se pot


58

accepta. În aceste cazuri, atunci când este posibil, pot fi propuse măsuri de remediere şi/sau de implementare a monitorizării adecvate. Managementul riscului se referă la procesul de luare a deciziilor şi implementarea acestuia privitor la riscurile acceptabile sau tolerabile, şi minimizarea sau modificarea acestora ca parte a unui ciclu repetitiv.

3.4. EVALUAREA ABORDĂRII ANALIZEI DE RISC PE BAZĂ DE MĂSURĂTORI ŞI MODELE

3.4.1. Scopurile specifice evaluărilor de risc

în general demersurile pentru protecţia contra accidentelor majore pot fi grupate în următoarele categorii:

evaluarea riscurilor la care sunt expuse populaţia şi mediul; riscul este în acest caz determinat prin amploarea daunelor pe care populaţia şi mediul le vor suferii ca urmare a unui accident şi prin probabilitatea de producere a acestora;

evidenţierea şi determinarea asumării responsabilităţilor în materie de reducere a riscului; deţinătorul unui obiectiv va trebui ca sub proprie răspundere să ia toate măsurile pentru a reduce pericolul potenţial asociat unui accident; prin pericol potenţial se înţelege suma tuturor consecinţelor, evidenţiate prin proprietăţi, dar şi prin mărime, substanţe, produse, deşeuri, microorganisme etc.;

stăpânirea accidentelor majore este prima obligaţie pentru care deţinătorul trebuie să fie pregătit, respectiv să lupte contra efectelor unui accident major: anunţarea autorităţilor, stabilirea consecinţelor, evidenţierea concluziilor ce decurg pentru managementul de perspectiva;

verificarea condiţiilor în care deţinătorul şi-a angajat propria responsabilitate în controlul măsurilor de reducere a posibilităţilor de apariţie a unor accidente majore;

îmbunătăţirea informaţiilor şi mai ales a fluxului informaţional, astfel încât sa se poată alerta populaţia asupra riscurilor asociate unor accidente majore.

Un element important în evaluarea riscului asociat unor accidente majore îl reprezintă amploarea bazei de date de care se dispune legată de fenomenul analizat, aceasta permiţând obţinerea informaţiilor necesare pentru evaluare şi desigur formularea unor concluzii general valabile.

Scopul final al evaluărilor de risc este de a realiza diagrame probabilitate – consecinţe prin care să se poată exprima amploarea daunelor ce ar fi provocate de un potenţial accident în raport cu probabilitatea de producere a acestuia. Acest lucru înseamnă, până la urmă, de a considera mai multe scenarii posibile de producere a unor accidente majore şi de a aprecia care dintre acestea va produce cele mai mari daune. Desigur evaluarea daunelor nu este un demers facil, şi nici ierarhizarea acestora având în vedere ca de fapt vor trebui puse în analiza consecinţe foarte diferite ale unui accident, care pot fi foarte greu de comparat: decese, distrugeri materiale, infestarea solului, a aerului, a apei, afectarea faunei sau a florei, degradarea peisajului etc. În general pentru astfel de evaluări sunt folosiţi indici de cuantificare care iau în analiza mai mulţi factori. Indiferent de metoda folosită trebuie precizat însă că ele sunt de cele mai multe ori subiective fiind puternic influenţate de


59

operatorul care realizează evaluarea, de experienţa sa, de sensibilitatea diferită a acestuia la parametrii analizaţi.

3.4.2. Vulnerabilitatea mediilor permeabile

Vulnerabilitatea acviferelor reprezintă gradul de risc adus de activitatea umană asupra mediului acvifer. Termenul de vulnerabilitate a fost folosit în Europa pentru prima dată în anul 1960.

Vulnerabilitatea unui acvifer este redusă dacă factorii naturali asigură protecţie la contaminarea acestuia.

În continuare se prezintă mai multe definiţii a termenului de „vulnerabilitate a acviferelor” [4]:

Vulnerabilitatea acviferului reprezintă posibilitatea percolării şi difuziei contaminanţilor de la suprafaţă solului în rezervoarele de apă subterană în condiţii naturale. [Vrba, Zaporozec 1970]

Vulnerabilitatea reprezintă gradul de pericol de contaminare determinat de condiţiile naturale şi independent de sursa de poluare. [Vrba, Zaporozec 1970]

Vulnerabilitatea acviferelor reprezintă riscul substanţelor chimice – folosite sau depozitate în apropierea suprafeţei solului – de a influenţa calitatea apei subterane. [Villumsen 1073]

Tabel 3.1 – Metode de cuantificare a vulnerabilităţii unui acvifer

Metode cu indecşi şi suprapunere

Metodele care includ programe de simulare

Metode statistice

- se bazează pe asamblarea informaţiilor referitoare la factorii de caracterizare a acviferelor cărora li se atribuie diferite ponderi şi scoruri care apoi sunt indexate şi clasificate după clase de vulnerabilitate.

- avantajul acestor metode constă în faptul că algoritmii lor sunt relativi simpli şi pot integra o mare cantitate de informaţii.

- aceste metode se pretează pentru zone întinse (ex. la nivel naţional) şi se folosesc de obicei împreună cu SIG.

- sunt metode care necesită o cantitate mare de date şi de precizie ridicată.

- aceste metode simulează curgerea prin acvifer şi potenţiala deplasare a poluantului.

- avantajele acestor metode constau în posibilitatea determinării zonelor cu risc ridicat la poluare, pot furniza scenarii legate de evoluţia în timp a frontului de poluare.

- sunt utilizate pentru a cuantifica riscul de poluare a unui acvifer, prin determinarea statistică a legăturii dintre datele referitoare la folosinţa terenurilor.

- aceste metode sunt mai puţin precise şi utilizează date statistice.

Cuantificarea vulnerabilităţii acviferelor este un proces în care informaţiile relevante şi care influenţează această vulnerabilitate sunt definite şi li se atribuie o tabelă de valori în funcţie de importanţă sau impact. Există numeroase scheme pentru a da diverşilor factori influenţatori diverşi indecşi de importanţă.

Metodele de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor se clasifică în trei mari categorii [4]:

metode cu indecşi şi suprapunere; metode ce includ programe de simulare; metode statistice.


60

3.4.2.1. Metode de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor cu indecşi

EPIC

EPIC (Erosion Productivity Impact Calculator- Model de estimare a impactului eroziunii solurilor asupra productivităţii terenurilor agricole) este un model specializat pentru calculul afectării bonităţii terenurilor agricole la diverşi factori de stres. Acest model a fost dezvoltat de oameni de ştiinţă de la Departamentul Agricol Federal din SUA şi a fost aplicat cu succes pentru studii de eroziune a solurilor, poluare a apei subterane, managementul agricol în SUA cât şi în alte ţări.

Principala folosire a modelului este în evaluarea afectării calităţii (bonităţii agricole) a solurilor prin eroziune. Prezicerea impactului managementului agricol se bazează pe factori multiplii cum ar fi: calitatea solului, apă, apă subterană, nutrienţi, pesticide si ale poluanţilor pe sol şi în apă, caracteristici intrinseci ale sistemelor vegetale, precipitaţiile, clima, evapotranspiraţia, percolaţia, scurgerea de suprafaţă, eroziunea apei, eroziunea vântului, denitrificare, azotul organic pierdut în scurgerea de suprafaţă, mineralizare, rotaţia culturilor, etc. Perioada de estimare poate fi de la o zi la 4000 ani. Cerinţele modelului sunt in general următoarele: caracteristicile solului, caracteristicile climatice, şi caracteristicile culturilor agricole care sunt incluse in model, (se pot alege doar ipotezele incluse in model pentru aceşti parametrii), zone cu suprafeţe întinse şi caracteristici omogene.

GOD

Denumit şi index de vulnerabilitate modelul GOD (Groundwater, Overall, Depth) tine cont de următorii trei factori:

caracteristicile fizice ale acviferului (cu nivel liber, sub presiune, saturat, nesaturat);

gradul de consolidare a acviferului sau caracteristicile litologice, adâncimea apei în acvifer.

Acviferul este clasificat în relaţie cu fiecare din aceşti factori. Indexul final este compus din trei factori. Valoarea maximă a indexului este 1 (reprezentând cea mai mare vulnerabilitate). Pot fi adăugaţi şi indecşi care ţin cont de influenţele gradului de fisurare al acviferului şi de capacitatea de înmagazinare sau indecşi care să ţină cont de influenţa dinamicii laterale a poluanţilor în curgerea lor în zonele saturate.

DRASTIC

Modelul DRASTIC este cel mai cunoscut model de evaluare a vulnerabilităţii acviferelor bazat pe factori hidrogeologici. A fost dezvoltat de Agenţia Federala de Mediu din SUA împreuna cu Asociaţia Naţionala Hidrogeologica fiind folosit pentru evaluarea contaminării apei subterane pe zone întinse. Este un model empiric care tine cont de factori hidrogeologici (7 factori care sunt caracterizaţi prin note de la 1 la 5 şi importanţă de la 1 la 10). Factorii hidrogeologici de care ţine cont modelul DRASTIC sunt:

adâncimea apei subterane; alimentarea acviferului; caracteristicile acviferului; caracteristicile solurilor; topografie; impactul asupra zonei saturate; conductivitatea hidraulică a acviferului;


61

Ariile care sunt studiate cu acest model sunt împărţite în zone în care aceşti factori sunt consideraţi omogeni. Fiecărei din subdiviziunile cu factori „omogeni" i se atribuie un index în funcţie de cei 7 factori de mai sus. Fiecare din aceşti indecşi sunt sumaţi în scorul final al modelului. Scorul final al modelului, scor numeric este convertit în categorii de risc: mic, mediu şi mare.

Modelul DRASTIC este aplicat în SUA la scară naţională folosind hărţi la o scara de 1: 2.000.000. Agenţia Federală de Protecţia a Mediului SUA (USEPA) în 1992 a analizat rezultatele din măsurătorile directe din puţuri făcute în programul naţional de măsurare a pesticidelor din sursele de apă subterană în 90 state în comparaţie cu rezultate provenite din modelarea DRASTIC în aceste state. Rezultatul a fost dezastruos, valorile date de model au fost departe de valorile înregistrate prin măsurători directe.

SINTACS

Sintacs a fost iniţial proiectat similar cu DRASTIC, dar cu timpul s-a diferenţiat, pentru că începând cu 1990 un colectiv de cercetători finanţat de un fond special pentru cercetare au creat trei versiuni din ce în ce mai îmbunătăţite ale acestuia. Versiunea 4 mai menţine puţine asemănări cu modelul DRASTIC.

S-au făcut paşi mari in dezvoltarea modelului datorită evoluţiei tehnologiei hardware şi posibilităţii din ce în ce mai apropiate de avea performanţa de calcul la preţuri accesibile. Modelul se bazează pe 7 parametrii care sunt notaţi de la 1 la 10:

1. cota piezometrică; 2. infiltraţia efectivă; 3. capacitatea de atenuare a solului, prima linie de apărare împotriva

poluării a sistemului hidrogeologic, 4. capacitatea de atenuare a zonei saturate, a doua linie de apărare

împotriva poluării acviferului, în această linie important e şi drumul parcurs de contaminanţi;

5. caracteristicile hidrogeologice ale acviferului care definesc zona de sub nivelul piezometric al acviferului unde poluantul; se amestecă cu apa din subteran şi evoluează în profunzimea acviferului;

6. conductivitatea hidraulică reprezintă capacitatea de mobilitate într-un mediu saturat, şi, de asemenea, potenţialul de mişcare al poluanţilor ţinând cont de densitate şi vâscozitate (care e omogenă în mare parte din acvifer);

7. panta terenului care este importantă pentru că pe baza ei se poate calcula scurgerea de suprafaţa din precipitaţii.

Harta de vulnerabilitate se obţine prin asignarea indicilor SINTACS pentru fiecare celulă a hărţii. Pentru a se lucra cu zone cat mai omogene zona studiată se împarte în zone elementare (într-o grilă de discretizare). Valoarea obţinută pentru fiecare celulă se va normalizeze şi clasifica în zone de interes cu vulnerabilitate mică, medie şi mare.

SEEPAGE

SEEPAGE (System for Early Evaluation of the Pollution Potential of Agricultural Groundwater Environments) este folosit pentru a evalua riscul de contaminare a apei subterane prin surse mono-punctuale si multi-punctuale de poluare ţinând cont de factorii hidrogeologici. SEEPAGE cuantifica factorii hidrogeologici pentru a localiza zonele cu risc mare de poluare a apei subterane folosind pentru aceasta funcţiile de analiză şi datele prelucrate prin intermediul unui SIG şi ia în considerare următorii factori:


62

panta solului; adâncimea frontului subteran; caracteristicile zonei saturate; caracteristicile zonei nesaturate; grosimea stratului de sol; potenţialul de înmagazinare si de atenuare.

Acesta din urma este la rândul lui divizat în următorii factori:

caracteristicile de textura a solului; caracteristicile de textura a stratului de profunzime; pH-ul stratului de suprafaţă; substanţa organică de pe suprafaţă solului; clasa de infiltrare a solului.

Acest model se aseamănă cu modelul DRASTIC. Pentru fiecare factor considerat se alocă un index în funcţie de caracteristici dinainte stabilite a fiecărui factor. Acești indecşi se însumează şi formează o listă de indecşi finali care apoi se reclasifică în clase de importanţă: vulnerabilitate mare, medie şi redusă.

PUMPS

Pesticide User Management Planning System (PUMPS) a fost dezvoltat pentru a ajuta la definirea impactului poluator al pesticidelor asupra calităţii apei subterane. PUMPS foloseşte SIG-ul în analiza şi clasificarea sistemului de indecşilor. Sistemul de indecşi estimează potenţialul de poluare ţinând cont de proprietăţile chimice, proprietăţile specifice solurilor, informaţii despre recoltele de pe aceste soluri şi caracteristici hidrogeologice. Modelul este aplicat la zone restrânse din cauza indisponibilităţii datelor detaliate de care are nevoie.

3.4.2.2. Metode care includ programe de simulare, de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor

Modele care includ programe de simulare sunt orientate pregnant spre modelarea procesului de transport de poluant au fost în general dezvoltate în jurul migrării pesticidelor.

Modelul GLEAMS (Groundwater Loading Effects of Agricultural Management Systems) s-a dovedit a fi o unealtă deosebit de utilă pentru evaluarea potenţialului de poluare cu pesticide şi substanţe chimice provenite din agricultură (folosirea intensivă a capacităţilor de producţie agricole).

Alte modele orientate spre calculul dinamicii apelor subterane cât şi mişcarea poluanţilor în mediul subteran sunt RUSTIC (Risk of Unsaturated/Saturated Transport and Transformation of Chemical Concentration model) şi PRZM (Pesticide Root Zone Model).

Aceste modele sunt mai bine pregătite în a evalua mişcarea poluanţilor chimici în mediul subteran decât DRASTIC or SEEPAGE, dar ele prezintă un mare dezavantaj, necesită date foarte detaliate pentru intrare în simulare.

Cele mai cunoscute modele matematice în general dezvoltate pe metoda calcului numeric cu ajutorul diferenţelor finite sunt: MODFLOW, VISUAL MODFLOW. Există şi aplicaţii pretenţioase care combină două metode de rezolvare numerică a sistemelor de ecuaţii diferenţiale: prin elemente finite şi diferenţe finite: SUTRA - Saturated Unsaturated TRAnsport, FEMWATER, FEFLOW, GMS.


63

Tabel 3.2 – Comparaţie între principalele metode de cuantificare a vulnerabilităţii

Model de cuantificare a vulnerabilităţii GOD DRASTIC SINTACS SEEPAGE RUSTIC CALVUL

Tip* RS PCSM PCSM AR AR HCS

Rata de precipitaţii

Suprafaţa topografică şi panta terenului * * *Scurgerea de suprafaţă şi densitatea reţelei * *Grosime, textură şi mineralogie * * * *Umiditate efectivă * *Permeabilitate * * *Propietăţile fizico-chimice * * *Interconexiunile acviferului cu apele de suprafaţă * *Alimentarea acviferului * * * *Caracteristicile hidrogeologice ale zonei saturate * * * * * *Adâncimea apei în acvifer * * * * * *Variaţii ale nivelului piezometric *Conductivitatea hidraulică a acviferului * * * * *Caracteristicile hidrogeologice ale acviferului * * * *

*) Observaţii: HCS – împărţire a domeniului în zone omogene MS – sistem care foloseşte matrice RS – sistem care foloseşte ierarhizările AR – sistem care foloseşte metode deterministe şi/sau modele numerice PCSM – metode paranumerice

3.4.2.3. Metode statistice de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor

Sunt dezvoltate un număr relativ redus de metode statistice pentru estimarea vulnerabilităţii acviferelor pentru că aceste metode necesită o cantitate mare de date, date care se obţin greu (cu cheltuieli mari).

Modelul „CALVUL" dezvoltat în California - SUA de către Departamentul de Reglementare a Pesticidelor (DPR) este utilizat pentru estimarea vulnerabilităţii acviferelor din zonă la poluarea cu pesticide. Modelul discretizează zona observată în pătrate de 1 km2 , iar pătratele care sunt găsite vulnerabile sunt propuse pentru protecţie.

Modelul „Texas Case Study" studiază vulnerabilitatea acviferelor la poluarea cu substanţe chimice bogate în nutrienţi (îngrăşăminte chimice). Modelul foloseşte o baza de date mare care înglobează toate datele adunate, în mai mult de 30 ani, din Texas.

3.4.3. SIG şi hărţile de vulnerabilitate

Un Sistem Informatic Geografic (SIG) este un ansamblu de persoane, echipamente, programe, metode şi norme având ca scop culegerea, validarea, stocarea, analiza şi vizualizarea datelor geografice [5].

Sistemele informaţionale geografice reprezintă o tehnică de lucru larg utilizată, atât în domeniul cercetărilor teoretice, cât mai ales în activităţi practice.


64

Un sistem informatic geografic (GIS – Geographical Information System) este un sistem dedicat gestionării, analizei şi afişării informaţiei geografice, ce este reprezentată folosind o serie de seturi informaţionale. Aceste seturi informaţionale includ:

Hărţi şi globuri reprezentate prin ferestre interactive ce conţin date geografice şi cu ajutorul cărora se pot oferi răspunsuri, prezenta rezultate şi utiliza ca suport decizional. Hărţile şi globurile tridimensionale reprezintă aplicaţii GIS profesionale ce permit interacţionarea cu datele geospaţiale.

Seturi de date geografice reprezentate prin fişiere şi baze de date geospaţiale ce conţin obiecte spaţiale, reţele, topologii, date teren, măsurători topografice şi atribute.

Prelucrări şi modele de diagrame de lucru reprezentate prin colecţii de proceduri de prelucrare pentru automatizarea şi repetarea numeroaselor operaţii, procese de lucru pentru analiză.

Modele de date reprezentate prin seturile de date GIS, reprezintă nu numai tabele ale unui sistem de gestionare a bazelor de date (DBMS). Acestea încorporează atât comportamente avansate cât şi integritatea datelor geospaţiale. Schema, comportamentul, regulile de integritate ale seturilor de date geospaţiale joacă un rol decisiv în cadrul oricărei aplicaţii GIS.

Metadatele reprezentate prin documente ce descriu alte elemente. Un catalog document permite utilizatorilor organizarea, descoperirea şi înlesneşte accesul la informaţia geospaţială distribuită.

Realizarea unei hărţi de vulnerabilitate asociată unui acvifer presupune realizarea unei baze de date geospaţiale cu ajutorul SIG care include atât date referitoare la elementul geografic (hărţi, ridicări topo etc.) cât şi date referitoare la caracteristicile acviferului (parametrii hidrogeologici etc.) – figura 3.1.

Bază de date geospaţială

asociată unui acvifer

Date geologice

Date din foraje

Analize in-situ sau

în laborator

Modele numerice

Date hidrografice

şi hidrogeologice

Date geografice

Figura 3.2 – Schemă bază de date geospaţială asociată unui acvifer

Hărţile necesare pentru calculul vulnerabilităţii acviferelor sunt: hărţi cu cartarea solurilor (tip, extindere verticală şi orizontală), hărţi geologice, hărţi


65

de evapotranspiraţie, harţi de precipitaţii, de folosire a terenurilor, hărţi topografice, hărţi hidrogeologice etc.

Conceptul de bază în vulnerabilitatea acviferelor este acela că unele zone sunt mai vulnerabile decât altele. Metodele, utilizate în SIG, de realizare a hărţilor de vulnerabilitate împart zona de interes în zone mai mici care au indici de vulnerabilitate diferiţi.

De asemenea, cu ajutorul SIG se poate realiza un model al acviferului pe care cu ajutorul metodelor numerice se poate simula curgerea în acvifer şi/sau transportul de poluanţi. Cu ajutorul acestui model, se pot face prognoze de transport de poluanţi şi întocmi hărţi de poluare la numite coordonate temporale [6].

În momentul actual există pe piaţă o gamă largă de soluţii SIG (ArcGIS, Autodesk Map, MicroStation GeoGraphics, GeoMedia, Surfer etc.) cu avantaje şi dezavantaje specifice. O trecere în revistă a acestor soft-uri este făcută în tabelul 3.2. indicându-se principalele caracteristici. Dintre acestea în domeniul apelor subterane se detaşează clar soluţia SIG oferită de ESRI în produsul său ArcGIS, care include un model ArcHydro, special dezvoltat pentru ingineria resurselor de apă.

Tabel 3.3 – Comparaţie între principalele soluţii SIG

Nr. crt.

Denumire SIG Reprezentare Raster

Reprezentare Vector

Funcţii import/export

Dezvoltare aplicaţii SIG

Preţ

1. ArcGIS

2. Autodesk Map

3. MicroStation GeoGraphics

4. GeoMedia

5. Surfer

3.5. MANAGEMENTUL RISCULUI

3.5.1. Elemente fundamentale

Managementul riscului este o noţiune relativ nouă şi care defineşte un proces complet şi complex de evaluare şi control al riscului. Într-o forma completă, managementul riscului cuprinde analiza şi evaluarea, controlul, micşorarea şi transferul riscului [7].

Dacă se acceptă faptul că analiza şi evaluarea riscului sunt anticipative managementului propriu-zis, chiar dacă sunt reluate pe parcurs, atunci etapele propriu-zise ale managementului riscului sunt:

identificarea evaluarea controlul micşorarea


66

În general riscul priveşte trei aspecte:

aspectul structural, riscul fiind dat de probabilitatea ruperii unei instalaţii sau construcţii;

aspectul funcţional, riscul este dat de probabilitatea modificării rapide şi necontrolate a parametrilor tehnologici de funcţionare ai unei instalaţii astfel încât aceasta devine nefuncţională; la aceasta trebuie adăugat costul pagubelor provocate deţinătorului dar şi beneficiarilor direcţi sau indirecţi;

aspectul ecologic, în care riscul este dat de probabilitatea ca mediul să fie afectat şi de consecinţele impactului negativ asupra mediului

3.5.2. Evitarea riscului

Evitarea riscului se realizează prin soluţii de proiectare tehnologică şi constructivă adecvate, prin controlul calităţii materiilor folosite şi al execuţiei prin exploatarea raţională şi întreţinere corespunzătoare, prin intervenţii corective prompte.

Calitatea execuţiei respectând cu stricteţe prevederile specificaţiilor tehnice, duce la evitarea unor categorii foarte periculoase ale riscului care nu au fost avute în vedere în faza de proiectare. Abaterile de la proiect, create prin defecţiuni locale datorate execuţiei neglijente sunt în mai multe cazuri sursa unor accidente sau avarii. Sistemul calităţii în construcţii trebuie aplicat cu rigurozitate în faza de execuţie, fiind principala pârghie pentru evitarea riscului de acest tip.

3.5.3. Controlul riscului

Controlul riscului presupune monitorizarea continua a siguranţei structurale şi tehnologice a unei instalaţii. De asemenea, tot în cadrul activităţii de control al riscului ar trebui să fie înscrise şi evaluările periodice ale siguranţei, prin regimul expertizelor.

Cuantificarea riscului şi compararea riscului acceptat sau tolerabil, realizată în cadrul expertizelor sau prin studii speciale, constituie mijlocul direct de acţiune pentru declanşarea unor măsuri structurale sau nestructurale de reducere a riscului asociat poluării mediului subteran.

Modalitatea practică de realizare a controlului permanent al riscului constă în:

urmărirea, supravegherea tuturor instalaţiilor şi construcţiilor aferente obiectivului evaluat; stabilirea unui program, coerent de urmărire şi supraveghere a stării fizice a acestora;

inspecţiile vizuale şi măsurate prin aparatele de măsura şi control precum şi prelucrarea şi interpretarea lor primară; realizarea periodică a unor rapoarte de audit intern asupra stării fizice a tuturor instalaţiilor posibil poluatoare;

calificarea personalului implicat în aceasta activitate şi organizarea supravegherii pe mai multe niveluri de competenta în care poate intervenii şi controlul autorităţilor publice locale.

3.5.4. Micşorarea riscului

Micşorarea riscului se poate produce pe două căi:


67

prin reducerea probabilităţii de apariţie; prin reducerea consecinţelor probabile în cazul în care se produce un

accident;

Reducerea probabilităţilor de apariţie sau creşterea siguranţei se poate realiza prin:

intervenţii constructive: necesitatea lor rezultă în urma controlului şi se referă la remedierea diferitelor probleme apărute;

intervenţii tehnologice: măsuri generale de reducere a cantităţii de deşeuri produse, aplicarea BAT în procesele ce produc astfel de deşeuri, transportul în siguranţă al deşeurilor de la sursa de producere la locul de stocare a acestora;

măsuri non-structurale (restricţii în exploatare, organizarea unui sistem de urmărire automata etc.): realizarea unui program de masuri de intervenţie în cazul unor accidente, prevederea responsabilităţilor, stabilirea fluxului informaţional şi a necesitaţilor de alarmare, prevederea mijloacelor de intervenţie, instruirea personalului implicat în aplicarea acestor măsuri.

Reducerea consecinţelor se referă la:

eliminarea sau reducerea drastică a pericolului pierderilor de vieţi omeneşti: asigurarea echipamentelor de protecţie specifice, stabilirea măsurilor antidot adecvate, asigurarea soluţiilor de remediere rapidă şi de limitarea ariei de acţiune a evenimentului;

alarmarea şi evacuarea populaţiei.

Aşa după cum s-a constatat micşorarea riscului se întrepătrunde cu activitatea de control a riscului [3]. Detectarea situaţiilor critice sau a fenomenelor evolutive periculoase care afectează siguranţa, realizate prin supraveghere, declanşează acţiuni de urgenţă pentru prevenirea accidentelor şi activează sistemul de alarmare.

3.5.5. Măsuri preventive de siguranţă

Măsurile luate ar trebui să permită reducerea riscului. În principiu este vorba de trei tipuri de măsuri preventive [8]:

Măsuri care permit reducerea pericolului potenţial

Prin astfel de măsuri se înţelege, spre exemplu limitarea cantităţii de substanţe periculoase şi înlocuirea lor prin alte substanţe care prezintă un risc mai mic. În acest caz măsura poate fi aplicată doar privind întregul flux tehnologic, acţionându-se în special asupra proceselor ce generează aceste deşeuri.

Măsuri care să împiedice producerea unor accidente majore

Acest tip de măsuri se referă în primul rând la mijloacele tehnice disponibile de organizare sau de personalul care are în primul rând ca atribut de serviciu siguranţa funcţionării instalaţiilor, stabilirea unor norme suplimentare pentru întreţinerea şi urmărirea funcţionarii lor.

Măsuri care sa permită limitarea efectelor (consecinţelor) unui accident major

În cazul unor accidente sau avarii aceste măsuri trebuie să contribuie la limitarea consecinţelor, în special pentru accidente majore: echiparea


68

instalaţiilor cu sisteme de alarmare, al căror număr şi amplasare să permită detectarea imediată a unui deranjament [9].

Pregătirea în vederea unui management eficace al accidentelor majore aparţine de asemenea aceluiaşi grup de măsuri:

achiziţia materialelor necesare; informarea personalului asupra riscului; familiarizarea personalului cu

măsurile de acţiune imediată; pregătirea şi aducerea la cunoştinţă tuturor a instrucţiunilor ce se

impun ca urmare a unui accident major; stabilirea unor planuri de intervenţie; realizarea unei fişe tehnice de

descriere a substanţelor periculoase; alertarea autorităţilor.

BIBLIOGRAFIE:

[1] Ionescu, Ș., - Impactul amenajărilor hidrotehnice asupra mediului, Editura H.G.A., București, 2001.

[2] Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I. – Evaluarea riscului de mediu pentru batalurile de gudroane acide si haldele de şlam de alumina aparţinând S.C. ROMPETROL S.A. BUCUREŞTI - Punct de lucru Rafinăria Vega Ploieşti, Contract U.T.C.B., 2006.

[3] Stematiu, D., Ionescu, Ș., - Siguranță și risc în construcții hidrotehnice, Editura Didactică și Pedagogică, București, 1999.

[4] Dogeanu, D. – Folosirea facilităților GIS în evaluarea vulnerabilității acviferelor, Teză de doctorat, U.T.C.B., 2007.

[5] Delleur, J. W., Handbook of Groundwater Engineering, CRC, 1998


[7] Dimache, Al., Bica, I., Petrescu, V., Iancu, I. – Parcul industrial Dragomirești: Managementul riscului în utilizarea apei subterane, Conferința ARA, Bucureşti, 2006.


[9] Weiner, R.F., Matthews, R.A., - Environmental Engineering – Fourth Edition, Elsevier Science, 2003.

Capitolul 4 – Reconstrucţia ecologică a mediilor permeabile 69

4. RECONSTRUCŢIA ECOLOGICĂ A MEDIILOR PERMEABILE

4.1. CARACTERIZAREA MEDIULUI SUBTERAN

În atingerea scopului decontaminării mediului permeabil şi a apelor subterane, rolul principal este deţinut, pe de o parte de caracteristicile poluanţilor şi de tipul acestora, iar pe de altă parte de caracteristicile mediului permeabil subteran. Caracterizarea zonei poluate şi a poluanţilor este o etapă importantă în alegerea şi proiectarea sistemelor de remediere a mediilor permeabile, însă trebuie admisă premisa că caracterizarea completă a acestor zone este greu de realizat. În aceste condiţii, studiile de caracterizare a zonei trebuie să realizeze un echilibru între dorinţa de a asigura toate informaţiile necesare proiectării unui sistem eficient de remediere şi necesitatea de a evita perturbarea de amploare a mediului subteran, prin investigaţiile de caracterizare [1].

În urma caracterizării mediilor permeabile poluate şi a poluanţilor apelor subterane trebuie să se poată răspunde la următoarele întrebări, care, în esenţă, se referă la: caracteristicile mediului subteran, caracteristicile şi tipul poluanţilor, interacţiunea complexă dintre poluanţi şi mediul subteran în care aceştia există, comportamentul şi soarta poluanţilor în mediul subteran:

Care/ce este sursa de poluare? Ce poluanţi sunt implicaţi şi sub ce formă apar (de exemplu, dizolvaţi

în apă, insolubili în apă - NAPL) ? Care sunt caracteristicile acestor deşeuri (de exemplu, volume,

proprietăţi chimice, toxicitate)? Care este geologia/stratificaţia litologică a amplasamentului: unităţi

majore, distribuţie spaţială, caracteristici chimice şi mineralogice? Care sunt caracteristicile configuraţiei hidrogeologice a zonei

contaminate constând în: modele de curgere (de exemplu, din punct de vedere al numărului Reynolds – regim laminar, turbulent), chimia apei, parametri cheie ai curgerii, parametri cheie ai transportului şi transferului de poluanţi?


Care sunt proprietăţile biologice ale mediului subteran/potenţialul natural de biodegradare?

Cum este controlat/influenţat pattern-ul de răspândire a poluării de către caracteristicile geologice, hidrogeologice şi ale poluanţilor?

4.1.1. Etapele caracterizării mediului subteran

Pentru caracterizarea mediilor permeabile subterane poluate trebuiesc parcurse câteva etape succesive (tabel 4.1), începând cu analiza istoricului poluării şi definirea surselor de poluare şi terminând cu stabilirea potenţialului de remediere [1].

În etapa iniţială de caracterizare (etapa I), investigaţiile sunt destinate verificării informaţiilor de bază asupra zonei şi a datelor colectate anterior pentru a determina probabilitatea originii sursei de poluare şi pentru a se stabili ce alte informaţii mai sunt necesare a se obţine. În etapa intermediară (etapa II), vor fi colectate date pentru a se determina volumul de apă poluat şi pentru a se proiecta soluţia de limitare a avansării în continuare a frontului poluant. În etapa finală (etapa III), va fi evaluat potenţialul de restaurare pentru fiecare sub-zonă şi se vor asigura informaţiile necesare proiectării unui sistem de remediere capabil să realizeze restaurarea prognozată. Astfel, etapele de mai sus presupun:

Tabel 4.1 – Etapele caracterizării mediului subteran

Etapa I Evaluarea şi revizuirea informaţiilor de bază şi a datelor colectate

anterior;

Analiza istoricului poluării;

Definirea surselor de poluare (de suprafaţă, subterane).

Etapa II Definirea extinderii pe verticală şi orizontală a poluării;

Definirea extinderii pe verticală şi orizontală a poluării;

Realizarea unui sistem de monitorizare;

Evaluarea volumului de apă şi sol poluat;

Tipul şi concentraţia poluanţilor;

Proprietăţile poluanţilor;

Proiectarea unui sistem de limitare a avansării poluării;

Eliminarea surselor de poluare de suprafaţă sau din apropierea

suprafeţei terenului;

Evidenţierea posibililor receptori ai frontului poluant;

Definirea caracteristicilor geologice, hidrogeologice şi hidraulice ale

mediului subteran (stratificaţie, grosime, extindere laterală,

continuitatea stratelor, adâncimea acviferului, gradienţi hidraulici,

permeabilităţi, porozitate etc.);

Variaţia temporară a nivelului apei subterane;

Zone de alimentare şi drenare ale subteranului;

Interacţiunea ape subterane - ape de suprafaţă.

Etapa III Identificarea surselor subterane de poluare;

Distribuţia poluanţilor în diverse faze de agregare: solidă, lichidă,

vapori;

Estimarea concentraţiei poluanţilor din subteran: în zona saturată, în

zona nesaturată;


Determinarea volumului (masei) poluantului;

Determinarea caracteristicilor fizice şi chimice ale poluanţilor;

Evaluarea ponderii mecanismelor de transport în subteran a

poluanţilor;

Evaluarea proceselor chimice ce pot influenţa remedierea:

adsorbţia/retardarea;

Procese şi ritmuri de transformare a poluanţilor în subteran;

Evaluarea factorului de influenţă timp asupra comportării poluanţilor;

Viteza de avansare a frontului poluant;

Proiectarea, realizarea şi evaluarea eficienţei instalaţiilor pilot de

remediere;

Evaluarea potenţialului de remediere a zonei în ansamblul ei dar şi

a unor sub-zone componente;

Proiectarea sistemului de remediere;

Monitorizarea sistemului de remediere: gradienţi hidraulici,

performanţele de limitare a avansării frontului poluant, cantitatea de

poluant recuperată, viteza de recuperare; este important ca

raportarea tuturor performanţelor remedierii să fie făcută funcţie de

timp, concentraţii iniţiale ale poluanţilor, volumul porilor, numărul de

volume de pori golite, etc.

Analiza problemelor de întreţinere şi funcţionare a echipamentelor

de remediere;

Up-gradarea sistemului de remediere, dacă este cazul;

Alte date specifice zonei.

4.1.2. Caracterizarea zonei contaminate în vederea alegerii sistemului de remediere

Caracterizarea zonei contaminate în vederea alegerii sistemului optim de remediere trebuie să ţină cont pe de o pare de caracteristicile amplasamentului, iar pe cealaltă parte de caracteristicile contaminanţilor din amplasamentul respectiv (figura 4.2).[2]

4.1.2.1. Caracterizarea zonei

În caracterizarea zonei contaminate (poluate), este necesar să se realizeze o descriere amplă a structurii hidrogeologice a mediului permeabil subteran, identificându-se astfel receptorii posibili ai apelor subterane (tabel 1.2). Această caracterizare permite, de asemenea, estimarea potenţialului de remediere a zonei afectate de poluare. Colectarea acestor date nu este posibilă să se efectueze la un nivel foarte detaliat, datorită limitărilor tehnice şi nu este nici economic fezabil pentru majoritatea mediilor permeabile subterane poluate.

4.1.2.2. Caracterizarea poluanţilor

În evaluarea posibilităţilor de depoluare a stratelor acvifere, ca şi în stabilirea parametrilor de proiectare ai instalaţiilor folosite în refacerea calităţii mediilor permeabile subterane, un rol important îl au, pe lângă caracteristicile zonei poluate şi proprietăţile fizice şi chimice ale poluanţilor (tabel 1.3) [3].


Factori naturali

Surse de poluare

Utilizarea apei

Legislaţie şi

politici de mediu

Obiectivele evaluării

Proiectarea şi planificarea

operaţiunilor

Resurse umane,

tehnice şi financiare

Studii preliminare

Operaţiuni de monitorizare

in-situ

Operaţiuni de laborator Controlul calităţii datelor

Stocarea datelor

Prelucrarea datelor

Interpretarea datelor

Evaluare şi diseminare

Re-proiectarea şi re-

planificarea operaţiunilor

Managementul utilizării

apei

Controlul poluării; aplicare

metode de decontaminare

Monitoring

hidrologic

Figura 4.1 – Fazele generale ale unei metode de caracterizare sau program de evaluarea a mediilor subterane poluate


Tabel 4.2 – Descrierea structurii hidrogeologice a mediului subteran

Parametrii

geografici şi

climatici

Pentru caracterizarea zonei din punct de vedere geografic şi

climatic se va realiza încadrarea în teritoriu (coordonate

geografice, georeferenţiere), cartare topografică (hărţi la scară),

precum şi culegerea sau măsurarea următorilor parametrii

meteorologici:

Temperatura aerului;

Precipitaţii;

Evapotranspiraţia.

Studiile topografice se concretizează în planuri de situaţie, profile

topografice, detalii de planimetrie şi de nivelment.

Parametrii

hidrogeologici

Pentru caracterizarea structurii hidrogeologice este necesar să fie

determinaţi următorii parametri:

stratificaţia, structura geologică;

eterogenitatea mediului subteran;

grosimea stratelor geologice;

limitele acviferului;

existenţa căilor preferenţiale de mişcare a apei;

debitul şi direcţia curentului natural al apei subterane;

caracteristicile hidraulice ale zonei poluate: porozitatea,

coeficientul de permeabilitate, capacitatea de

înmagazinare, gradienţii hidraulici, coeficientul de

denivelare;

zonele de alimentare şi descărcare ale stratului acvifer.

În caracterizarea structurii hidrogeologice a stratelor acvifere

poluate apar o serie de dificultăţi, în special, în cazul definirii

permeabilităţii acviferelor eterogene.

Caracterizarea apei

subterane

Pentru caracterizarea fizico-chimică a apei subterane este necesar

să fie analizaţi următorii parametri:

Densitate apă subterană;

Greutatea specifică;

Vâscozitate apă subterană (funcţie de concentraţie şi

temperatură);

Oxigenul dizolvat;

CBO si CCO;

Coeficient de difuzie moleculară;

pH apă subterană;

EH apă subterană;

Temperatură apă subterană;

Concentraţia de oxigen în apa subterana;

Gradient de concentraţie;

Adâncimea pana la pânza freatică;

Umiditatea in zona nesaturată;

Concentraţia ionului Fe2+ in apa subterană;

Consum de oxigen datorită reacţiilor cu substanţe

anorganice;

Concentraţia de nutrienţi, raportul C:N:P.


Figura 4.2 – Caracterizarea zonei contaminate pentru alegerea sistemului de remediere

Importanţa acestora decurge, în primul rând, din faptul că ele afectează distribuţia poluanţilor în cele patru faze principale în care, poate fi găsit un compus chimic odată ajuns în subteran:

faza de vapori; dizolvat în apă; adsorbit pe particulele solului; fază pură (LNAPL, DNAPL).

Determinarea caracteristicilor poluanţilor apelor subterane, este un proces costisitor şi de lungă durată, de aceea este util ca de fiecare dată să fie determinate doar acele caracteristici care prezintă relevanţă pentru cazul analizat.

Tabel 4.3 – Caracterizarea poluanţilor mediului subteran

Parametrii fizico -

chimici

Pentru caracterizarea poluanţilor apelor subterane este necesar să

fie determinaţi următoarele caracteristici fizice şi chimice:

distribuţia contaminantului în subteran;

solubilitatea;

densitatea;

presiunea vaporilor;

volatilizarea;

adsorbţia.

Proprietăţile fizice şi chimice ale poluanţilor joacă un rol major în

distribuţia acestora în mediul subteran. Identificarea poluanţilor

mediului subteran şi cuantificarea proprietăţilor fizice şi chimice ale

acestora este un proces dificil şi complex.


Parametrii biologici Caracterizarea din punct de vedere biologic a poluanţilor se

realizează prin determinarea următorilor parametrii:

biodegradabilitatea,

biodisponibilitate.

Investigarea gradului de contaminare microbiană a probelor

prelevate:

determinarea prezenţei şi densităţii principalelor grupe

fiziologice de microorganisme, din categoria bacteriilor

(implicate în ciclul carbonului, azotului, sulfului, fierului),

levurilor şi fungilor microscopici filamentoşi;

diversitatea microorganismelor prezente, prin utilizarea

unor medii de cultură selective şi de diagnostic diferenţial;

studiul distribuţiei, evaluarea cantitativă, caracterizarea

fenotipică şi dinamica sezonieră a microorganismelor

evidenţiate în probele analizate.

4.1.3. Metode de caracterizare a mediului subteran

4.1.3.1. Investigaţii hidrogeologice

Investigaţiile hidrogeologice urmăresc caracterizarea complexităţii hidrogeologiei amplasamentului analizat prin colectarea şi analiza in-situ sau în laborator a probelor recoltate [4]. Planul de prelevare a probelor propus trebuie bine întocmit pentru se asigura că informaţia obţinută este adecvată pentru a îndeplini obiectivele de date hidrologice, geologice şi chimice pentru caracterizarea sursei sau a studiului pentru delimitarea şi detectarea frontului de poluant.

Amploarea acestor investigaţii hidrogeologice depind de numărul şi natura parametrilor care urmează să fie urmăriţi. În urma investigaţiilor hidrogeologice, studiul de caracterizare a stratului acvifer poluat va fi completat cu informaţii referitoare la structura acviferului, secţiuni litologice, proprietăţi hidraulice ale acviferului etc.

4.1.3.2. Foraje de monitorizare

Forajele de monitorizare sunt principala sursă de date hidrologice şi de calitate a apei subterane folosită în evaluarea hidrogeologică a unui amplasament.

Elementele esenţiale ale unui puţ de monitorizare sunt ecranul de protecţie (sitele) şi îmbrăcămintea, pachetul de filtre şi etanşarea (figura 4.3). Ecranele de protecţie sunt în general secţiuni de conducte şi permit apei să intre din formaţiune în puţ iar pachetul de filtre filtrează majoritatea particulelor din sol. Îmbrăcămintea este partea de conductă cu pereţi întregi ce conectează partea de ecranare cu suprafaţa. Capcane de aluviuni sunt de obicei instalate pentru prevenirea acumulării sedimentului ce trece de zona ecranată. Un capac de fund (decantor) direcţionează debitul de sediment spre fundul puţului. Filtrul invers sau filtrul cu pietriş, creează o zonă de permeabilitate îmbunătăţită (mărită) în jurul puţului ajutând în felul acesta debitul de apă subterană. Deasupra stratului de pietriş se află un strat de etanşare compus din bentonită, ciment, sau alte materiale cu permeabilitate scăzută, ce previn fluidele de la suprafaţă să intre în puţ, inclusiv apa de ploaie ce percolează. Deasupra se toarnă o suprafaţă de beton pentru a preveni uzura stratului de


etanşare. Puţul este protejat printr-un capac protector şi, unde este cazul, prin posturi de pază.

Figura 4.3 – Schema unui puţ de monitorizare

4.1.3.3. Metode de caracterizare a structurii geologice

Datele geologice esenţiale necesare în toate investigaţiile dau o descriere a principalelor unităţi stratigrafice din subteranul locaţiei, inclusiv grosimea lor, continuitatea laterală şi proprietăţile de transport al apei. Aceasta este de obicei analizată prin examinarea probelor de sol si rocă colectate din foraje. În cazul amplasamentelor în care subteranul este alcătuit din straturi neconsolidate şi unde adâncimile forajelor sunt destul de mici (30 m sau mai puţin) colectarea probelor din adâncime prin forare este o metodă economică pentru colectarea datelor geologice. În zonele în care subteranul este alcătuit


din roci consolidate sau unde condiţiile cer adâncimi de forare mai mari, colectarea de probe din adâncime este mai scumpă şi poate fi completată sau înlocuită prin teste cu penetrometru cu con sau metode geofizice în foraj.

Metode de forare

Alegerea metodei de forare va depinde de factori cum ar fi adâncimea de forare, natura formaţiunilor geologice ce sunt investigate, şi scopul specific al forajului, de exemplu colectarea de probe litologice, probe de sol pentru analize chimică, şi/sau instalarea unui puţ.

În realizarea investigaţiilor in-situ, introducerea de materiale străine în foraj nu este de dorit din cauza posibilităţii de apariţie a reacţiilor chimice cu mediul geologic sau cu apa subterană. De aceea forarea este de obicei făcută „în uscat”, adică fără folosirea acestor fluide de forare. Acest mod de forare permite şi identificarea primei apariţii a apei subterane. Când apa freatică este întâlnită prima oară, operaţiunile de forare ar trebui oprite pentru destul de mult timp pentru a se observa dacă nivelul apei creşte în foraj, determinându-se astfel dacă acviferul este cu nivel liber sau nu.

Forarea cu burghiu cu tijă solidă

Aceste burghie constau în secţiuni de bară solide cu o rampă continuă sudată, ce urcă în spirală în jurul ei (figura 4.4). Secţiunile burghiului sunt conectate în funcţie de cum progresează forarea. După cum este rotită tija, dinţii de pe burghiul din faţă intră în formaţiune şi solul desfăcut urcă pe spirală până la suprafaţă. Şirul de secţiuni de burghiu este scos la fiecare interval de prelevare a probelor de sol şi este introdus un tub Shelby folosind sistemul hidraulic. Apoi burghiul este din nou introdus şi forarea continuă până la următorul punct de prelevare.

Figura 4.4 – Burghiu spiralat cu tijă solidă şi burghiu tubular


Aceste burghie sunt eficiente în soluri coezive, deasupra zonei saturate. Din cauza tendinţei pereţilor forajului de a se prăbuşi, acest tip de forare nu este eficient în zone cu pământ necoeziv sau sub nivelul apei freatice, li nu sunt practice pentru puţuri de monitorizare.

Forarea cu burghiu tubular

Şi aceste burghie folosesc o spirală, dar care în loc să fie sudată de o tijă solidă, este sudată în jurul unei ţevi (figura 4.4 dreapta). Burghiul din capăt este dotat cu dinţi de tăiere localizaţi pe circumferinţa bazei sale. În timpul forării, o tijă centrală dotată cu un dinte pilot este coborâtă în interiorul burghiului, iar tija centrală şi tija tubulară se rotesc împreună.

După cum avansează forarea, solul urcă pe rampa în spirală la fel ca la celalalt tip de burghiu. Un obturator poziţionat deasupra dintelui previne urcarea solului înăuntrul tijei tubulare. Când se ajunge la un anumit punct de prelevare, tija centrală, obturatorul şi dintele sunt scoase şi se introduce o unealtă de prelevare a probelor, ce rămâne în foraj pentru a preveni prăbuşirea pereţilor. Unealta de prelevare este apoi împinsă în solul dinaintea burghiului.

4.1.3.4. Metode de colectare a datelor

Metodele de colectare a datelor privitoare la caracterizarea mediului subteran folosite au fost dezvoltate iniţial pentru studiile geotehnice, puţurile de apă şi de petrol, dar au fost adaptate pentru a servi cerinţelor speciale asociate cu definirea mărimii penelor de poluanţi.

Direcţii generale de colectare a datelor sunt legate de obiectivele urmărite şi de limitările economice şi tehnice.

Trei mari clase de date (geologice, hidrologice şi chimice) trebuiesc colectate pentru facilitarea dezvoltării unui model conceptual care să descrie incidenţa şi mişcarea contaminanţilor într-un cadru geologic.

Definirea cadrului geologic al locaţiei, proprietăţile ei hidrologice şi extinderea laterală şi verticală a contaminanţilor prezenţi constituie principalii paşi ai investigaţiei. Dar există o suprapunere semnificativă în achiziţia celor trei clase de date. De exemplu, un foraj făcut pentru a caracteriza geologia locaţiei poate de asemenea să aducă şi date hidrologice calitative cum ar fi dacă acviferul este cu nivel liber sau nu şi dacă există mostre de pământ pentru analiza de laborator a concentraţiei de poluant. Ulterior, forajul se poate transforma într-un puţ de monitorizare pentru a permite colectarea de probe din apa subterană şi date hidrologice cantitative.

Informaţiile privind natura materialelor geologice din subsolul locaţiei, apariţia apei subterane şi prezenţa sau absenţa poluanţilor în apa freatică pot fi obţinute fie prin observaţii directe, cum ar fi colectarea si analiza de probe din sol şi de apă freatică, fie prin mijloace indirecte, cum ar fi măsurători geofizice şi studii ale vaporilor din sol.

Utilizarea acestor metode indirecte de evaluare a condiţiilor din locaţie poate reduce costul investigaţiei şi, în unele cazuri, poate chiar înlocui descrierea subiectivă cu date numerice, care sunt mult mai uşor de comparat. Dar astfel de date sunt interpretabile şi nu pot fi considerate definitorii pentru condiţiile locaţiei de către agenţiile de reglementare. Cel puţin, aceste măsurători indirecte trebuie calibrate în funcţie de cele directe obţinute din probele de pământ şi apă colectate.


4.1.3.5. Metode geofizice

Metodele geofizice constituie soluţii practice de analiză cantitativă şi caracterizare a mediului permeabil subteran. Unele din tehnicile de achiziţie şi analiză se pot utiliza în cazul lucrărilor geologice de recunoaştere, în timp ce altele pot fi aplicate pentru o caracterizare detaliată a zonelor de interes.

Datele provenite din utilizarea metodelor geofizice, vin în completarea celor achiziţionate prin caracterizare directă. Acest fapt este datorat posibilităţii efectuării unei reţele mai dense de măsurători decât în cazul carotajelor sau testelor de pompare.

Referitor la interacţiunea dintre mediul înconjurător şi modul de colectare al datelor dorite, trebuie spus că aplicarea acestor metode se face într-o manieră neagresivă faţă de mediul înconjurător şi poate utiliza pentru a reduce numărul măsurătorilor directe necesare caracterizării unui amplasament.

Metodele geofizice utilizate în mod curent pentru caracterizarea mediului subteran la adâncimi mici, sau care pot ajuta la astfel de investigaţii sunt:

Metode electrice – rezistivitatea electrică, inducţie electromagnetică, metode radar.

Metode seismice – reflecţie, transmisie prin perechi de foraje, refracţie.

Metode gravitaţionale. Metode magnetice. Metoda forajului unidimensional – pandajmetru, electric, nuclear,

acustic.

Metodele geofizice determină proprietăţile fizice ale subteranului sau diferenţele existente între acestea. Prin aceste măsurători se încearcă să se deducă natura şi distribuţia materialelor din subteran.

Datele geofizice pot fi folosite pentru a detecta modificări, pe verticală şi/ sau pe orizontală, ale proprietăţilor fizice. Modul de colectare al datelor este în funcţie de caracteristicile particulare ale tehnicilor geofizice, geometria şi parametrii de achiziţie.

4.1.3.6. Metoda trasorilor

Trasorii sunt substanţe de natură diferită, uşor de detectat, conţinuţi sau introduşi în apele subterane şi care permit să se determine caracteristicile mişcării (direcţia, viteza reală şi debitul), alimentarea, bilanţul masic şi refacerea rezervelor [5].

Trasorii trebuie să prezinte următoarele proprietăţi:

să fie uşor detectabili, calitativ şi cantitativ, chiar într-o concentraţie foarte mică;

să fie absenţi în apele naturale sau să se găsească într-o foarte mică concentraţie;

să fie uşor transportaţi de apă; să fie inofensivi pentru fiinţele vii; să nu provoace reacţii fizico - chimice cu sărurile dizolvate sau cu

rocile; să fie greu adsorbiţi de roci; să nu contamineze chimic stratul acvifer un timp îndelungat (pentru a

da posibilitatea unor noi studii cu trasori); să aibă un preţ de cost redus.


Trasorul poate fi injectat în stratul acvifer în două moduri:

injectare continuă cu debit constant; injectare masivă într-un timp scurt (în rafale).

Principalele tipuri de trasori folosiţi sunt enumerate în tabelul 4.4.

Tabel 4.4 – Tipuri de trasori

Tipuri de trasori Exemple Detectare

Trasori solizi Pleava de ovăz, tărâţe, confeti,

granule de amidon, drojdie de

bere, bacterii.

Optic

Trasori chimici solubili Cloruri (NaCl), bicromat de

sodiu, nitrit de sodiu, etc.

Analiză chimică, reacţie

chimică, conductivitate

electrică.

Trasori coloranţi Fluoresceina, rodamina B,

eosina, pontacil, etc.

Optică, cu ochiul liber

sau fluoroscop,

cărbune activ.

Tra

so

ri r

ad

ioac

tiv

i Izotopi naturali

sau stabili

Oxigen 18

Deuteriu

Măsurarea

radioactivităţii,

spectrografiei de masă,

bombardarea în reactor

atomic şi apoi

măsurarea

radioactivităţii.

Radioizotopi

naturali

Tritiu

Carbon 14

Radioizotopi

artificiali

Brom–82, Iod-131, Iod-125,

Cobalt-60, Tritiu, Stronţiu-90,

Clor-36.

Activare Bromura de sodiu

4.1.3.7. Studii de caracterizare a mediului subteran contaminat

Caracterizarea zonei poluate este o componentă esenţială în etapa de proiectare a sistemelor de remedierea stratelor acvifere. Studiile de caracterizare a mediului subteran trebuie să realizeze un echilibru între dorinţa de a asigura toate informaţiile necesare proiectării unui sistem eficient de remediere şi necesitatea de a evita perturbarea de amploare a mediului subteran, prin investigaţiile de caracterizare.

Studiile de caracterizare a mediilor permeabile subterane poluate urmăresc [6]:

definirea extinderii pe orizontală şi verticală a zonei poluate; estimarea ariei sursei de poluare; descrierea structurii hidrogeologice a zonei; estimarea soluţiilor posibile de remediere a zonei.

Componentele unui studiu de caracterizare a mediilor subterane poluate vor varia în funcţie de specificitatea proiectului. Studiile de caracterizare a mediilor permeabile trebuie să fie bine organizate şi să conţină majoritatea următoarelor elementelor:

Documentarea colectării datelor Descrierea amplasamentului Condiţiile geologice Condiţii hidrogeologice Caracteristici de suprafaţă Condiţii seismice


Surse de date Figuri Tabele de date Riscul impactului apei subterane Colectarea datelor pe teren Metode şi rapoarte privind testarea în laborator Analiza şi interpretarea datelor Ipoteze Concluzii Recomandări.

Pe baza studiilor de caracterizare a mediului permeabil subteran se vor lua deciziile în legătură cu alegerea sistemului de remediere potrivit amplasamentului analizat.

4.2. STABILIREA NIVELULUI REMEDIERII

Unul dintre cei mai importanţi paşi în remedierea mediilor permeabile subterane este acela de a stabili nivelul remedierii [7]. Acest nivel de remediere poate fi stabilit în urma unui program de monitorizare sau a unui studiu de caracterizare a mediului subteran.

Figura 4.5 – Costuri vs. nivel de remediere

National Research Council, Water Science and Technology Board, Canada (1994) stabileşte şase niveluri ale remedierii:

Remediere completă – care implică înlăturarea tuturor contaminanţilor din site-ul poluat.

Nivel de remediere până la limita de detectare a contaminantului/până la nivelul iniţial.

Cos

turi

de im

plem

enta

re

VI V IV III II I

I - Remediere completă

II - Nivel de remediere până la limita de

detectare a contaminantului/până la

nivelul iniţial

III - Nivel acceptat de standardele de

sănătate

IV - Nivel bazat pe tehnica de

remediere

V - Nivel de remediere cu restricţii

VI - Izolare contaminat


Nivel acceptat de standardele de sănătate – înlăturarea contaminanţilor care sunt prezenţi în concentraţii care implică riscuri asupra sănătăţii umane.

Nivel bazat pe tehnica de remediere – înlăturarea a cât mai mulţi contaminanţi utilizând cea mai bună tehnologie de remediere disponibilă.

Nivel de remediere cu restricţii – remedierea mediului subteran în funcţie de utilizare apei subterane.

Izolare contaminat – utilizarea de soluţii de izolare a amplasamentului contaminat, pentru a preveni migrarea poluanţilor şi contaminarea altor amplasamente sau a altor receptori ai apelor subterane.

În tabelul 4.5 sunt prezentate principalele avantaje şi dezavantaje în funcţie de nivelul de remediere ales.

Tabel 4.5 – Avantaje şi dezavantaje atingerii diverselor niveluri de remediere

Nivel remediere Avantaje Dezavantaje

Remediere completă Elimină toate riscurile.

Cel mai probabil imposibil de

atins.

Nivel de remediere până la

limita de detectare a

contaminantului/până la

nivelul iniţial

Reduce concentraţiile

contaminanţilor la cel mai

mic nivel măsurabil.

Foarte dificil de atins, foarte

scump şi depinde de foarte

mulţi parametrii

hidrogeologici şi ai

contaminanţilor.

Nivel acceptat de

standardele de sănătate

Elimină impactul

contaminanţilor asupra

sănătăţii umane sau asupra

mediului.

Standardele de sănătate

sunt greu de definit şi nu

sunt foarte precişi în

definirea riscului la

expunerea la contaminanţii

apei subterane.

Nivel bazat pe tehnica de

remediere

Remedierea se realizează la

cel mai bun nivel oferit de

tehnologia disponibilă.

Riscul asupra sănătăţii

umane sau asupra mediului

s-ar putea să nu fie redus

prin aplicarea ultimelor

tehnologii de remediere.

Nivel de remediere cu

restricţii

Previne contactul dintre

contaminanţi şi posibilii

receptori.

Contaminanţii rămaşi s-ar

putea să cauzeze risc

asupra sănătăţii umane sau

asupra mediului dacă

restricţiile impuse nu sunt

respectate.

Izolare contaminat Uşor de realizat şi fiabil din

punct de vedere economic.

Mult mai ieftină decât alte

tehnici de remediere.

După stabilirea nivelului de remediere necesar a fi atins pentru un amplasament se va trece la alegerea unei tehnici de remediere adecvate (vezi capitolul 4.3)


4.3. REMEDIEREA MEDIILOR PERMEABILE

Metodele de remediere ale mediilor permeabile subterane sunt încă într-o fază de dezvoltare, determinată de numărul mare de parametrii care influenţează procesele implicate în comportarea poluanţilor în mediul subteran [1].

Metodele de remediere ale mediilor permeabile poluate (tabelul 4.6), cuprind:

pomparea apei contaminate la suprafaţă şi apoi tratarea ei prin metode chimice, fizice sau biologice;

tratarea in-situ a zonei poluate; limitarea fizică a extinderii zonei poluate.

Tabel 4.6 - Metode de remediere ale mediilor permeabile subterane contaminate

Metode de

remediere „in-situ”

1. Izolarea zonei poluate prin: ecrane impermeabile cu pereţi

încastraţi în stratul de rocă impermeabilă ; izolare hidraulică (puţuri

de extracţie şi, eventual, injecţie);

2. Bariere reactive sub forma: ecrane impermeabile cu porţi de

epurare; ecrane permeabile reactive;

3. Pomparea şi epurarea la suprafaţă a apei poluate;

4. Metode termice de epurare prin: injectarea aburului; injectare

aer cald; încălzire electrică; încălzire prin unde radio etc.;

5. Sisteme de aspiraţie a vaporilor din subteran pentru recuperarea

compuşilor organici volatili şi semi-volatili;

6. Barbotarea cu aer: injectarea aerului în scopul de a determina

antrenarea compuşilor chimici poluanţi şi transportul lor la

suprafaţă;

7. Metode chimice de epurare in-situ bazate în special pe:

oxidarea/reducerea produşilor petrolieri reziduali din subteran prin

injectarea unor agenţi chimici potriviţi naturii poluantului şi

transformarea poluantului în forme netoxice; spălarea mediului

subteran, inducându-se reducerea tensiunilor interfaciale apă-pană

poluant, mărirea solubilităţii poluanţilor şi reducerea vâscozităţii

acestora, astfel fiind favorizată recuperarea poluanţilor prin puţuri

sau drenuri de captare;

8. Metode de accelerare/stimulare a proceselor de bioremediere

in-situ: aplicarea unui sistem de pompare a apei subterane, pentru

reciclarea acesteia şi introducerea în zona poluată împreună cu

apa a oxigenului şi nutrienţilor, bioventilarea.

Metode de

remediere „ex-situ”

Aceste metode se bazează pe excavarea pământului poluat,

pomparea apei ce conţine pana de contaminant şi transportul

acestora (pământ şi apă contaminate) într-o locaţie unde se vor

aplica metodele de tratare/epurare cunoscute, sau vor fi depozitate

final. Aceste metode prezintă siguranţa unei decontaminări în

proporţie de 100%, însă incumbă costuri mari şi dificultăţi speciale;

de regula se iau în considerare numai în cazul unei poluări severe,

în care costul este nesemnificativ în comparaţie cu importanţa

resurselor care trebuie protejate.


Din punct de vedere managerial, măsurile care pot fi aplicate pentru decontaminarea mediului permeabil subteran sunt limitate, facilitând astfel luarea deciziilor în proiectarea acestora:

măsuri de limitare a creşterii ariei poluate; măsuri de refacere a zonei subterane poluate; auto-remedierea, neluarea de măsuri, mizându-se pe autoepurare a

mediului subteran.

Alegerea soluţiei de remediere nu este o operaţie simplă, ea cuprinzând mai multe etape care duc la realizarea obiectivelor remedierii.

Caracterizarea zonei

poluate

Stabilirea obiectivelor

depoluării

Studii de fezabilitate

(alternative)

Alegerea

soluţiei

Realizarea proiectului

de execuţie

Implementarea

proiectului în teren

Punerea în funcţiune,

monitorizarea

Îndeplinirea

obiectivelor?

REMEDIEREA ESTE

REALIZATĂ

Revizuirea şi

îmbunătăţirea

proiectului

Corectarea

parametrilor

proiectului

Evaluarea şi

explicarea

diferenţelor

Modificări?

NU

DA

DA

NU

Figura 4.6 – Implementarea soluţiilor de remediere (Bica I.)

4.3.1. Metode de remediere in-situ

4.3.1.1. Izolarea zonei poluate

Izolarea zonei poluate se poate face cu ajutorul ecranelor impermeabile şi prin izolare hidraulică.

Ecrane impermeabile

Ecranele impermeabile au rolul de a controla curentul de apă subterană într-o anumită zonă, reducând sau anulând debitul de apă în zona afectată de


poluare. Soluţia este aplicabilă atunci când nu se urmăreşte depoluarea zonei, ci doar izolarea acesteia (figura 4.7). Rolul ecranelor este de a închide curentul de apă subteran în limitele zonei poluate şi de a stopa extinderea ariei acesteia. Ecranul trebuie să fie suficient de adânc, încastrat în roca de bază impermeabilă, pentru a împiedică scurgerea apei pe sub el.

Pentru realizarea ecranelor se folosesc diferite materiale, cel mai adesea fiind utilizata bentonita, dar şi betonul sau betonul în amestec cu polimeri. Săparea tranşeei pentru realizarea ecranului se face cu excavatorul, pereţii fiind susţinuţi cu noroi bentonitic, care prin pătrundere în porii pământului formează un strat de permeabilitate redusă.

Figura 4.7 – Sistem de ecranare

Pe lângă o serie de aspecte pozitive, aplicarea acestei soluţii are, totuşi, şi unele limitări:

dificultăţi în găsirea materialelor de construcţie ieftine şi compatibile cu natura chimică a poluantului;

dificultăţi în controlul execuţiei ecranelor; costul ridicat al unor produşi chimici ce ar putea fi utilizaţi în

impermeabilizare; dificultăţi de execuţie, în special în cazul unor acvifere cu

permeabilitate mai mare de 10-5 cm/s.

Izolarea hidraulică

Izolarea hidraulică poate fi folosită cu succes atunci când se urmăreşte prevenirea creşterii ariei poluate sau pentru evitarea poluării altor acvifere, a apelor de suprafaţă. În figura 4.8 este prezentată o astfel de soluţie, în care pentru controlul zonei poluate se folosesc două puţuri duble pentru extracţie, respectiv pentru injecţie.


Figura 4.8 – Izolarea hidraulică a zonei contaminate

Folosirea sistemelor de puţuri duble oferă o mai bună siguranţă în exploatare, permiţând oprirea funcţionării, pe rând, a câte unui puţ pentru întreţinere sau alte intervenţii, sistemul rămânând tot timpul operaţional. Succesul acestei metode este dat de răspunsul corect la următoarele probleme:

alegerea numărului de puţuri; amplasarea puţurilor; determinarea debitelor de pompare şi injecţie.

4.3.1.2. Bariere reactive

Barierele reactive constituie o metodă pasivă de remediere a apelor subterane contaminate, reprezentând una din cele mai avantajoase metode de tratare in-situ a zonelor poluate.

Conceptual soluţia tratării apelor subterane prin bariere reactive, constă în izolarea sau îndepărtarea sursei de poluare şi tratarea in-situ a penei poluante, prin amplasarea în avalul acesteia a unui sistem ce realizează decontaminarea curentului de apă subterană. Această metodă este o alternativă eficientă la sistemele ce folosesc pomparea şi tratarea apei la suprafaţă.

Curentul subteran de apă poluată este dirijat în interiorul unei zone de reacţie controlată, unde se desfăşoară o serie de procese fizice, chimice şi biologice, în scopul îndepărtării şi neutralizării poluanţilor existenţi în apa subterană. Din zonele de tratare, curentul de apă iese depoluat la parametrii ceruţi de folosinţă actuală sau probabilă a apei.

În practica curentă, barierele reactive sunt utilizate în două alternative constructive:

ecrane impermeabile cu porţi de tratare; ecrane permeabile reactive.

Ecranele permeabile cu porţi de tratare sunt alcătuite din pereţi subterani cu permeabilitate redusă, realizaţi în avalul penei poluante şi care au rolul de a dirija apa subterană spre o „poartă” cu permeabilitate ridicată, unde sunt amplasate celule cu substanţe chimice care prin reacţii, neutralizează poluanţii transportaţi de curentul de apă subterană.

Ecranele permeabile reactive asigură tratarea apei subterane în lungul curentului fără a dirija curentul de apă subterană într-o zonă specifică de-a


lungul ecranului, ca în cazul ecranelor permeabile cu porţi de tratare (figura 4.9). Ecranul de tratare este constituit din materiale cu permeabilitate ridicată care reacţionează cu substanţele poluante, ecranul nemodificând structura curentului natural de apă subterană. Realizarea acestei soluţii elimină posibilitatea ca curentul de apă subterană să ocolească capătul ecranelor sau să treacă pe sub acestea.

Eficienţa aplicării acestei soluţii depinde în primul rând, de adâncimea ecranelor, timpul de retenţie al apei subterane şi de capacitatea de tratare a mediului reactant din care sunt realizate ecranele.

În aplicarea acestor metode este foarte important monitorizarea parametrilor de funcţionare, monitorizare care trebuie să ofere date despre:

concentraţia şi distribuţia poluantului; prezenţa unor noi compuşi în avalul ecranelor de tratare, rezultaţi prin

reacţiile chimice din interiorul ecranelor reactive; direcţia de curgere, debitul şi nivelul apei subterane; evaluarea permeabilităţii ecranelor; concentraţia gazelor dizolvate în apă (oxigen şi bioxid de carbon).

Barierele reactive elimină necesitatea pompării la suprafaţă a apei poluate, reducând costurile de exploatare şi eliminând perturbările în curentul de apă subterană. Aplicarea acestei metode trebuie făcută după o atentă analiză a condiţiilor specifice zonei în care urmează să se aplice şi de stabilirea exactă a scopului decontaminării.

Figura 4.9 – Ecran permeabil reactiv

4.3.1.3. Pomparea şi tratarea la suprafaţă a apei poluate

Principiul metodei constă în pomparea apei subterane poluate din subteran şi tratarea ei la suprafaţă utilizând procedeele utilizate în epurarea apelor de suprafaţă. Apa depoluată poate fi apoi reinjectată în acvifer sau descărcată într-un emisar de suprafaţă.

Reinjectarea este o parte importantă a acestei metode deoarece ea contribuie la creşterea eficienţei sistemului şi reduce timpul necesar


decontaminării prin mărirea debitului curentului subteran spre puţurile de extracţie.

Eficienţa folosirii sistemelor de remediere, bazate pe pompare şi tratare, depinde de o serie de factori specifici zonei supuse decontaminării. Dificultatea decontaminării apei subterane prin utilizarea acestei metode este dependentă de:

proprietăţile chimice ale compuşilor contaminării; complexitatea structurii hidrogeologice a mediului subteran; volumul poluantului; timpul scurs de la declanşarea poluării până la realizarea măsurilor de

remediere.

Tehnologia de tratare a apei poluate pompată la suprafaţa se alege funcţie de tipul compuşilor poluanţi. O bună parte din tehnicile de tratare, utilizate pentru apele uzate industriale sau menajere, au fost adoptate şi pentru tratarea apelor subterane contaminate.

Tratarea poluanţilor anorganici. Metalele conţinute în apa subterană poluată pot fi eliminate uşor prin precipitare. Adăugarea varului (hidroxidul de calciu) în apa supusă tratării determină creşterea pH-ului. În acest fel o serie de hidroxizi metalici precipită, după care sunt eliminaţi prin aerare. Metalele feroase din apa subterană se elimină prin aerare urmată de filtrare.

Tratarea poluanţilor organici. Utilizarea procedeului de barbotare într-o coloană de separare, permite eliminarea poluanţilor organici volatili. Apa poluată este împrăştiată la partea superioară a coloanei de separare formată dintr-un cilindru umplut cu material inert, poros şi care are suprafaţă specifică mare. Aerul este introdus odată cu apa la partea inferioară a cilindrului prin intermediul unui ventilator. Substanţele chimice volatile vaporizează trecând din apă în aer, iar apoi sunt antrenate de curentul de aer la partea superioară a coloanei. Poluarea aerului atmosferic se evită prin controlul emisiei de gaze.

4.3.1.4. Metode termice de tratare

Prin utilizarea metodelor termice de tratare se urmăreşte re-mobilizarea unor poluanţi şi transformarea acestora într-o formă mai uşor de recuperat.

Această metodă a fost utilizată cu succes la recuperarea secundară şi terţiară a petrolului din zăcământ. Biodegradarea se produce la temperaturi cuprinse între 12 ºC şi 100 ºC. Microorganismele îşi dublează activitatea la fiecare creştere a temperaturii cu 10 ºC, până la o temperatură până când această activitate este inhibată.

Prin încălzirea solului, compuşii organici volatili vaporizează, accelerând astfel recuperarea lor, dar şi a compuşilor organici semivolatili. Solubilitatea în apa este influenţată de temperatură, creşterea temperaturii determinând creşterea solubilităţii şi deci creşterea concentraţiei poluantului în apă, astfel ca se măreşte viteza de depoluare prin pompare. Adsorbţia este o reacţie exotermă şi astfel, o creştere a temperaturii reduce, de regula, adsorbţia.

Creşterea temperaturii apei subterane determină mărirea:

solubilităţii compuşilor chimici, conducând la mărirea concentraţiei poluantului în apă şi implicit a vitezei de depoluare prin pompare;

vâscozităţii, contribuind la desorbţia poluanţilor adsorbţii pe particulele solide ale mediului poros.


injectarea aburului determină mărirea temperaturii mediului poros subteran. Prin această metodă se realizează recuperarea, într-un timp relativ scurt, a poluanţilor volatili şi a poluanţilor nemiscibili, mai puţin denşi decât apa.

Tehnologia de depoluare prin injectare de abur cuprinde:

instalaţia de generare a aburului; puţul de injecţie în subteran; puţul de colectare a vaporilor; instalaţia de tratare a condensului rezultat (figura 4.10).

Figura 4.10 – Schema tehnicii de remediere prin injectarea aburului

Re-mobilizarea compuşilor NAPL, prin injectarea aburului în mediul permeabil implică următoarele mecanisme:

transportul aburului în zona poluată din secţiunea puţurilor de injecţie; încălzirea zonei poluate, ceea ce conduce la vaporizarea şi creşterea

mobilităţii poluantului; crearea unui gradient de presiune pentru controlul mişcării poluanţilor

şi al frontului de abur condensat, spre punctul de recuperare.

În timpul injectării aburului, componenţii puternic volatili, cu presiune de vaporizare ridicată şi punct de fierbere sub temperatura de condensare a aburului, vor vaporiza pe măsura avansării frontului de abur. Apoi, vaporii sunt împinşi în zona rece, unde atât aburul, cât şi vaporii poluantului vor condensa. Dacă tot poluantul a vaporizat la temperaturi mai mici decât temperatura de condensare a aburului, atunci este posibilă recuperarea completă a acestuia. Depoluarea optimă, prin injectarea aburului, presupune recuperarea aproape în întregime a poluantului, imediat după ce aburul a străbătut toată zona poluată. După aceasta perioadă, cantitatea de poluant recuperată este mică, în consecinţă, injectarea aburului trebuie întreruptă treptat.

Tehnologia de remediere a zonelor poluate prin injectarea aburului cuprinde un sistem de generare şi injectare a aburului în mediul subteran, un sistem de recuperare a vaporilor şi un sistem de colectare şi tratare a condensatului rezultat. Studiile realizate până în prezent arată că cel mai eficient sistem de injectare - colectare este constituit dintr-o combinaţie de puţuri de injectare - aspiraţie, optim amplasate în perimetrul zonei poluate. Instalarea unui sistem


de vacuum la puţurile de aspiraţie şi a unui acoperiş impermeabil la suprafaţa solului, deasupra ariei poluate, îmbunătăţesc performanţele tehnologiei.

Au fost experimentate trei metode diferite de injectare a aburului;

1. aburul este injectat în puţuri amplasate la limita zonei poluate; transportul aburului în zona poluată este realizat sub efectul vacuumului creat prin puţurile de colectare;

2. aburul este injectat în interiorul zonei poluate; 3. aburul este injectat sub zona ocupată de poluanţi pentru a favoriza

transportul acestora de curentul de apă fierbinte care se ridică la suprafaţă.

Metoda de încălzire a mediului poros subteran prin unde radio este economică dacă se aplică pentru recuperarea unor compuşi chimici a căror temperatură de fierbere este sub 300 °C. Succesul metodei mai este deter-minat şi de un conţinut ridicat de substanţe dielectrice în subteran, care prin cuplul realizat cu câmpul undelor radio asigură un transfer mai bun de energie. Această metodă permite introducerea unei mari cantităţi de energie în zona poluată scurtând foarte mult timpul de depoluare.

Pe lângă tehnicile prezentate, mai sunt şi alte tehnici care urmăresc depoluarea mediului subteran prin încălzirea solului. În cadrul acestor tehnici cele mai cunoscute sunt:

conducte termice; injectarea aerului cald; fibrele optice, injectarea apei calde; depoluarea prin metode electroacustice.

4.3.1.5. Sisteme de aspiraţie a vaporilor din subteran

Metodele de extragere a vaporilor din subteran (abreviat, SVE), cunoscute şi sub numele de aspiraţie vacuumetrică, aerarea solului, volatilizarea in-situ, ventilarea solului etc., se bazează pe tehnologii de remediere in-situ care reduc concentraţiile de constituenţi volatili în produse petroliere absorbite în mediul subteran din zona nesaturată (vadoasă). În aceste tehnologii, se aplică o presiune negativă (p < patmosferică) pe matricea solidă subterană în scopul creării unui gradient de presiune negativ care să cauzeze deplasarea vaporilor către puţurile de extracţie.

Această categorie de metode s-a dovedit eficientă în reducerea concentraţiilor compuşilor organici volatili (COV) şi ale unor compuşi organici semivolatili (COsV) detectaţi în produsele petroliere care poluează mediul subteran. SVE este în general mai eficientă atunci când se aplică produselor petroliere mai uşoare (mai volatile), cum ar fi benzina.

Deşi teoriile care explică funcţionarea SVE sunt bine înţelese, determinarea eficienţei acestei metode la un amplasament dat nu este simplă. Sunt necesare experienţă şi analiza profundă pentru a evalua dacă SVE va opera în mod eficace (figura 4.11). Parametrii cheie care trebuie utilizaţi pentru a decide dacă SVE va constitui un remediu viabil pentru un amplasament particular sunt [8]:

Permeabilitatea solurilor din mediul subteran contaminat cu produse petroliere. Permeabilitatea acestor soluri determină rata la care pot fi extraşi vaporii din sol. Permeabilitatea la aer a solului este analogă permeabilităţii la apă în zona saturată, fiind influenţată atât de porozitate, volumul porilor ocupat de aer, stratificaţie, mărimea granulelor solului (granulometrie), conţinutul în apă, saturaţia


reziduală, prezenţa sau absenţa macroporilor, cât şi de densitatea şi viscozitatea gazului din sol (acestea din urmă fiind influenţate, la rândul lor, de temperatură).

Volatilitatea constituenţilor petrolieri. Volatilitatea determină rata şi (gradul) în care constituenţii petrolieri vor vaporiza din starea de adsorbţie pe matricea solidă a mediului subteran în starea de vapori.

Argilă?

ANALIZA INIŢIALĂ A EFICIENŢEI METODEI SVE EVALUAREA DETALIATĂ A EFICIENŢEI METODEI SVE

Determinare tipuri de

soluri care se găsesc în

zona poluată

Pietrişuri Marne

Nisipuri Argilă

Care sunt produsele petroliere

ţintă pentru remedierea SVE?

Benzină

Kerosen

Motorină

Agent termic

Uleiuri lubrifiante

Uleiuri

lubrifiante?

E posibil ca SVE să fie

eficientă. Treceţi la

următoarea schemă.

STOPSVE este probabil

ineficient la acest

amplasament. A se

lua în considerare

alte tehnologii.

Bioventilare

Tehnici agricole

Desorbţie termică

DA

DA

NU

NU

Identificare caracteristici

amplasament importante

dpdv al efiienţei SVE.

Permeabilitate intrinsecă

Structură sol

Adâncime pânză freatică

Gradul de umiditate

Identificarea proprietăţilor

constituenţilor produselor

importante dpdv al

eficienţei SVE.

Presiunea de vapori

Punct de fierbere

Constanta din legea Henry

Sunt Ki>10-8

şi h>1,5

m?

Sunt presiunile de

vapori ale

constituenţilor > 0,5 mm

Hg?

Lipsesc straturile

impermeabile sau are

condiţii defavorabile

fluxului de aer?

Sunt punctele de

ferbere ale

constituenţilor <200 –

300 ºC ?

Gradul de

umiditate al

solurilor zonei

contaminate

este redus?

Este constanta

din legea lui Henry

> 100 atm?

Sunt necesare studii pilot

pentru a stabili eficienţa

metodei SVE. Analiză

rezultate studii pilot.

Demonstrează

studiile pilot

eficienţa SVE?

STOPSVE nu poate

fi eficientă la

acest

amplasament.

Luaţi în

considerare

alte metode!

Bioventilare

Tehnici

agricole

Desorbţie

termicăSVE este

probabil

eficientă la

amplasament.

DA

DA

DA

DA

DA

DA

DA

NU NU

NU NU

NU NU

NU

Figura 4.11 – Evaluarea eficienţei metodei SVE


Figura 4.12 – Utilizarea sistemelor SVE fără măsuri de depresionare a pânzei freatice

Un sistem SVE tipic cuprinde [9]:

puţuri de extracţie/aspiraţie orientarea şi amplasamentul puţurilor, detalii constructive conducte pre-tratare vapori/separator condens + filtru particule pompă de vacuum (pentru extragerea vaporilor) aparatură de măsură şi control componente opţionale: puţuri de injecţie înveliş etanş la suprafaţă (membrană de impermeabilizare) pompe în scopul coborârii nivelului apei subterane sisteme de tratare a vaporilor.

Figura 4.13 – Folosirea combinată a sistemelor SVE cu puţuri de depresionare a pânzei freatice


Un sistem SVE poate utiliza fie puţuri de extracţie verticale, fie drenuri (galerii orizontale) – figura 4.14, fie variante intermediare. Orientarea puţurilor trebuie să se bazeze pe necesităţile şi condiţiile specifice amplasamentului, dintre factorii mai importanţi amintind: mărimea zonei poluate, proprietăţile fizice şi chimice ale poluantului, tipul şi caracteristicile mediului subteran poluat (în speţă, permeabilitatea la aer), adâncimea zonei poluate, discontinuităţile mediului subteran, raza de influenţă a puţurilor etc. Pentru determinarea acestor aspecte sunt efectuate atât calcule teoretice cât şi măsurători in-situ pe piloţi.

Figura 4.14 – Drenuri de echipare a sistemelor SVE

Numărul şi poziţia puţurilor de aspiraţie depind de fiecare amplasament în parte, fiind exprimate prin o multitudine de parametri/aspecte: topografia zonei poluate (important de menţionat adâncimea zonei poluate, discontinuităţile mediului subteran etc.), tipul şi caracteristicile mediului subteran contaminat (important de menţionat aici permeabilitatea la aer), proprietăţi fizico-chimice ale poluantului, raza de influenţă a puţurilor şi în general, toate aspectele menţionate mai sus de care trebuie să se ţină cont la funcţionarea unui sistem SVE.

Tehnologia bazată pe sisteme de aspiraţie a vaporilor din subteran permite tratarea unor volume mari de sol poluat, la costuri rezonabile comparativ cu alte tehnologii, astfel că metoda este foarte atractivă din punct de vedere al raportului cost-eficienţă.

Tabel 4.7 – Amplasare puţuri de aspiraţie

Orientare puţuri Condiţii la amplasament

Puţ de extracţie vertical Zona contaminată să fie la adâncimi de la 1,5 m la 30 m sau mai mari.

Suprafaţa apei subterane să fie la o adâncime de minim 3 m.

Drenuri/galerii orizontale Zona contaminată să fie la adâncimi de mai puţin de 7,5 m. Drenurile sunt mai eficiente decât puţurile verticale la adâncimi < 3 m. Dificultăţi de construcţie pentru adâncimi > 7,5 m. Zona de contaminare limitată la o unitate litologică/stratigrafică specifică.


4.3.1.6. Barbotarea cu aer

Barbotarea presupune injectarea aerului în sol, în zona saturată, cu scopul de a determina antrenarea compuşilor chimici poluanţi şi transportul acestora la suprafaţă (figura 4.15).

Figura 4.15 – Schema de principiu a barbotării

În timpul procesului de barbotare, bulele de aer introduse în subteran, în zona saturată, determină transferarea poluanţilor din faza dizolvată sau adsorbită, în faza de vapori. Curentul de aer va trebui apoi captat printr-un sistem de aspiraţie a vaporilor şi introdus într-o instalaţie de tratare. Aspiraţia este, de regulă, realizată prin sisteme SVE.

Avantajul esenţial adus de sistemele SVE constă însă în faptul că permit controlul migraţiei în mediul subteran a penei de gaz poluat, limitând astfel împrăştierea sa în subteran.

Barbotarea este mai eficientă decât pomparea în recuperarea compuşilor organici volatili de tip NAPLs, deoarece transferul acestora în aer este mai rapid decât în apă. Pomparea aerului este mai eficientă decât pomparea apei şi, de asemenea, mai puţin costisitoare din cauza vâscozităţii mai mici a aerului faţă de cea a apei.

4.3.1.7. Metode chimice de tratare in-situ

Metodele de tratare chimică in-situ sunt bazate pe transformarea şi imobilizarea poluanţilor la locul contaminării, cum ar fi oxidarea sau reducerea chimică a poluanţilor din mediul subteran în forme netoxice. Metodele chimice de tratare s-au dezvoltat în două direcţii, care acţionează prin procese aparent diferite, dar care din punct de vedere al instalaţiilor şi utilajelor folosite sunt asemănătoare:

tehnici care asigură transformarea şi imobilizarea poluanţilor; tehnici care urmăresc mobilizarea şi extragerea (spălarea) poluanţilor

din mediul subteran.

Metodele care urmăresc transformarea şi imobilizarea poluanţilor constau în utilizarea unor agenţi chimici care oxidează sau reduc poluanţii la forme mai


puţin toxice/netoxice şi îi imobilizează în mediul subteran, în scopul diminuării migraţiei acestora şi implicit a ariei de extindere a poluării. Ca agenţi de reducere sunt folosiţi cel mai frecvent dioxidul de sulf, sulfiţii, fierul metalic, zincul şi sulfatul feros.

Oxidarea chimică a poluanţilor se poate realiza utilizând o varietate de echipamente şi utilaje de injectare şi amestec a agenţilor oxidanţi în mediul subteran contaminat. De regulă, calea de acces a agenţilor oxidanţi în mediul subteran poluat este dată de puţuri şi drenuri de injecţie (figura 4.16).

Stabilirea amplasamentului acestor puţuri reprezintă un element important în asigurarea succesului tehnologiei, ele fiind adesea amplasate în zona frontală a penei poluante.

Figura 4.16 – Schema tratării chimice a zonelor poluate

Metodele de spălare ale mediului subteran au în vedere alimentarea mediului subteran poluat cu agenţi chimici în scopul mobilizării/dislocării poluanţilor de către aceştia în curentul de apă natural sau având un gradient hidraulic amplificat artificial prin activităţi de sucţiune – injectare de apă din/în subteran. Apa subterană pompată la suprafaţă este deci tratată ex-situ, putând ulterior fi reintrodusă în circuit.

Agenţii chimici introduşi în subteran prin puţuri de injecţie, drenuri sau bazine de infiltrare reduc tensiunile interfaciale poluant - matrice solidă a mediului subteran, reduc tensiunile superficiale ale poluanţilor favorizând astfel diminuarea volumului particulelor lichide de poluant nemiscibile cu apa subterană, măresc solubilitatea poluanţilor şi diminuează vâscozitatea acestora. Toate aceste aspecte favorizează transportul poluanţilor prin porii matricei solide până la sorbul pompelor de sucţiune/aspiraţie. Metoda este aplicată în principal în situaţiile în care este vorba despre poluanţi cu solubilitate redusă în apă: pungi de NAPL (non aqueous phase liquids – lichide nemiscibile cu apa), poluanţi adsorbiţi etc. (figura 4.17).

Cantitatea de poluanţi extrasă/recuperată şi eficienţa spălării mediului subteran depind în principal de: structura chimică a detergenţilor şi cosolvenţilor folosiţi, concentraţia de injecţie a acestora în subteran, condiţiile hidrogeochimice locale, proprietăţile fizico-chimice ale poluantului, temperatură etc.


Figura 4.17 – Schema tehnologii de spălare a mediului subteran

4.3.1.8. Bioremedierea in situ

Bioremedierea este o tehnologie modernă de tratare a poluanţilor care se utilizează factori biologici (microorganisme) pentru transformarea anumitor substanţe chimice în forme finale mai puţin nocive/periculoase, la modul ideal, CO2 şi H2O, sunt netoxice şi sunt eliberate în mediu fără a modifica substanţial echilibrul ecosistemelor.

Bioremedierea se bazează pe capacitatea unor compuşi chimici de a fi biodegradaţi; conceptul de biodegradare este unanim acceptat ca o însumare a proceselor de descompunere a unor constituenţi naturali sau sintetici, prin activarea unor tulpi de microorganisme specializate având drept rezultat produşi final utili sau acceptabili din punct de vedere al impactului asupra mediului.

În general biodegradarea se referă la:

monitorizarea procesului natural de biodegradare; accelerarea proceselor de degradare naturală prin alimentarea

zonelor poluate cu oxigen – prin aerare sau oxigenare cu O2, O3, H2O2, sau alţi acceptori de electroni, şi cu nutrienţi necesari factorilor biologici în procesele de biodegradare;

adăugarea în zonele poluate de microorganisme testate ca având eficacitatea în transformarea poluanţilor chimici.

În cadrul proceselor de bioremediere a mediilor poluate cu compuşi organici sunt implicate câteva componente importante, care sunt incluse în aşa numitul triunghi al bioremedierii (figura 4.18). Aceste componente sunt reprezentate de:

substratul supus bioremedierii care se referă la diferite medii terestre sau acvatice contaminate cu diferite categorii de poluanţi, inclusiv compuşi foarte greu biodegradabili şi substanţe xenobiotice;

microorganismele (indigene sau special selectate) care au rolul de a degrada parţial sau total agentul poluant din substratul supus bioremedierii şi

parametri fizico-chimici (nutrienţii – sursă de azot, fosfor, magneziu, potasiu; aerare; temperatură; pH; umiditate etc.) care să susţină


eficienţa biodegradării poluanţilor şi o evoluţie optimă a procesului de bioremediere.

Atunci când cele trei componente de bază sunt corect armonizate, procesul bioremedierii, indiferent dacă se desfăşoară în condiţii aerobe, microaerofile sau anaerobe duce în final la mineralizarea totală a poluantului, până la produşi “prietenoşi” pentru mediul înconjurător (H2O, CO2, biomasă microbiană şi alţi compuşi netoxici) [10]. ,

AGENTUL POLUANT

PARAMETRII FIZICO-CHIMICIMICROORGANISME

PUNCT DE

CONTACT

CO2, H2O, biomasă microbiană,

alţi compuşi netoxici

Figura 4.18 – „Triunghiul” bioremedierii

Un rol important în procesul de bioremediere revine microorganismelor care prin activităţi catalitice asigură îndepărtarea parţială sau totală a poluantului din mediu sau conversia acestuia în forme mai puţin toxice sau chiar inofensive pentru mediu [11].

În acest context, pentru succesul aplicaţiilor de bioremediere se impune respectarea câtorva condiţii legate de microorganismele responsabile de acest proces. Condiţiile pe care trebuie să le îndeplinească microorganismele ce vor fi utilizate în procesele de bioremediere sunt [12]:

să provină din natură, de preferinţă din situl poluat, supus bioremedierii şi să nu prezinte patogenitate;

să nu fie rezultatul unor procedee de manipulare genetică; să posede un echipament enzimatic adecvat şi implicit o flexibilitate

metabolică faţă de o gamă cât mai diversă de poluanţi; să se integreze în arealul poluat, fără să afecteze echilibrul ecologic al

zonei; să nu producă efecte nedorite, care să contravină legislaţiilor şi

normelor de protecţie a mediului.

Pentru aplicarea bioremedierii este necesară executarea unor galerii dacă zona poluantă se găseşte aproape de suprafaţa terenului, sau a unor puţuri de injecţie şi de extracţie când aceasta se află la adâncime mai mare. În amonte de zona poluată se introduce apa, nutrienţii şi oxigenul, iar în aval este extrasă şi recirculată prin puţurile de injecţie (figura 4.19).


Figura 4.19 – Schema tehnologii de tratare prin bioremediere

Curentul de apă realizat prin recircularea apei antrenează componenţii solubili ai poluanţilor, iar cei mai puţin solubili rămân în subteran şi vor fi biodegradaţi. Apa extrasă din subteran, în funcţie de concentraţia compuşilor solubili poate fi tratată, sau nu, înainte de a fi evacuată într-un emisar de suprafaţă sau recirculată în subteran.

În alegerea celor mai adecvate tehnologii de bioremediere este obligatoriu a se analiza o serie de factori fizici, chimici şi biologici care influenţează procesele de bioremediere a mediilor poluate cu hidrocarburi reziduale (Cerniglia, 1993; Kanally, 2000).

Factorii fizici se referă în mod deosebit la caracteristicile mediului poluat (permeabilitate, porozitate, granulozitate, durata poluării), umiditate, pH, potenţial redox şi aderenţa poluantului la particulele de sol şi sedimente.

Factorii chimici includ, pe de o parte, caracteristicile poluantului legate de tipul de poluant în funcţie de gradul de biodegradabilitate, natura şi concentraţia sa, gradul de toxicitate al acestuia, solubilitate, caracterul lipofil, bioaccesabilitatea şi pe de altă parte caracteristicile mediului poluat, cum ar fi: prezenţa sau absenţa unui co-substrat, prezenţa nutrienţilor necesari degradării sau conversiei poluantului, conţinutul în materie organică a mediului, salinitatea şi mineralizarea mediului.

Factorii biologici se referă la condiţiile privind configuraţia biotică a unui sit ecologic: tipuri de microorganisme, existenţa unor relaţii trofice între microorganisme, ceea ce determină funcţionarea unor comunităţi microbiene, densitatea microorganismelor existente în mod natural într-un sit poluat etc. Un rol important în determinarea configuraţiei biotice a unui mediu poluat îl are capacitatea microorganismelor de a se adapta la o gamă diversă de compuşi poluanţi pe care îi utilizează ca surse de carbon şi energie.

Bioremedierea este o metodă rapidă de depoluare datorită ritmului ridicat al transformărilor realizate de microorganismele din sol, iar cantitatea de apă pompată este mică. Costul aplicării acestei metode este puternic influenţat de cantitatea de substanţe nutritive necesare şi de debitul la care acestea pot fi injectate în subteran. Aplicarea acestei metode împreună cu alte tehnici (recuperarea poluanţilor în fază pură înainte de începerea bioremedierii, pomparea şi tratarea apei poluate la suprafaţa terenului, barbotarea cu aer, ventilarea mediului subteran) conduce la creşterea eficienţei.


4.3.1.9. Bioventilarea

Bioventilarea reprezintă cea mai optimă metodă de înlăturare a poluanţilor organici, adsorbiţi pe matricea solidă a mediului poros, în zona nesaturată, prin degradarea lor cu ajutorul microorganismelor. Principiul de baza a bioventilării îl reprezintă creşterea activităţii microorganismelor existente în mediul subteran şi stimularea biodegradării hidrocarburilor prin injectarea aerului şi, dacă este necesar chiar şi a nutrienţilor (figura 3.16).

Bioventilarea determină, în primul rând, degradarea poluanţilor organici adsorbiţi, dar contribuie şi la degradarea compuşilor organici volatili VOCs, pe măsură ce vaporii acestora migrează în zona biologic activă. Bioventilarea poate fi folosită pentru oricare din poluanţii aerob biodegradabili, dar rezultatele cele mai bune se obţin pentru degradarea hidrocarburilor petroliere de medie greutate.

Figura 4.20 – Schema de aplicare a bioventilării (Bica I.)

Bioventilarea este utilă, atunci când nu se poate realiza excavarea solului, cum ar fi zonele construite sau cele situate la adâncimi mari, fiind uşor de aplicat în pământurile permeabile. Avantajul major al bioventilării derivă din faptul că permeabilitatea solului este cu 2 – 3 ordine de mărime mai mare decât permeabilitatea la apă şi din faptul că oxigenul este mai uşor de transportat în aer decât în apă.

4.3.1.10. Tehnici complementare

Tehnicile complementare de remediere a mediului permeabil subteran sunt acele metode care nu sunt utilizate neapărat pentru degradarea, recuperarea sau tratarea poluanţilor, ci sunt proiectate în scopul accelerării sau îmbunătăţirii proceselor specifice altor tehnologii de remediere. Prin aplicarea acestor metode sunt optimizaţi parametrii care guvernează mecanismele remobilizării poluanţilor prezenţi în mediul permeabil subteran.

Fracturarea pneumatică şi hidraulică

Fracturarea pneumatică şi hidraulică reprezintă tehnologii special proiectate pentru a mări eficienţa remedierii stratelor acvifere poluate puţin permeabile.

Fracturarea pneumatică nu este o tehnologie de sine stătătoare, ea nefiind, deci, capabilă să asigure, independent remedierea acviferelor poluate; este proiectată, în primul rând, în scopul de a asigura creşterea eficienţei altor tehnologii aplicate in-situ, în special, în situaţiile caracterizate ca dificil de


depoluat. Fracturarea pneumatică constă în injectarea aerului sub presiune în mediul subteran, prin intermediul unor foraje, pentru a crea fisuri în stratele puţin permeabile şi în cele sedimentare supraconsolidate.

Fracturarea hidraulică este proiectată cu scopul de a mări eficienţa altor tehnologii aplicate pentru remedierea in-situ a mediilor subterane poluate.

Fracturarea hidraulică poate fi folosită în asociaţie cu bioremedierea, injectarea aerului cald ori a aburului sau în asociaţie cu pomparea la suprafaţă a poluantului, în vederea tratării sale ex-situ.

Solidificarea şi stabilizarea compuşilor poluanţi

Tehnica solidificării şi stabilizării constă în introducerea în mediul subteran, în zona poluată, a unor agenţi de tratare, în scopul realizării unuia din următoarele obiective:

îmbunătăţirea caracteristicilor fizice ale poluantului, prin transformarea acestuia din fază lichidă în fază solidă sau semilichidă;

reducerea solubilităţii poluantului; reducerea suprafeţei în care s-ar putea produce transferul de masă al

poluantului.

Între solidificare şi stabilizare, există, din punct de vedere al mecanismelor de acţiune, o oarecare diferenţă. Solidificarea defineşte tehnicile de încapsulare într-un material solid a deşeurilor, iar stabilizarea cuprinde acele tehnici prin care deşeurile sunt transformate în compuşi a căror solubilitate, mobilitate şi toxicitate sunt mai reduse. Cei mai folosiţi agenţi de solidificare şi stabilizare sunt: cimentul Portland sau cimentul de cuptor de ardere, piatra de var, varul ars, cenuşa, diferitele amestecuri ale acestor materiale şi diferiţi lianţi organici, ca de exemplu asfaltul.

Vitrificarea

Vitrificarea este un proces termic de tratare, prin care poluanţii solizi sunt transformaţi în compuşi cristalizaţi stabili.

Aplicarea in situ necesită plantarea în zona poluată a unor electrozi pentru realizarea circuitului electric. Solul în fază solidă nu este electric conductiv, astfel că în etapa iniţială este necesar ca între electrozi să se realizeze o cale de legătură pentru curentul electric, cel mai adesea fiind utilizat grafitul. Curentul realizat pe această cale încălzeşte conductorul astfel format, determinând topirea pământului în jurul lui.

Atenuarea naturală

În mediul subteran se produc, în mod natural, o serie de procese fizice, chimice şi biologice, cum ar fi diluţia, volatilizarea, biodegradarea, adsorbţia, reacţii chimice între componentele acviferului, care, în timp, duc la scăderea concentraţiei poluantului la valori acceptabile. Atenuarea naturală nu înseamnă a nu face nimic, deşi adesea este astfel privită.

Folosirea atenuării naturale în remedierea acviferelor poluate este limitată de o serie de factori:

necesitatea colectării datelor pentru a determina parametrii de intrare; produsele intermediare ale degradării pot fi mult mai mobile şi mai

toxice decât poluantul iniţial; poate fi folosită numai în zonele care nu prezintă riscuri; poluanţii pot migra înainte de a fi degradaţi; compuşii aflaţi în fază liberă trebuie recuperaţi; o serie de compuşi anorganici pot fi imobilizaţi, dar nu pot fi degradaţi.


Tabel 4.8 – Avantajele şi dezavantajele principalelor metode de remediere in-situ (după Bica I.)

Metoda de remediere

Avantaje Dezavantaje Nivelul de remediere şi timpii necesari

Ecrane impermeabile şi izolare hidraulică

Implementare simplă, uşor de exploatat. Realizează un bun control al avansării frontului poluant. Poate accelera diverse procese naturale de degradare a poluanţilor. Se poate combina cu soluţii pasive de remediere. Asigură protecţia folosinţelor apei subterane din avalul zonei poluate.

Nu este o soluţie propriu-zisă de remediere. Nu depoluează zona contaminată. Greu de utilizat în zone intens construite. Modifică regimul natural al apelor subterane.

Nu realizează remedierea; în cazul izolării hidraulice se reduce concentraţia poluanţilor în apa subterană. Funcţionare continuă, atâta timp cât nu este combinată cu alte tehnici. Remedierea se poate realiza dacă se contează pe atenuarea naturală, respectiv pe biodegradare sau degradarea chimică a poluanţilor.

Bariere reactive

Limitează extinderea poluării în aval. Nu modifică esenţial dinamica apei subterane. Accelerează biodegradarea şi reacţiile de descompunere şi transformări abiotice. Uşor de exploatat şi întreţinut. Remedierea se realizează la parametrii standard pentru zona aval de bariere.

Presupune eliminarea obligatorie a sursei de poluare. Nu remediază complet zona, ci doar limitează extinderea ariei contaminate. Studii pentru tehnologiile şi materialele de realizare a pereţilor. Studii pentru determinarea compuşilor chimici introduşi în cartuşele reactive.

Nu realizează niveluri ale remedierii la standarde impuse. Eficienţa remedierii ridicată pentru apa din aval de barieră.

Pompare şi tratare la suprafaţă a apei poluate

Controlează migraţia poluanţilor şi reduce concentraţia acestora în apa subterană şi în teren. Controlează, de asemenea, dinamica apei subterane.

Eficienţa este limitată la acviferele puţin permeabile. Necesită tratarea apei la suprafaţă, proces dificil şi costisitor. Duritatea apei şi conţinutul în fier diminuează eficienţa tratamentului. Fluctuaţiile nivelului apei subterane reduc eficienţa, controlul acesteia fiind costisitor. Evacuarea apei tratate, în cazul în care nu se reinjectează în teren, poate crea probleme suplimentare.

Standardele de remediere pot să nu fie realizate chiar după perioade lungi de pompare. Pentru zone ideale, timpul de remediere este de 3 - 7 ani. Pentru zone medii, timpul de remediere este de 3 - 10 ani. Pentru alte zone poate necesita zeci sau sute de ani.


Tabel 1.8 – Avantajele şi dezavantajele principalelor metode de remediere in-situ (după Bica I.) – continuare

Metoda de remediere


Tratare termică

Implementarea rapidă. Efecte rapide, remedierea se obţine într-un timp scurt, chiar şi pentru zone mai puţin permeabile. Accelerează biodegradarea şi reacţii de descompunere şi transformări abiotice, desorbţia poluanţilor ataşaţi de particulele solide ale solului. Măreşte solubilitatea în apă a poluanţilor. Remedierea se realizează la parametrii standard.

Eficienţa este limitată pentru pământuri eterogene. Pierderea unei părţi din energia termică. Scump pentru soluri cu umiditate ridicată sau care conţin argilă. Tratarea apei pompate este, de multe ori, un proces scump şi dificil tehnologic. Greu de controlat dinamica poluanţilor remobilizaţi prin tratarea termică, aceştia pot ajunge în zone greu de anticipat

Realizarea niveluri ale remedierii la standarde impuse. Eficienţa remedierii >99%. Termenul de remediere foarte scurt 6 – 8 săptămâni.

Aspiraţia vaporilor din sol

Tratează volume mici de sol (<1000 mc). Elimină poluanţii de lângă sau de sub structuri fixe (zone greu accesibile). Perturbări minime ale proceselor tehnologice. Elimină poluanţii volatili din zona fluctuaţiilor pânzei freatice.

Eficienţă limitată în soluri eterogene sau în soluri cu componente organice şi lut. Menţine poluanţii reziduali în sol. Contact redus şi neuniform între aerul vehiculat şi stratele de sol contaminat. Poate necesita tratarea aerului.

Poate atinge niveluri de remediere de 90% pentru componentele organice volatile (VOCs) şi semivolatile (SVOCs). Pentru zone ideale, se obţine un nivel al remedierii de 90%, în 6 luni până la 1 an. Pentru zone medii, se obţine un nivel al remedierii de 90%, în 6 luni până la 3 ani.

Barbotare cu aer

Reduce rapid compuşii organici volatili (VOCs) aflaţi sub nivelul apei freatice. Poate influenţa şi accelera eficienţa extracţiei vaporilor din sol. Accelerează biodegradarea şi reacţiile de descompunere şi transformările abiotice.

Elimină în primul rând componentele volatile. Eficienţa este limitată în medii cu permeabilitate scăzută sau eterogene. Greu de controlat distribuţia aerului în apa subterană. Performanţe limitate; în timp se poate constata refacerea nivelului poluării. Poate determina migraţia vaporilor şi a apei poluate în alte zone, necunoscute.

Realizează nivele ale remedierii la standarde impuse, în special pentru constituenţii volatili. Pentru zone ideale, eficienţa remedierii ≈99%, într-o perioadă de 6 luni – 1 an. Pentru zone medii, eficienţa remedierii ≈99%, într-o perioadă de 6 luni – 2 ani.


Tabel 1.8 – Avantajele şi dezavantajele principalelor metode de remediere in-situ (după Bica I.) – continuare

Metoda de remediere


Metode chimice

Reduce volumul pompării. Reduce riscul expunerii la contaminare în timpul realizării depoluării. Realizează desorbţia poluanţilor ataşaţi de particulele solide ale solului. Măreşte solubilitatea în apă a poluanţilor şi biodegradarea.

Eficienţa este limitată la pământuri eterogene. Reacţiile chimice sunt adesea nespecifice şi oxidantul poate reacţiona cu alţi reductanţi organici şi/sau anorganici, mărind cantitatea de substanţe chimice necesare. Modificarea condiţiilor redox şi pH, inducerea unor noi reacţii; precipitarea unor metale poate conduce la remobilizarea altora. Poate genera o altă formă de poluare. Precipitarea determină colmatarea acviferului.

Greu de realizat niveluri ale remedierii la standarde impuse de sănătate. Termenul de remediere foarte scurt, 6 – 8 săptămâni.

Bioremediere Distruge parţial sau complet poluantul, nefiind necesară recuperarea şi depozitarea sa. Se bazează pe procese naturale, prietenoase pentru mediu. Necesită echipament simplu şi consum redus de energie. În momentul în care contaminanţii au fost consumaţi, microorganismele dezvoltate până atunci mor din lipsa hrănii. Poate acţiona eficace asupra compuşilor chimici, prezenţi şi în produsele petroliere (NAPL). Produce deranjamente minime operaţiunilor tehnologice ce se desfăşoară în amplasament.

Poate necesita timpi mai lungi decât abordările mai agresive. Se poate ca poluarea să nu fie redusă la concentraţii de fond sau foarte mici ale contaminanţilor. Poate necesita premise de injectare pentru nutrienţi/oxigen. Poate modifica semnificativ geochimia acviferului. Poate fi aplicată eronat la anumite amplasamente dacă condiţiile de utilizare nu sunt suficient înţelese.

Necesită uneori timpi mai lungi decât celelalte tehnologii de remediere.

Bioventilarea Simplu de proiectat, exploatat şi întreţinut. Eficienţă mare pentru multe tipuri de pământ şi contaminanţi.

Necesită suprafeţe mari de teren. Necesită terenuri cu anumite caracteristici, astfel poate genera noi forme de poluare. Eficienţa este limitată doar la compuşii degradabili.

Realizează niveluri ale remedierii ≥90% pentru componenţii biodegradabili. Pentru zone ideale, eficienţa remedierii ≈90%, într-o perioadă de 6 luni – 2 ani. Pentru zone medii, eficienţa remedierii ≈90%, într-o perioadă de 1 an – 3 ani. Degradarea hidrocarburilor grele necesită perioade de timp mai lungi.


4.3.2. Metode de remediere ex-situ

Tehnicile de tratare ex-situ au toate un element comun şi anume excavarea pământului poluat, pomparea apei din zona penei poluate, transportul acestora într-un alt loc, unde urmează să fie depozitate sau tratate pentru îndepărtarea poluanţilor. Ceea ce poate diferenţia aceste tehnici sunt metodele de depozitare şi tratare a pământului şi apei, odată aduse la suprafaţă. Din punct de vedere al parametrilor de calitate obţinuţi, această metodă pare să convină cel mai mult, întrucât oferă cel mai bun control al eficienţei depoluării.

ExcavareManevrare

materiale

Tratare

specifică

Depozitare

materiale tratate

Recuperare şi

tratare vapori

Evacuare agabarite

Carbon uzat

Poluanţi

Apă

Figura 4.21 – Fluxul tehnologic al proceselor de tratare „ex situ” (Bica I.)

Opţiunea pentru această soluţie este dependentă de o serie de factori a căror evaluare trebuie atent realizată înainte de acceptarea ei. Aceste evaluări trebuie să cuprindă:

distanţa până la locul de depozitare şi tratare; traseul şi condiţiile drumului între zona de excavaţie şi zona de

depozitare şi tratare; posibilităţile de acces pentru ambele zone; evaluarea factorilor de mediu, sociali şi economici, legaţi de zona de

depozitare şi tratare; posibilităţile de pompare, transport, tratare şi evacuare a apei

subterane; controlul emisiei de noxe în timpul excavării; reamenajarea zonei după excavaţie; costuri.

Excavarea şi depozitarea pământului poluat într-un alt loc este folosită pentru volume relativ mici ale poluării (mai mici de 100 m3) şi pentru care concentraţia poluantului este mare. Pământul depozitat nu este tratat, ceea ce impune o serie de restricţii în alegerea locului şi soluţiei de depozitare. Metoda poate fi aplicată, în principiu, pentru toate tipurile de produse petroliere.

Excavarea şi tratarea pământului este, de asemenea, folosită pentru volume mici de pământ poluat (mai mici de 1 000 m3) şi aplicată în cazul în care poluarea este severă sau în cazul în care tehnologiile aplicate in situ nu realizează nivelurile de remediere impuse. Tratamentele tipice care se aplică în astfel de cazuri sunt: tratarea termică, incinerarea, tratarea biologică.

Tratare termică poate fi folosită pentru diferite tipuri de pământuri şi poluanţi, în special produse petroliere şi poluanţi organici având o serie de avantaje:


implementare uşoară şi rapidă; distruge compuşii poluanţi; permite refolosirea pământului depoluat.

Tratare biologică a pământului poluat excavat se realizează prin construirea unor ramblee cu înălţimea de până la 1,5 m, care sunt aerate şi alimentate cu substanţe nutritive, pentru accelerarea activităţii microorganismelor.

Avantajele utilizării acestei metode constau în:

nu are nevoie de întreţinere intensivă; asigură un control mai bun al aerării, umidităţii şi distribuţiei

substanţelor nutritive; durata tratamentului este relativ scurtă; solul tratat poate fi folosit ca umplutură.

Incinerarea se aplică în cazul compuşilor organici, conţinuţi la concentraţii mari în pământul poluat. Se realizează prin adăugarea unui combustibil suplimentar, pentru întreţinerea combustiei.

Metoda este foarte scumpă, realizează emisii însemnate de gaze arse care necesită tratare înainte de a fi evacuate în atmosferă şi distruge toată materia organică din sol, sterilizându-l.

Aspiraţia vaporilor constă în aşezarea pământului excavat deasupra uneia sau mai multor conducte din PVC, amplasate într-un strat de pietriş. Solul excavat este apoi acoperit cu un strat impermeabil pentru a reduce infiltraţiile şi pentru a reduce emisiile de gaze în atmosferă.

4.4. MONITORIZAREA MEDIULUI SUBTERAN

Monitorizarea apelor subterane se realizează pentru diferite scopuri: evaluarea calităţii apei, monitorizarea mediului ambiental, monitorizarea surselor, realizarea unor studii şi cercetări etc. [13]. În consecinţă, proiectarea şi realizarea puţurilor de monitorizare, ca şi strategiile folosite în exploatarea lor vor fi adaptate scopului monitorizării. Spre exemplu, monitorizarea calităţii apei într-o anumită zonă implică determinarea parametrilor caracteristici ai apei subterane în toate subdomeniile acviferului, pe perioade lungi de timp, pentru a se putea evalua variaţia calităţii ei în raport cu timpul, mai ales când, datorită folosinţelor terenului, calitatea apei se modifică lent.

Monitorizarea reprezintă colectarea şi analiza datelor (fizice, chimice şi/sau biologice) într-o perioadă suficientă de timp, cu o frecvenţă bine determinată pentru a determina evoluţia unuia sau a mai multor parametrii [14]. Paşii parcurşi în realizarea şi aplicarea planului de monitorizare (figura 4.22) sunt următorii:

PASUL 1: Identificarea obiectivelor planului de monitorizare

Realizarea planului de monitorizare începe prin identificarea obiectivelor monitorizării, care sunt direct legate de activitatea de remediere desfăşurată în amplasament. Identificarea obiectivelor monitorizării va fi în general bazată pe analiza activităţi(lor) din cadrul amplasamentului, ceea ce ajută la identificarea parametrilor fizici, chimici, biologici şi/sau ecologici care vor fi folosiţi mai târziu în realizarea planului de monitorizare.

PASUL 2: Stabilirea ipotezelor planului de monitorizare

Ipotezele de monitorizare sunt reprezentate de întrebări şi relaţii între activitatea desfăşurată în cadrul amplasamentului şi obiectivele acestei activităţi.


Ipotezele de monitorizare pot fi în general formulate ca: „Activitatea din amplasament şi-a atins obiectivele propuse?”, planul de monitorizare specific activităţii trebuie orientat spre găsirea răspunsului la această întrebare.

Stabilirea ipotezelor planului de monitorizare poate fi completată cu stabilirea modelului conceptual al monitorizării. Acest model nu trebuie să fie foarte detaliat sau să descrie toate aspectele relaţiei dintre activitatea din cadrul amplasamentului şi obiectivele activităţii, ci să servească ca model de bază pentru formularea ipotezelor monitorizării.

PASUL 3: Formularea regulilor de decizie în monitorizare

La finalul pasului 2, obiectivele monitorizării au fost identificate şi ipotezele şi modelele conceptuale ale monitorizării au fost stabilite. Formularea regulilor de decizie în monitorizare trebuie să stabilească criterii pentru continuarea, modificarea sau oprirea planului de monitorizarea şi/sau a activităţii din cadrul amplasamentului.

PASUL 4: Realizarea planului de monitorizare

În acest pas sunt stabilite metodele de culegere şi analiză a datelor, necesarul de date şi regulile finale de decizie.

Ca punct de identificare a datelor necesare monitorizării, se pot considera parametri fizici, chimici şi/sau biologici care se aşteaptă să fie modificaţi de activităţile desfăşurate în amplasament.

Un rol important in realizarea planului de monitorizarea îl joacă definirea „limitelor” monitorizării. În definirea acestor „limite”, trebuie să se poată răspundă la întrebările:

Ce date sunt necesare? Cum trebuiesc colectate probele? De unde trebuiesc prelevate probele de monitorizare? Când trebuiesc prelevate probele de monitorizare? Cât de dese vor fi prelevările? Cât timp vor continua prelevările?

Pentru anumite date specifice pot exista mai multe abordări în colectarea datelor necesare monitorizării, unele putând fi costisitoare sau mai greu de implementat decât altele. La acest pas, metodele de culegere şi analiză a datelor sunt identificate şi analizate din punct de vedere al fezabilităţii lor în cadrul planului de monitorizare, implementarea celor mai eficiente metode realizându-se la pasul 5.

La finalizarea planului de monitorizare trebuiesc cunoscute:

Obiectivele monitorizării; Ipotezele monitorizării; Regulile de monitorizare; Datele necesare monitorizării; Metodele de colectare şi analizare a datelor monitorizării.

PASUL 5: Realizarea monitorizării şi analiza rezultatelor

După finalizarea planului de monitorizare se trece la realizarea monitorizării, care include colectarea de date şi analiza acestora, ţinând cont de obiectivele monitorizării stabilite la pasul 1.

Analiza rezultatelor obţinute în urma monitorizării trebuie să conducă la stabilirea deciziilor de management, ce vor fi luate la pasul 6, pentru a asigura succesul atât al planului de monitorizare cât şi al activităţii din amplasament.


PASUL 1

Identifiarea obiectivelor planului de monitorizare- identificarea obiectivelor activităţii din cadrul amplasamentului;

- identificarea obiectivelor monitorizării.

PASUL 2

Stabilirea ipotezelor planului de monitorizare- stabilirea ipotezelor monitorizării;

- realizarea modelelor conceptuale de monitorizare.

PASUL 3

Formularea regurilor de decizie în monitorizare- formularea regurilor de decizie.

PASUL 4

Realizarea planului de monitorizare- identificarea datelor necesare;

- determinarea „limitelor” planului de monitorizare;

- identificarea metodelor de culegere a datelor;

- identificarea metodelor de analiză a datelor;

- stabilirea regurilor de decizie.

PASUL 5

Realizarea monitorizării şi analiza rezultatelor- colectarea de date şi realizarea analizelor;

- evaluarea rezultatelor monitorizării şi revizuirea colectării de date şi a

analizelor dacă este necesar;

- analiza rezultatelor.

PASUL 6

Stabilirea deciziilor de management- stabilirea continuării, opririi sau revizuirii planului de monitoring.

Figura 4.22. – Realizarea şi aplicarea planului de monitorizare

PASUL 6: Stabilirea deciziilor de management

În cadrul acestui pas, rezultatele monitorizării sunt evaluate, cu respectarea regulilor de decizie în monitorizare formulate la pasul 3, şi se determină dacă obiectivele activităţii din cadrul amplasamentului sunt realizate. La sfârşitul monitorizării se pot trage una din următoarele concluzii:

Obiectivele monitorizării au fost atinse (activitatea din amplasament şi-a atins obiectivele propuse);

Evoluţia datelor conduc către atingerea obiectivelor; Obiectivele monitorizării nu au fost atinse (monitorizarea arată ca

activitatea din amplasament nu îşi atinge obiectivele propuse). Pe baza acestor concluzii se pot stabilii diferite decizii, care ţin de

management-ul monitorizării, astfel: Dacă obiectivele monitorizării şi a activităţilor din amplasament au fost

atinse, se poate oprii monitorizarea.


Dacă se constată că evoluţia datelor monitorizării este spre realizarea obiectivele atunci se va continua monitorizarea şi activitatea până la realizarea acestora.

Dacă obiectivele nu sunt atinse, atunci se va revizuii activitatea din amplasamentul respectiv şi planul de monitorizare.

Monitorizarea calităţii mediului ambiental se realizează, de regulă, prin prelevarea de probe de apă din puţurile existente pentru alimentarea cu apă. Diversitatea surselor face ca datele obţinute prin programul de monitorizare a mediului să nu îndeplinească rigorile impuse de celelalte tipuri de monitorizare. Totuşi, această monitorizare este importantă pentru că oferă posibilitatea evaluării modificărilor calităţii apei şi, în consecinţă, a pericolului asupra sănătăţii populaţiei.

BIBLIOGRAFIE:

[1] Bica, I. – Poluarea stratelor acvifere – Tehnici de remediere, Editura H.G.A., Bucureşti, 1998.

[2] Bica, I., Petrescu, V., Iancu, I. – Reconstrucţia ecologică a acviferelor cu nivel liber, A patra conferinţă a hidroenergeticienilor din România, Dorin Pavel, Bucureşti, 2006.

[3] Institutul Național de Cercetare-Dezvoltare pentru Ecologie Industrială - ECOIND București - Studiu documentar privind metodele de monitorizare a mediului subteran, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2005.

[4] Universitatea Tehnică de Construcţii Bucureşti, Metode de remediere in situ. Studiul procesului de bioremediere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2007.


[6] Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare pentru Protecţia Mediului – ICIM Bucureşti, Metode de caracterizare a acviferelor poluate, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

[7] Delleur, J. W., Handbook of Groundwater Engineering, CRC, 1998.

[8] Institutul Național de Cercetare-Dezvoltare pentru Ecologie Industrială - ECOIND București – Studiu de documentare privind tendințele actuale de dezvoltarea proceselor/procedeelor de decontaminare a stratelor acvifere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2005.

[9] Universitatea Tehnică de Construcţii Bucureşti, Metode de caracterizare a stratelor acviferelor poluate, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

[10] Institutul de Biologie al Academiei Române, Metode de caracterizare a acviferelor poluate – Prelevarea şi analiza în laborator a microbiotei, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

[11] Institutul de Biologie al Academiei Române, Studiu de documentare privind biotehnologii de remediere a stratelor acvifere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

[12] Iancu, I. – Metode şi măsuri de reconstrucţie ecologică a mediilor permeabile, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2005.

[13] Dimache, Al., Bica, I., Iancu, I. – Monitoring strategies in petroleum products contaminated areas, Simpozionul Mediu și Industria, Bucureşti, 2007.

[14] Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I. – Concerning the Remediation Potential of Contaminated Soils and Aquifers, Simpozionul Mediu și Industria, Bucureşti, 2007.

Capitolul 5 – Modelarea matematică a curgerii apei subterane şi a transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran

109

5. MODELAREA MATEMATICĂ A CURGERII APEI SUBTERANE ŞI A TRANSPORULUI DE POLUANŢI ÎN MEDIUL PERMEABIL SUBTERAN

5.1. NOŢIUNI GENERALE PRIVIND MODELAREA MATEMATICĂ

Modelul matematic este o mulţime de una sau mai multe relaţii matematice între variabile (care reprezintă valori numerice) şi una sau mai multe ipostaze admise privind desfăşurarea fenomenului fizic.

Din definiţia de mai sus rezultă că pentru a descrie un fenomen fizic este necesar a se delimita laturile lui esenţiale, cantitative cărora să li se asocieze ansamblul relaţiilor matematice adecvate fenomenului respectiv. În limbaj matematic, legătura diferitelor laturi ale fenomenului fizic şi dependenţa calitativă şi cantitativă a acestuia, de factorii care îl condiţionează se exprimă sub forma unor raporturi cantitative sau a unor relaţii matematice între mărimile reprezentate de notaţiile adoptate.

Modelul matematic este un model realizat cu instrumente matematice a unei acţiuni ce trebuie optimizată. Modelarea fenomenelor permite descoperirea şi studiul aspectelor şi proprietăţilor mai profunde ale fenomenului reprezentând un sintetizator pentru trecut şi un mobil de cercetare pentru viitor.[1]

Conceptul de "model", atât de mult folosit în ştiinţa modernă, este relativ nou, dar metoda modelării este tot atât de veche pe cât sunt preocupările oamenilor pentru cunoaşterea ştiinţifică.

Putem considera că modelul este o reprezentare izomorfă a realităţii, care, oferind o imagine intuitivă şi totuşi riguroasă, în sensul structurii logice, a fenomenului fizic studiat, facilitează descoperirea unor legături şi legităţi imposibil sau foarte greu de găsit pe alte căi.

Modelele matematice utilizate în modelarea curgerii în mediile permeabile se pot clasifica în două categorii : modele deterministe şi modele stohastice.[2].

În modelele deterministe, parametrii şi variabilele au o valoare perfect determinată şi rezultatul este unic.


110

Modelele empirice stabilesc o relaţie între o caracteristică necunoscută a solului şi alte proprietăţi ale acestuia fără să ia în considerare mecanismele fundamentale.

Modelele conceptuale se bazează pe concepte, adică pe o schemă de funcţionare incompletă voit, care simplifică realitatea.

Modelele funcţionale se bazează pe o schematizare grosieră a realităţii. Ele sunt simple din punct de vedere matematic, necesită un număr mic de date de intrare, sunt uşor de rezolvat şi sunt folosite, în special , pentru gestiunea resurselor.

Modelele mecanice descriu procesele la scară macroscopică prin ecuaţii cu derivate parţiale. Aceste ecuaţii sunt deduse din legile fizice ce guvernează procesele de transfer (Darcy, Fick, Fourier, legea de continuitate ). Astfel de modele introduc un mare număr de parametrii, se rezolvă, în general , prin metode numerice şi trebuie să fie verificate prin încercări experimentale. Numărul mare de parametrii necesari limitează uneori folosirea modelelor în condiţiile de teren.

În modelele stohastice variabilele de intrare şi parametrii sunt mărimi aleatoare, reprezentate prin funcţii de distribuţie de probabilităţi. Rezultatele sunt, de asemenea, caracterizate de o funcţie de distribuţie. Modelele stohastice non-mecanice fac apel la o funcţie de transfer care transformă semnalul de intrare într-un semnal de ieşire ţinând seama, într-un mod global, de totalitatea proceselor care se desfăşoară în sistem. Modelele stohastice mecanice iau în consideraţie variabilitatea spaţială a datelor de intrare, luându-se drept funcţii de distribuţie de probabilităţi. Aceste date sunt introduse în modelul mecanic. Introducând un mare număr de astfel de date se obţine o lege de distribuţie a variabilelor de ieşire.

Modelele matematice se mai pot clasifica după modul de rezolvare în modele analitice şi metode numerice [3].

5.2. METODE ANALITICE ŞI NUMERICE PENTRU MODELAREA TRANSPORTULUI DE POLUANŢI ÎN MEDIUL PERMEABIL SUBTERAN

5.2.1. Metode analitice

Metodele analitice permit determinarea parametrilor curgerii în orice punct de interes din domeniul de studiu. Este, deci, de preferat rezolvarea analitică a problemelor, atâta timp cât este posibil şi fiabil din punct de vedere a timpului şi costurilor necesare, unei astfel de abordări. Modelarea curgerii şi transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran cu ajutorul metodelor analitice se face pentru probleme simple, de obicei pentru problemele unidimensionale. În continuare se prezintă soluţia ecuaţiei de dispersie a unui poluant într-un acvifer – cazul unidimensional.

Considerăm ecuaţia dispersiei unui poluant într-un acvifer, pentru cazul unidimensional [4]:

2

2L

C C CD u

x x t (5.1)

în care s-a notat cu ( , )C x t , concentraţia unui poluant într-un punct x din

domeniu, la momentul de timp t . Se consideră o injecţie de tip continuu în


111

originea acviferului. Concentraţia la sursă a poluantului este 0C . Viteza medie

a apei prin mediul permeabil este u şi va fi considerată constantă, iar

dispersia este predominantă faţă de difuzia moleculară. Dispersivitatea

( )L m este constantă în tot domeniul analizat.

Soliţia analitică a ecuaţiei (5.1),cu condiţiile iniţiale:

( 0, 0) 0C x t

şi condiţiile la limită (pe frontieră):

0( 0, 0)

( , 0) 0

C x t C

C x t,

este:

0 0

1 1

2 2

exp2 2

2 2LL L

C Cx ut ux x utC erfc erfc

DD t D t

(5.2)

unde:

2

0

( ) 1 ( )

2( )

x

t

erfc x erf x

erf x e dt.

Pentru calculul soluţiei analitice (figura 5.1) s-a făcut un program în MathCAD (figura 5.2). De asemenea, s-a realizat şi o variantă numerică de rezolvare a ecuaţiei (5.1), cu aceleaşi condiţii iniţiale şi la limită. Cu ajutorul soluţiei analitice a ecuaţiei (5.1), se poate determina variaţia în timp şi spaţiu a concentraţiei unui poluant injectat într-un acvifer monostrat, orizontal.

Figura 5.1. – Soluţia analitică a ecuaţiei de dispersie – cazul unidimensional

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Distanţa în metri

Co

ncen

traţi

a în

mg

/l

1 zi

10 zile

20 zile

40 zile

80 zile


112

Figura 5.2. – Programele de calcul a soluţiei numerice şi analitice a ecuaţiei de dispersie – cazul

unidimensional

disp M 80

N 100

dt 360024

alfa 10

u0.0001

3600

DL alfa u

c0 1

dx 0.100

Ci j

0

j 0 M( )for

i 0 N( )for

C0 0

1

au

2 dx

DL

dx2

b1

dt2

DL

dx2

cDL

dx2

u

2 dx

AAi j

0

j 0 N 1( )for

i 0 N 1( )for

AAi i 1

a

AAi i

b

AAi i 1

c

di

1

dtC

i t

i 1 N 2( )for

AA0 0

1

AA0 1

0

AAN 1 N 2

0

AAN 1 N 1

1

d0

c0

dN 1

0

CC AA1

d

Ci t 1

CCi

i 0 N 1( )for

t 0 Mfor

C

dispanalit ica M 80

N 100

dt 360024

alfa 10

u0.001

3600

DL alfa u

c0 1

C0 0

c0

dx 0.100

xi

i( ) dx

tj

j( ) dt

li1

xi

u tj

2 DL tj

li2

xi

u tj

2 DL tj

a erfc li1( )

b erfc li2( )

Ci j

c0

2a

c0

2exp

u xi

DLb

C0 j

c0

CN j

0

j 1 M 1( )for

Ci 0

0

i 1 N( )for

C


113

5.2.2. Metoda diferenţelor finite

În contrast cu metodele analitice ce permit determinarea parametrilor curgerii în orice punct de interes din domeniul de studiu, metodele numerice permit determinarea acestor valori numai în anumite puncte, numite discrete [5]. Deci primul pas în orice analiza numerică va fi selecţia acestor puncte. Aceasta se face divizând zona de interes într-o multitudine de zone mai mici şi atribuind fiecărui astfel de zone, un punct de referinţă reprezentat de centru acestei zone. Acest punct de referinţă poartă denumirea de nod, iar multitudinea de noduri poartă denumirea de reţea de noduri, sau mai simplu reţea. Aceste noduri sunt reprezentate printr-un tabel bidimensional (în cazul modelelor 2D) – matrice, iar coordonatele x şi y sunt determinate în funcţie de indicii m şi n ai acestei matrice.

Selecţia acestor puncte este de obicei arbitrară, luându-se în considerare restricţii geometrice şi acurateţea necesară, ce depinde puternic de numărul acestor puncte. Astfel, dacă numărul de noduri este mare (o reţea fină) se pot obţine soluţii extrem de exacte. Se presupune că funcţia necunoscută U(x) reprezintă soluţia unei ecuaţii de tip eliptic ce defineşte un fenomen fizic modelat matematic într-un anumit domeniu.

Se consideră că funcţia U(x) poate fi dezvoltată în serie Taylor în direcţia pozitivă:

2 32 3

2 3

d d( ) ( )

2! 3! dx

x xdU U UU x x U x x

dx dx (5.3)

Figura 5.3. – Metoda diferenţelor finite - reţea de noduri

Se pot separa termenii după cum urmează:

2U x Δx U xdU

O Δxdx Δx

(5.4)

Termenul O( x)2 este suma termenilor care rămân din serie şi reprezintă eroarea de trunchiere.

Dezvoltând în direcţie negativă după x, se obţine:

2 32 3

2 3

d d( ) ( )

2! 3! dx

x xdU U UU x x U x x

dx dx (5.5)

Făcând diferenţa între ecuaţiile (5.3) şi (5.5) , se obţine diferenţa centrată:


114

3 3

3( ) ( ) 2 2

3

ΔxdU d UU x x U x x x

dx ! dx (5.6)

şi separând termenii rezultă:

2

U x Δx U x ΔxdU

dx Δ x (5.7)

deoarece O(( x)2) 0.

Pentru obţinerea derivatei a doua, se face suma ecuaţiilor (5.3) şi (5.5) rezultă:

2 24

2

22

2

Δx d UU(x Δx) U(x Δx) U(x) O Δx

! d x (5.8)

Separând termenii, se obţine:

2

22

2U x Δx U x U x Δxd U

d x Δ x (5.9)

la care eroarea de trunchiere este O(( x)4).

Pentru o variabilă U definită într-un plan cartezian (x, y), derivatele parţiale de ordin doi scrise cu ajutorul diferenţelor finite sunt:

2

2 2

( , ) ( , ) 2 ( , ) ( , )

( )

U x y U x x y U x y U x x y

x x (5.10)

2

2 2

( , ) ( , ) 2 ( , ) ( , )

( )

U x y U x y y U x y U x y y

y y (5.11)

Cu aceste ecuaţii Laplacianul devine:

2

2 2

( , ) 2 ( , ) ( , ) ( , ) 2 ( , ) ( , )

( ) ( )

U x x y U x y U x x y U x y y U x y U x y yU

x y

(5.12)

iar în cazul în care dyx :

2

2

( , ) 4 ( , ) ( , ) ( , ) ( , )U x d y U x y U x d y U x y d U x y dU

d (5.13)

Scriind ecuaţiile pentru fiecare element al reţelei în care a fost discretizat domeniul, rezultă un sistem de ecuaţii algebrice liniare, care prin rezolvare oferă soluţiile funcţiilor necunoscute U(x, y).

5.2.3. Metoda elementului finit

Unul din principalele modele de cunoaştere a mediilor continue a fost şi rămâne cel de aproximare prin discretizare. Acesta constă în descompunerea domeniului de analiză într-un număr finit de elemente şi aproximarea întregului prin ansamblul elementelor componente. Avantajul constă în lucrul cu un număr finit de elemente, precum şi îmbunătăţirea aproximării prin creşterea numărului de elemente.


115

Metoda elementelor finite (MEF) constă în:

1. Identificarea unui număr de puncte în domeniul mărimii U de aproximat şi

specificarea acestei mărimi în punctele considerate. Aceste puncte se

numesc noduri şi au coordonatele globale , 1,i i

X D X N , unde N este

numărul de noduri. Valorile mărimii U în aceste puncte se numesc valori

nodale, notate cu iU . Domeniul de analiză este reprezentat ca o colecţie

finită de subdomenii interconectate de dimensiuni finite denumite elemente finite. Distribuţia iniţială a nodurilor se face începând cu frontiera domeniului până la trasarea completă a frontierei în segmente îmbinate. Apoi se distribuie (se împrăştie) nodurile interioare ca o plasă fină, având grija să nu aibă aceeaşi dimensiune segmentele din interior cu cele de pe frontieră. Fiecărui nod i se asociază un " scale size " egal cu lungimea celui mai mic segment conectat la nod. Pornind de pe frontiera se conectează nodurile în plasa triunghiulară până la unirea tuturor nodurilor. Se selectează astfel un număr finit de elemente (celule) fiecare element fiind cuprins între trei noduri.

Fiecare nod este caracterizat local prin coordonatele locale ix e , ce aparţin

elementului finit e .

2. Se stabilesc relaţiile de discretizare a domeniului de aproximare în elemente finite. Relaţiile prezintă dependenţă între coordonatele locale ale

nodurilor j e şi coordonatele globale ale elementului iX D . Dependenţa

este dată prin matricea de incidenţă a coordonatelor locale la coordonatele globale ale nodurilor domeniului, matrice având coeficienţii:

1, ( )

0,

e

ji

dacă nodul local al elementului e este incident la nodul global i

în caz contrar

La nivelul elementului e se poate scrie:

1 1

T

i ji ij ij iX X (5.14)

Ecuaţiile matriciale de la nivelul elementului e grupate pentru toate

elementele finite conduc la un sistem de ecuaţii între coordonatele locale şi globale cu dependenţa exprimată de matricea de conexiuni ce este o matrice booleană de transformare.

3. Se stabilesc apoi relaţiile de asamblare a fiecărui element finit „ e ” în

domeniul de aproximare D . Aceste relaţii prezintă dependenţa între

coordonatele globale iX şi coordonatele locale jx . Dependenţa este dată

prin inversarea matricei de incidenţă. Notând e

ij , coeficienţii acestei matrice

la nivelul elementului e au proprietatea:

1,

0,

e

ij ij

i j

i j (5.15)

La nivelul elementului finit, relaţiile de asamblare a coordonatelor nodurilor globale de cele locale sunt:

1 1

Te e

i ij ji i j jX X (5.16)


116

Se obţine astfel un sistem de ecuaţii între coordonatele globale şi cele locale, iar dependenţa este dată de matricea de asamblare denumită Jacobian-ul transformării de coordonate.

4. Se asociază sistemul local de noduri şi un sistem local de coordonate denumite coordonate naturale. Originea acestui sistem local de coordonate

este în centrul de greutate al elementului caz în care se obţin: [ 1,1]

respectiv GY Y

a.

Alegând drept origini a sistemului local de coordonate nodurile elementului, se obţine sistemul natural cu:

1 1 2 2 3 3

1 1 2 2 3 3

X N X N X N X

Y N Y N Y N Y (5.17)

unde: 1 2 3 1N N N , relaţii care arată caracterul de funcţie de pondere al

coordonatelor N exprimate prin relaţiile conform figurii 5.4.

Figura 5.4. – Metoda elementelor finite – element finit

11 1 1 1

22 2 2 2

33 3 3 3

1( )

2

1( )

2

1( )

2

AN a b x c y

A A

AN a b x c y

A A

AN a b x c y

A A

(5.18)

unde:

1 2 3 3 2

1 2 1

1 3 2

1 1

2 2

3 3

1

1

1

a X Y X Y

b Y Y

c X X

X Y

A X Y

X Y

(5.19)

Ceilalţi coeficienţi se obţin prin permutări ciclice.


117

5.3. MODELE DE CURGERE A APEI SUBTERANE ŞI A TRANSPORTULUI DE POLUANŢI ÎN MEDIUL PERMEABIL SUBTERAN

5.3.1. Generalităţi

Modelele utilizate în studiul curgerii apei şi a transportului de poluanţi în mediul subteran descriu curgerea şi mecanismele de poluare ale acesteia, utilizând ecuaţii matematice, completate de ipotezele simplificatoare de calcul [2]. Aceste simplificări sunt introduse sub forma unui set de ipoteze care exprimă înţelegerea noastră asupra acviferului şi a mecanismelor care duc la poluarea lui. Ipotezele simplificatoare conduc la neunicitatea modelului, pentru un acvifer dat putându-se realiza diferite modele matematice, funcţie de ipotezele simplificatoare utilizate. Datorită acestor ipoteze simplificatoare modele matematice realizate trebuiesc privite ca aproximare a modelului fizic şi nu ca o reproducere exactă a acestuia.

RE

AL

IZA

RE

A M

OD

EL

UL

UI PROCESE HIDROGEOLOGICE

CURGERE TRANSPORT TRANSFORMARE

LEGI ŞI FORMULARE MATEMATICĂ

ECUAŢII DIFERENŢIALE

REZOLVAREA ECUAŢIILOR

DIFERENŢIALE

METODE ANALITICE METODE NUMERICE

AP

LIC

AR

EA

MO

DE

LU

LU

I

MODEL CONCEPTUAL

ALEGEREA MODELULUI

APLICAREA MODELULUI

INTERPRETAREA

REZULTATELOR SI ADAPTAREA

MODELULUI

Figura 5.5. – Realizarea şi aplicarea unui model de poluare a mediului permeabil subteran


118

Modelul de poluare a apei subterane şi a mediului permeabil subteran poate fi considerat ca fiind rezultatul a două procese distincte (figura 5.5) [6]:

realizarea propriu-zisă a modelului, care poate fi transpus într-un program software;

aplicarea modelului pentru un scop specific (model de prognoză cantitativă şi calitativă a poluării, optimizarea investigaţiilor asupra acviferului, evaluarea riscului asociat poluării apei subterane şi a mediului permeabil subteran).

În continuare vor fi prezentate câteva modele de curgere a apei subterane şi de transport de poluanţi prin mediile permeabile subterane.

5.3.2. Modele de curgere a apei şi de transport a poluanţilor în mediile permeabile

Ecuaţia diferenţială care descrie curgerea tridimensională a apei subterane cu densitate constantă printr-un mediu permeabil este [7]:

S

HS k H W

t (5.20)

unde:

Ss - coeficient de înmagazinare specifică a mediului permeabil [L-1];

H - sarcina piezometrică [L];

k - tensor al coeficienţilor de permeabilitate [LT-1];

W - debit raportat la unitatea de volum şi reprezintă prelevările sau/şi injecţiile de apă [T-1];

t - timpul [T].

k - în forma cea mai generală este:

unde kxx, kyy, kzz sunt valorile coeficientului de permeabilitate în lungul axelor de coordonate x, y, z; [LT-1].

Se consideră axele de coordonate aliniate cu direcţiile principale de curgere. Tensorul de mai sus devine:

0 0

0 0

0 0

xx

yy

zz

k

k k

k

(5.21)

Coeficientul de permeabilitate este prin definiţie:

iK gk (5.22)

unde: Ki - coeficientul de permeabilitate intrinsec [L2];

- masa volumică a apei [ML-3];

zzzyzx

yzyyyx

xzxyxx

kkk

kkk

kkk

k


119

g - acceleraţia gravitaţională [LT-2];

- coeficientul dinamic de viscozitate a apei [ML-1T-1];

Caracterul de tensor al conductivităţii hidraulice este indus de caracterul de tensor al permeabilităţii intrinseci care este o caracteristică a mediului permeabil şi deci a porozităţii:

ij

ij

K gk (5.23)

Coeficientul de permeabilitate înglobează deci atât proprietăţi ale mediului permeabil cât şi ale fluidului (apei).

Valorile H obţinute sunt valori medii pentru celulele analizate. Întrucât într-o analiză ulterioară de transport este necesar câmpul de viteze, se aplică legea Darcy câmpului de sarcini:

q k H (5.24)

ceea ce dezvoltat este:

0 0

0 0

0 0

x xx

y yy

z zz

H

xq kH

q ky

q kH

z

(5.25)

Valorile de mai sus sunt “viteze aparente” numite şi “viteze de filtrare Darcy”. În ecuaţia de transport sunt însă necesare viteze reale, care se obţin raportând vitezele aparente la valoarea porozităţii eficace:

e

qv

n (5.26)

Ecuaţia generală de transport în soluţie tridimensională, a uni poluant în mediul permeabil subteran, este:

1

1 n

i ij m

ma i i i

C Cu C D r

t R x x x (5.27)

în care:

C - concentraţia soluţiei;

t - timpul;

Dij - coeficientul de dispersie;

Ra - factorul de întârziere;

rm - termenul exprimând numărul reacţiilor chimice ale soluţiei.

5.3.2.1. MODFLOW

MODFLOW (Modular Three-Dimensional Finite-Difference Ground-Water Flow Model), dezvoltat de U.S. Geological Survey, este un model pentru curgerea apelor subterane, tridimensional, în diferenţe finite, având o structură modulară (este alcătuit dintr-o serie de module principale apelate de


120

o funcţie principală – MAIN, şi module secundare apelate de modulele principale, toate scrise în limbajul de programare Fortran) [8].

MODFLOW simulează mişcarea permanentă şi nepermanentă într-un sistem de curgere neregulată în care stratele acvifere sunt captive, deschise, sau o combinaţie de acestea. Se poate simula curgere din presiuni exterioare, precum curgerea spre foraje, reîncărcarea areală, evapotranspiraţia, curgerea spre drenuri, şi curgerea prin patul albiei.

Conductivitatea hidraulică şi transmisivitatea pot varia spaţial pe fiecare strat şi să fie anizotrope (restricţionate să aibă direcţii principale paralele cu axele discretizării), iar coeficienţii de înmagazinare pot fi eterogeni.

Limitele specificate pentru presiune şi curgere pot fi simulate, ca flux dependent de sarcina prin limita de ieşire a modelului care permite alimentarea cu apă la condiţiile limită în zona modelată, cu o rată proporţională cu diferenţa de presiune dintre o „sursă” de apă exterioară zonei modelate şi limitele discretizării.

Figura 5.6. – Schema folosită pentru discretizarea în diferenţe finite de MODFLOW

MODFLOW rezolvă ecuaţia (5.20) care descrie curgerea tridimensinală a apei subterane cu densitatea constantă într-un mediu permeabil cu ajutorul diferenţelor finite, punând la dispoziţia utilizatorului posibilitatea de a alege între mai multe scheme de rezolvare a acestei ecuaţii (implicită, explicită, Krank-Nicholson) [9]. Este preferabilă schema de tip implicit, întrucât se ştie că este necondiţionat stabilă, nefiind deci influenţată de alegerea dimensiunilor celulei şi de dimensionarea pasului de timp ales.

În aceste condiţii expresia de calcul este [10]:

2 2 2

2 2 2s xx yy zz

H H H HS k k k W

t x y z (5.28)

unde:


121

2

1, , , , 1, ,

22

2i j k i j k i j kH H HH

x x

2

, 1, , , , 1,

22


y y (5.29)

2

, , 1 , , , , 1

22


z z

De aici, înlocuind (5.29) în expresia (5.28) rezultă:

1 1 1 1 1 1 1

, , , , 1, , , , 1, , , 1, , , , 1,

2 2

1 1 1

, , 1 , , , , 1

, ,2

2 2

( ) ( )

2

( )

n n n n n n n n

i j k i j k i j k i j k i j k i j k i j k i j k

s xx yy

n n n

i j k i j k i j k

zz i j k

H H H H H H H HS k k

t x y

H H Hk W

z

(5.30)

Expresia (5.30) este aplicată pe rând tuturor celulelor din discretizare, rezultând un sistem liniar de ecuaţii. În aceste ecuaţii sunt încorporate condiţiile pe iniţiale şi la limită urmând rezolvarea sistemului de ecuaţii obţinut prin procedee iterative, obţinându-se cota piezometrică în fiecare nod al reţelei de calcula sfârşitul fiecărui pas de timp.

Acest model de calcul este utilizat de principalele soft-uri de specialitate de pe piaţă: Groundwater Modeling System (GMS), Visual Modflow, Groundwater Vistas, etc., aceste soft-uri dispunând interfeţe grafice puternice.

5.3.2.2. MT3D

MT3D (A Modular Three-Dimensional Multispecies Transport Model for Simulation of Advection, Dispersion, and Chemical Reactions of Contaminants in Groundwater Systems), este un model pentru simularea advecţiei, dispersiei şi a reacţiilor chimice a poluanţilor în corpurile de apă subterană, atât bidimensional cât şi tridimenional [11]. Modelul utilizează metoda Euler – Lagrange cuplată pentru a rezolva ecuaţia advecţie-dispersie. Programul asociat modelului utilizează o structură modelară asemănătoare celei utilizate de MODFLOW. Această structură modelară face posibilă simularea independentă a advecţiei, dispersiei şi a reacţiilor chimice la cere este supus poluantul, alte module referitoare la alte mecanisme de transport putând fi adăugate separat fără a modifica codul existent.

Modelul MT3D a fost realizat pentru a utiliza, ca şi MODFLOW, un model de curgere bazat pe diferenţe finite centrate, şi pleacă de la ipoteza că schimbările de concentraţie nu vor afecta semnificativ curgerea.

MT3D poate fi utilizat pentru simularea poluării cu contaminaţi miscibili cu apa, considerând ca mecanisme de transport advecţia, dispersia şi câteva reacţii chimice simple, cu diferite condiţii de margine. Reacţiile chimice de care ţine seama modelul sunt: sorbţia şi biodegradarea.

Ecuaţia utilizată de MT3D pentru transportului poluanţilor în mediile permeabile, este:

e e s s

Termen advectiv Termen sursaTermen dispersiv

Cn n C C q C

tD q

(5.31)


122

unde: C = concentraţia masică [ML-3];

ne = porozitatea eficace;

t = timpul [T];

D = tensorul dispersiv (al coeficientului de dispersie hidrodinamică) [L2T-1];

q = debitul volumetric pe unitatea de volum de acvifer reprezentând injecţiile (pozitive) sau extracţiile (negative) [T-1];

Cs = concentraţia în sursă (ML-3);

Tensorul D, care în forma generală are expresia:

xx xy xz

yx yy yz

zx zy zz

D D D

D D D D

D D D

(5.32)

este considerat:

0 0

0 0

0 0

xx

yy

zz

D

D D

D

(5.33)

după direcţiile principale de curgere.

Componentele tensorului dispersiv sunt (Burnett şi Frind, 1987):

22 2*

vv v

v v v

yx zxx L TH TVD D

2 2 2*

v v v

v v v

y x zyy L TH TVD D (5.34)

222*

vvv

v v v

yxzzz L TH TVD D

unde: L = coeficient de dispersivitatea longitudinală [L];

vx, vy, vz = componentele vectorului viteză în lungul axelor x, y, z [LT-

1];

TH = coeficient de dispersivitatea transversală în direcţie orizontală [L];

TV = coeficient de dispersivitatea transversală în direcţie verticală [L];

D* = coeficient de difuzie moleculară efectivă [L2T-1];

222 vvvv zyx = vectorul viteză [LT-1].

Când vectorul viteză este aliniat cu una din axele de coordonate, toţi termenii din matrice în afară de diagonala principală devin 0.


123

În expresiile de mai sus, considerând forma de exprimare a vitezei reale de curgere, se poate trece de la v la q calculate direct prin aplicarea legii Darcy, câmpului de sarcini piezometrice calculate de MODFLOW.

Atât termenul dispersiv cât şi cel advectiv sunt rezolvate prin intermediul diferenţelor finite (schemă implicită).

Cuplarea între modelarea curgerii realizată prin MODFLOW şi modelarea transportului de poluanţi realizat cu MT3D se poate face printr-o serie de programe în diferenţe finite amintite la modelul MODFLOW.

În analiza studiilor de caz prezentate în capitolul 6, s-a preferat pachetul software Groundwater Modeling System (GMS). Programul permite două abordări, una prin care curgerea se analizează în regim permanent, iar transportul în regim tranzitoriu sau ambele în regim tranzitoriu. În ambele situaţii, se rulează mai întâi MODFLOW pentru calcularea câmpului de viteze şi apoi MT3D pentru calcularea distribuţiei spaţiale a concentraţiei în câmp.

5.3.2.3. FEMWATER

FEMWATER (Three-Dimensional Finite Element Computer Model for Simulating Density-Dependent Flow and Transport in Variably Saturated Media) este un model tridimensional care rezolvă cu ajutorul elementelor finite conforme atât curgerea cât şi transportul în medii permeabile cu saturaţie variabilă [12]. Programul modelului a fost scris de către Yeh în colaborare cu Dr. Hsin-Chi Lin în cadrul U.S. Army Engineer Waterways Experiment Station.

Modelul a fost scris astfel încât să fie integrat în mediul GMS (Groundwater Modeling System), mediu grafic ce permite lesne atât preprocesarea cât şi postprocesarea. Întregul cod este scris în Fortran, evident beneficiind de (şi evoluând odată cu) versiunile compilatoarelor existente pe piaţă,

FEMWATER este un model puternic, care ţine cont de influenţa concentraţiei substanţelor dizolvate asupra densităţii fluidului vector şi, în plus, ţine cont de variaţia caracteristicilor mediului poros ca urmare a consolidării.

Ecuaţia de curgere este ecuaţia Richards modificată, obţinută de Yeh (1992), pornind de la noţiunea de continuitate a fluidului, continuităţii solidului, consolidare şi ecuaţia de stare.

s

nSp g z nS q

t

KV (5.35)

unde:

densitatea fluidului [ML-3];

K tensorul de permeabilitate intrinsecă a mediului [L3];

coeficientul dinamic de viscozitate a fluidului [M/L/T];

p presiunea fluidului [(MLT-2)/L2];

g acceleraţia gravitaţională [LT-2];

z sarcina potenţială [L];

n porozitatea [L3/L3];

S indicele de saturaţie [adimensional];


124

sV viteza de deformaţie a materialului solid datorită consolidării

[LT-1];

densitatea fluidului injectat [ML-3];

q termen ce înglobează aporturile respectiv prelevările din

domeniu [(L3/T)/L3];

t timp [T].

Modelul consideră densitatea şi viscozitatea dinamică ca funcţii de concentraţia chimică prin formulări polinomiale:

2 3

1 2 3 4

0

a a C a C a C (5.36)

şi

2 3

5 6 7 8

0

a a C a C a C (5.37)

unde:

C concentraţia chimică [ML-3];

8721 ,......., aaaa parametri [L3M-1];

0 şi 0 densitate respectiv coeficient de viscozitate de referinţă (apă

dulce).

Ecuaţia de transport a concentraţiei este

'

*

b

b W b S

o o

C Sθ C θ C

t t

hθC S θK C K S m

t

h θqC F C

t t

V D

V

(5.38)

unde:

θ umiditatea volumică [adimensional];

b densitatea masică a mediului [ML-3];

C concentraţia în faza lichidă [ML-3];

S concentraţia în faza adsorbită [M/M];

V viteza Darcy [LT-1];

D tensorul coeficienţilor de dispersie;

' coeficientul de compresibilitate a mediului poros;

h sarcina datorată presiunii;

inqCm masa introdusă în domeniu;


125

q fluxul de alimentare;

inC concentraţia în sursă;

WK constanta de biodegradare de ordin I, constantă

pentru faza dizolvată;

SK constanta de biodegradare de ordin I, constantă

pentru faza adsorbită;

F coeficient de înmagazinare.

În relaţia de mai sus, concentraţia adsorbită este dată de una din izotermele:

liniară

dS k C (5.39)

Langmuir

max

1

S kCS

kC (5.40)

Freundlich

nS kC (5.41)

Pentru zona nesaturată, modelul consideră conductivitatea hidraulică ca funcţie de sarcină

r sk h k k (5.42)

cu rk conductivitate relativă [adimensional] [0,1], iar sk conductivitate la

saturaţie [LT-1].

De asemenea, umiditatea volumică este funcţie de sarcina din presiune.

Conductivitatea relativă cât şi umiditatea volumică sunt exprimate prin funcţiile van Genuchten 1980:

21

0,51 1r e ek (5.43)

1 pentru 0

1 pentru 0

e

e

h h

h

(5.44)

w r e s r (5.45)

unde:

w umiditatea volumică de calcul [adimensional];

s umiditatea volumică de saturaţie [adimensional];


126

r umiditatea volumică reziduală [adimensional];

coeficient funcţie de tipul de sol [1/L];

11 coeficient funcţie de tipul de sol [adimensional].

Modelul poate folosi elemente finite hexaedrale, prismatice sau tetraedrice. Condiţiile pe frontieră pot fi constante în timp sau variabile. Sistemul de ecuaţii rezultat poate fi rezolvat prin patru metode iterative, neliniarităţile fiind rezolvate prin metoda Picard sau Newton Raphson. După rularea modelului, rezultatele numerice pot fi reprezentate grafic prin intermediul mediului GMS.

5.3.3. Modele de calcul utilizate în remedierea mediilor permeabile contaminate

5.3.3.1. Natural Attenuation Software

Natural Attenuation Software (NAS), dezvoltat în colaborare de către Virginia Tech, USGS şi Naval Facilites Engineering Command – Southern Divizion, realizează calculul perioadei de atenuare naturală în cadrul unui amplasament contaminat cu produse petroliere şi solvenţi [13].

NAS utilizează o interfaţă grafică realizată în Visual Basic, pentru introducerea datelor din amplasament (vezi figura 5.7) şi determină capacitatea de atenuare naturală specifică unui amplasament. Utilizând capacitatea de atenuare naturală estimată şi datele despre sursa de contaminare se poate calcula perioada de atenuare naturală.

Figura 5.7. – Natural Attenuation Software – caracterizarea amplasamentului din punct de vedere hidrogeologic

Datele de caracterizare a amplasamentului includ date hidrogeologice (conductivitatea hidraulică, gradientul hidraulic, porozitate, grosimea acviferului), localizarea puţurilor de monitorizare precum şi caracterizarea


127

contaminanţilor din amplasament. Introducerea acestor date se realizează cu ajutorul unui set de întrebări la care utilizatorul răspunde prin intermediul unor butoane sau căsuţe de introducere text. Rezultatele sunt afişate atât sub formă de text, cât şi sub formă de grafic, putându-se prezenta aceste date sub forma unui raport.

5.3.3.2. Bioscreen – Natural Attenuation Decizion Support System

BIOSCREEN este un model numeric simplu de utilizat care simulează bioremedierea amplasamentelor contaminate cu produse petroliere, prin atenuare naturală.

Programul de calcul, realizat în Microsoft Excel, se bazează pe modelul de transport analitic Domenico și are posibilitatea de a simula advecţia, dispersia, adsorbţia şi reacţiile anaerobe.

Modelul a fost realizat pentru a simula biodegradarea atât prin reacţii aerobe cât şi anaerobe.

Programul BIOSCREEN a fost dezvoltat de către Groundwater Services, Inc., Houston, Texas pentru Air Force Center for Environmental Excellence.

BIOSCREEN încearcă să răspundă la două întrebări:

Cât de departe va ajunge pana poluantă dacă nu se iau măsuri de limitare fizică a zonei poluate sau măsuri de remediere a amplasamentului?

Cât timp pana poluantă va persista până când atenuarea naturală va determina dispariţia sa?


128

Figura 5.8. – Componentele SEAM3D (roşu), care includ modulele MT3DMS (albastru) şi modulele de biodegradare şi transformare NAPL (portocaliu)

5.3.3.3. SEAM3D – Sequential Electron Acceptor Model, 3 Dimensional

SEAM3D (Sequential Electron Acceptor Model, 3 Dimensional) este un model numeric pentru transportul în soluţie cu biodegradare aerobă şi anaerobă, şi dizolvarea componenţilor din lichide nemiscibile cu apa (NAPLs) [14].

SEAM3D este alcătuit dintr-o serie de module care simulează transportul poluanţilor într-un domeniu anizotropic, eterogen 3D. În figura 5.8 este prezentată alcătuirea SEAM3D, care include codul principal (MT3DMS) pentru simularea transportului, plus încă patru module pentru simularea biodegradării şi a transformării NAPL.

5.3.4. Programe de calcul utilizate în modelarea curgerii apei subterane şi a transportului de poluanţi

5.3.4.1. GMS – Groundwater Modeling System

Department of Defense Groundwater Modeling System (GMS), ajuns la versiunea 6,0, este cel mai complet pachet de programe pentru modelarea apelor subterane. GMS utilizează o interfaţă grafică şi mai multe modele de analiză (MODFLOW, MODPATH, MT3D, FEMWATER etc.) [3]. Interfaţa grafică pentru GMS a fost dezvoltată de Engineering Computer Graphics Laboratory de la Brigham Young University în colaborare cu U.S. Army Corps of Engineers Waterways Experiment Station.

GMS este organizat în zece module, fiecare modul fiind asociat cu o anumită problemă particulară. Cele zece module sunt:

TIN

Modulul TIN – Triangulated Irregular Network este utilizat pentru modelarea suprafeţelor. TINs sunt formate din interconectarea unui set de puncte, fiecare punct fiind definit de cele trei coordonate x, y, z, într-o reţea de triunghiuri. În interiorul triunghiurilor suprafaţa se presupune că variază liniar.

Figura 5.9. – Modelarea suprafeţelor cu TINs

Borehole

Modulul Borehole este utilizat pentru vizualizarea şi editarea datelor din foraje.

Solids


129

Modulul Solid este utilizat pentru crearea de modele tridimensionale startificate. O dată modelul creat se pot realiza secţiuni oriunde în model.

Figura 5.10. – Modelarea cu solide

2D Mesh

2D Mesh este utilizat pentru construirea de discretizări în elemente finite. GMS oferă mai multe unelte pentru pentru generarea şi editarea de elemente finite.

2D Grid

Modulul 2D Grid este utilizat pentru pentru vizualizarea suprafeţelor.

2D Scatter Point

Modulul 2D Scatter Point este utilizat la interpolarea unui set de puncte 2D.

3D Mesh

3D Mesh este utilizat pentru construirea de discretizări în elemente finite. O dată ce discretizarea este creată, modelul FEMWATER poate adăuga condiţiile de margine şi parametrii analizei şi efectua o simulare de curgere şi transport.

Figura 5.11. – Discretizarea domeniului cu 3D Mesh

3D Grid

Modulul 3D Grid este utilizat pentru crearea de grid-uri 3D. Aceste grid-uri sunt folosite în special pentru modelarea cu diferenţe finite. Acest modul oferă interfaţă completă pentru modelele: MODFLOW, MT3D şi MODPATH.

3D Scatter Point


130

Modulul 3D Scatter Point este utilizat la interpolarea unui set de puncte 3D. Se pot alege mai multe metode de interpolare cum ar fi: inversul distanţei la pătrat, interpolare logaritmică, Kriging etc.

Map

Modulul Map este utilizat pentru manipularea anumitor tipuri de obiecte: fişiere DXF, fişiere imagine, obiecte desenate. Cu ajutorul fişierelor DXF se pot importa fişiere AutoCAD sau MicroStation. Deasemenea pot fi aduse în GMS harţi scanate în fişiere TIFF, sau chiar date din sisteme geografice informaţionale (GIS – geographic information system) cum sunt ArcInfo sau ArcView. O dată ce modelul conceptual este construit, el poate fi automat convertit într-un model numeric.

Figura 5.12. – Utilizarea 3D grid-ului

GMS utilizează unusprezece modele numerice şi oferă interfaţă grafică pentru opt dintre ele. Cele unusprezece modele sunt: MODFLOW, MODPATH, MT3DMS, RT3D, SEAM3D, FEMWATER, NUFT, UTCHEM, SEEP2D, PEST şi UCODE.

GMS utilizează pentru analiza curgerii şi transportului prin mediile permeabile atât metoda diferenţelor finite (modulele MODFLOW, MODPATH, MT3DMS) cat şi metoda elementului finit (FEMWATER).

5.3.4.2. Visual Modflow

Visual Modflow reuneşte sub o interfaţă grafică prietenoasă trei modele pentru simularea curgerii apei subterane şi a transportului de poluanţi. Cele trei modele sunt: MODFLOW, MODPATH şi MT3D.

5.3.4.3. FEFLOW

Proiectul FEFLOW (Diersch, 1998) a fost iniţiat în 1979 de Institutul de Mecanică al fostei Academii de Ştiinţe din RDG, proiectul fiind condus pe toată durata sa de Hans-Jorg G. Diersch.

Iniţial scris în Fortran IV a ajuns în prezent (1998) la versiunea 4.5. În 1987, odată cu versiunea II a fost transcris în C, ultima versiune cuprinzând aproximativ 850.000 linii de cod în C++.

Există versiuni atât pentru sisteme UNIX cât şi pentru Windows NT sau 95. Cele de mai sus arată durata şi efortul extraordinar depus pentru un produs


131

soft performant, care chiar şi după atâta timp încă este susceptibil de îmbunătăţiri.

O caracteristică importantă a FEFLOW-ului este posibilitatea de a exporta rezultatele în produse GIS (ex. ArcVIEW) unde pot fi supuse prelucrărilor caracteristice. Corespondenţa este însă biunivocă, FEFLOW permiţând şi importul datelor GIS.

Este un model atractiv datorită interactivităţii grafice cu utilizatorul. Extrem de performant, permite simularea 3D sau 2D (plan orizontal sau vertical) a curgerii în regim nepermanent (şi la limită permanent) prin medii permeabile cu saturaţie variabilă. Consideră curgerea influenţată şi de concentraţia substanţelor solubile prezente precum şi de eventualele transferuri termice.

5.3.4.4. Sutra

Modelul simulează curgerea fluidelor şi transportul, atât a concentraţiei cât şi a energiei, prin medii permeabile (Voss, 1984) [15]. Metodele utilizate sunt cele cu elemente finite hibride sau cu diferenţe finite integrate. Se consideră curgerea ca funcţie de densitate, atât în medii permeabile saturate cât şi nesaturate. Rezultatele, reprezentate de presiuni ale fluidului, concentraţii şi temperaturi, pot fi obţinute atât în regim permanent cât şi nepermanent. Programat de Clifford I. Voss în 1984 la U.S. Geological Survey, modelul conceput pentru simulări bidimensionale are avantajul de a fi fost dezvoltat în paralel şi de alţi cercetători. David Boldt şi Clifford Voss în 1997 transcriu acest cod în Fortran 90 permiţând alocarea dinamică de memorie. În 1997 capătă şi o interfaţă grafică de natură GIS (A Graphical-User Interface for the U.S. Geological Survey’s SUTRA Code using Argus ONE) [5].

Principala inconvenienţă a modelului o constituie faptul că este bidimensional. Cu toate că este performant, faptul că necesită un număr mare de parametri ca date de intrare îl face greoi în utilizare. În plus, documentaţia stufoasă este greu de urmărit datorită notaţiilor folosite şi prin insistarea asupra unor aspecte clasice, bine cunoscute, în detrimentul unor caracteristici particulare ale modelului.

5.3.4.5. SWMS_3D

În 1995, J. Simunek, K. Huang şi M. Th. Van Genuchten de la US Salinity Laboratory, USDA, au construit modelul SWMS_3D pentru simularea curgerii şi transportului tridimensional în medii permeabile cu saturaţie variabilă. Scris în ANSI Fortran 77 (Simunek s.a., 1995), are marele avantaj de a fi pus gratuit (contra unei simple înregistrări) la dispoziţia utilizatorilor.

Programul nu beneficiază de o interfaţă grafică pentru partea de procesare sau postprocesare. Dar, cu toate că introducerea datelor se face în mod batch prin intermediul fişierelor, completarea acestora este destul de facilă datorită documentaţiei extrem de clare şi complete. Referitor la partea de postprocesare, programul este livrat ca sursă Fortran, permiţând intervenirea în formatul fişierelor de rezultate şi exportul către pachete de postprocesare (ex. Surfer).

5.3.4.6. Concluzii referitoare la programele de calcul

Neavând pretenţia că au fost descrise cele mai reprezentative pachete de programe, s-a încercat descrierea extrem de succintă a celor considerate ca fiind competitive. Analiza s-a făcut pe baza performanţelor în sensul


132

posibilităţilor de simulare, părţii de pre şi postprocesare, metodelor numerice utilizate şi documentării lor. O centralizare a concluziilor este prezentată în tabelul următor:

Tabel 5.1 – Comparaţie între principalele pachete software de modelare a curgerii şi transportului de poluanţi

Nr. crt.

Pachet de programe

Mediu saturat/

nesaturat

Fluid compresibil

Pre- şi post-

procesare

Export SIG

Preţ

1. Groundwater Modeling System

X X X X 8000$

2. Visual Modflow X X 1500$

3. FELFLOW X X X 1000$

4. Sutra X X 1500$

5. SWMS_3D X gratuit

5.3.5. Modelarea curgerii apei subterane prin mediul permeabil cu ajutorul programului de calcul InfilDIL

Programul de calcul InfilDIL 3, elaborat de Dimache Alexandru şi Iancu Iulian pe baza unui program realizat în cadrul ICIM Bucureşti şi a programului HETEROFLOW1, permite analiza curgerii fluidelor eterogene în regim permanent şi poate fi utilizat atât pentru modele matematice plan verticale, cât şi pentru cele plan orizontale, utilizând metoda elementului finit.

Rezolvarea problemelor curgerii fluidelor eterogene prin modelarea matematică utilizând programul InfilDIL presupune parcurgerea a două etape şi anume:

În prima etapă se stabilesc parametrii hidraulici de curgere, respectiv potenţialele şi debitele.

În etapa următoare, utilizând potenţialele calculate anterior, se stabilesc parametrii curgeri, fiecare domeniu de fluid având densităţi diferite.

În procesul de rezolvare, etapele amintite se parcurg concomitent, nemaifiind necesare rulări de completare.

Datele necesare efectuării calcului sunt următoarele:

Geometria domeniului studiat în care se înscriu coordonatele nodurilor reţelei de elemente finite, existând posibilitatea generării automate;

Caracterizarea elementelor finite, existând şi aici posibilităţi de generare automată;

Proprietăţile de permeabilitate ale materialelor din care este alcătuit domeniul;

1 Programul HETEROFLOW a fost prezentat în cadrul tezei de doctorat: „Contribuţii la

mişcarea fluidelor eterogene prin mediile permeabile” de către conf. univ. dr. ing. Alexandru Dimache. Acest program a fost îmbunătăţit şi de asemenea i s-a adăugat o interfaţă grafică, pentru pre- şi post-procesare, de către prep. univ. ing. Iancu Iulian.


133

Condiţiile de margine, tip debit impus sau potenţial impus. Debitele impuse pot fi punctuale, gen sursă sau izvor, precum şi distribuite pe diferite zone din domeniu;

Densitatea fiecărui fluid; Precizarea tipului de model - plan-orizontal sau plan-vertical; În cazul modelului plan-vertical se introduc datele care permit

deformarea reţelei în dreptul suprafeţei libere.

Figura 5.13. – Interfaţă program InfilDIL 3.0 (declararea nodurilor din discretizare)

La sfârşitul rulării, programul afişează datele de intrare şi rezultatele obţinute, care constau în parametrii curgerii, respectiv potenţialul apei şi debitele în fiecare nod al reţelei de elemente finite în care a fost discretizat domeniul studiat.

Figura 5.14. – Interfaţă program InfilDIL 3.0 (discretizare model plan-vertical)


134

BIBLIOGRAFIE:

[1] Rachitan, D. – Modelarea matematică la începutul noului mileniu şi importanţa ei pentru învăţământul superior militar, Buletin ştiinţific A.F.T., nr.1/2001, Bucureşti 2001.

[2] Marinov, A.M. – Dispersia poluanţilor în apele subterane, Editura Printech, Bucureşti, 2005.


[4] Bear J., Kapuler, J., A Numerical solution for the Movement of an Interface in a layered Coastal Aquifer. J. of Hydrology, V 50, nr. 1 - 3, 1981.


[6] Bear, J., Verruijt, A., Modeling Groundwater Flow and Pollution, Reidel Publishing Company, 1988.

[7] Şelărescu, M., Dimache, Ghe., Mihnea, I. – Drenaje, Institutul de Construcţii Bucureşti, 1990.

[8] Harbaugh, A.W., Banta, E.R., Hill, C., McDonald, M., - Modflow-2000, The U.S. Geological Survey Modular Ground-Water Model - User Guide to Modularization Concepts and the Ground-water Flow Process, U.S. Geological Survey, 2000.

[9] Hsin-Chi, J. L., Richards, R.D., Talbot, C.A., - A Three-Dimensional Finite Element Computer Model for Simulating Density-Dependent Flow and Transport in Variably Saturated Media, US Army Engineer Research and Development Center, Waterways Experiment Station, 2000.

[10] Clement, T. P., A Modular Computer Code for Simulating Reactive Multispecies Transport in 3-Dimensional Groundwater Systems, The U.S. Department of Energy, 1997.

[11] U.S. Geological Survey - Methods and Guidelines for Effective Model Calibration, Water-Resources Investigations Report 98-4005.

[12] Yeh, G-T. s.a., FEMWATER : A Three-Dimensional Finite Element Computer Model for Simulating Density-Dependent Flow and Transport in Variably Saturated Media, Technical Report CHL-97-12, Department of Civil and Environmental Engineering, Pennsylvania State University, 1997.

[13] U.S. Navy, USCG, Virginia Tech, - Natural Attenuation Software – User Manual, 2005.

[14] Widdowson, M.A., - A Numerical Model for Three-Dimensional Solute Transport Coupled to Sequential Electron Acceptor-Based Biological Reactions in Groundwater, The Via Department of Civil and Environmental Engineering Virginia Polytechnic Institute and State University Blacksburg, Virginia, 2002.

[15] Voss, C. I., SUTRA. A finite element simulation model for saturated-unsaturated, fluid density-dependent ground-water flow with energy transport or chemically reactive single-species solute transport, User Manual, U.S. Geological Survey National Center, Reston, Virginia, 1984.

Capitolul 6 – Studii de caz 135

6. STUDII DE CAZ

6.1. STUDIUL I – DISPERSIA POLUANŢILOR ÎN PÂNZA FREATICĂ DIN ZONA PLATFORMEI INDUSTRIALE ŞI A BATALULUI DE REZIDUURI ORGANICE S.C. OLTCHIM S.A. RÂMNICU VÂLCEA

6.1.1. Introducere

Obiectul studiului de caz îl constituie analiza dispersiei poluanţilor în pânza freatică din zona platformei industriale şi a batalului de reziduuri organice aparţinând S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea [1].

6.1.2. Date de bază

6.1.2.1. Condiţii geomorfologice şi geotehnice

Platforma industrială OLTCHIM este amplasată în partea de sud a municipiului Râmnicu Vâlcea, pe partea dreaptă a râului Olt, pe o terasă care domină lunca la 7-8 m înălţime. Începând din anul 1976, lunca Oltului, este ocupată de lacul de acumulare a U.H.E. Govora (figura 6.1).

Amplasamentul depozitului de reziduuri organice este situat pe malul drept al râului Olt pe terasa joasă cu aspect de luncă, terenul având cota 211 - 214 mdMN. Terasa joasă este mărginită la vest de terasa superioară unde cotele terenului natural sunt între 217 - 222 mdMN şi unde se află amplasată platforma industrială.

Condiţiile litologice locale puse în evidenţă pe baza forajelor executate în zona platformei industriale se caracterizează prin:

în suprafaţă, sol vegetal sau umplutură până la adâncimi de 0 - 3,80 m;

argilă sau argilă prăfoasă până la adâncimi de 1,10 - 5,60 m, care constituie tavanul stratului acvifer;

pietriş şi bolovăniş în masă de nisipuri medii şi grosiere până la adâncimi ce depăşesc 12 - 14 m, ce constituie stratul acvifer din terasă;

argilă prăfoasă la adâncimi de 18,50 - 19,00 m.


Figura 6.1. – Plan de situaţie platforma OLTCHIM Râmnicu Vâlcea

Terasa inferioară, în zona batalurilor de depozitare a reziduurilor organice, este formată la suprafaţă din depuneri fine alcătuite din prafuri nisipoase având grosimi de 1,00 – 3,00 m sau din umpluturi, sub care se întâlnesc aluviuni grosiere – pietriş cu bolovăniş şi nisip. Baza stratului de bolovăniş situată la 6,00 – 10,00 m de la suprafaţa terenului repauzează pe roca de bază reprezentată prin marne cu intercalaţii de nisipuri parţial cimentate.

6.1.2.2. Condiţii hidrogeologice

Reţeaua hidrografică este reprezentată prin râul Olt şi de pârâul Govora ce se află la cca. 2 km aval de zona studiată. Se menţionează şi existenţa unor pâraie cu debite reduse ce debuşează din zona versanţilor.

Figura 6.2. – Regimul de mişcare al apelor subterane – distribuţia hidroizohipselor

Râul Olt constituie drenorul principal al zonei, colectând atât apele din terasa inferioară cât şi apele din terasa superioară ce se infiltrează prin orizonturile


de pietriş. Afluxul dinspre terasa superioară către terasa inferioară şi către Olt este evidenţiat prin prezenţa unor izvoare dintre care cel mai apropiat se află în zona comunei Stupărei, situat în dreptul batalurilor de reziduuri organice.

Nivelul apelor subterane în zona de terasă este situat la adâncimi de 4,80 - 8,40 m de sol. Pe terasa inferioară, nivelul apelor subterane se găseşte la adâncimi de 1,00 - 2,50 m faţă de suprafaţa terenului.

Permeabilitatea acviferului a fost determinată prin pompare rezultând coeficienţi de filtraţie K = 41 - 125 m/zi pentru debite Qp = 5,4 - 12,5 l/s şi denivelări S = 1,5 - 3 m. Direcţiile de curgere ale apelor freatice sunt de la nord spre sud, aproximativ paralele cu acumularea.

În figura 6.2, se prezintă distribuţia hidroizohipselor în zona studiată.

6.1.3. Date privind chimismul apelor subterane din zonă

Calitatea apelor subterane din zonă este influenţată de activităţile desfăşurate pe platforma industrială OLTCHIM, de depunerile din zona batalurilor de reziduuri organice la care se adaugă şi exfiltraţiile din depozitele de şlamuri clorosodice.

În sinteză, datele studiilor consultate, sunt următoarele:

• Studiul hidrogeologic şi hidrochimic privind influenţa depunerilor la CIC, Râmnicu Vâlcea efectuat în anul 1972 de ISPGC, înainte de finalizarea execuţiei nodului hidrotehnic Govora pune în evidenţă următoarele:

Din punct de vedere al concentraţiei clorurilor, apa subterană prezintă caracteristici chimice asemănătoare cu apa din canalele deversoare şi batalele uzinei chimice Govora. Conţinutul de cloruri este foarte ridicat, între 44.000 - 110.000 mg/l.

Permeabilitatea terenului de fundare este cuprinsă între K = 80-134 m/zi, în medie K = 100 m/zi.

Direcţia de mişcare a apelor subterane este de la nord la sud.

• Studiul hidrogeologic privind amplasamentul batalului de reziduuri organice al Combinatului Chimic Govora, întocmit de ISPIF în anul 1975 pune în evidenţă următoarele:

Concentraţia clorurilor în apa subterană din zona studiată este cuprinsă între 20.500 - 44.400 mg/l; a sulfului între 98,6 - 24,7 mg/l iar duritatea totală variază între 1045 - 2110 °g.

Permeabilitatea pietrişurilor din fundaţie a rezultat între K = 41 - 125 m/zi iar în marnă K = 0,01 m/zi.

• Studiul hidrogeologic şi hidrochimic asupra gradului de poluare al stratului acvifer în zona platformei chimice Râmnicu Vâlcea şi influenţa asupra fundaţiilor construcţiilor, elaborat de ISPIF în anul 1979, concluzionează următoarele:

În partea de nord a platformei industriale nu s-a făcut simţită prezenţa poluantului (datorită direcţiei de curgere a apelor subterane de la nord la sud).

Poluarea apelor subterane este resimţită în incinta combinatului, cu un maxim în zona forajului H54, unde concentraţia clorurilor este de 7900 mg/l, a sodiului 1831 mg/l şi materiile organice 2080 mg/l. Frontul de poluare se îndreaptă spre sud-est până la canalul de evacuare al apelor uzate, urmărind direcţia de curgere a apelor subterane.


Toate analizele efectuate au pus în evidenţă agresivitatea sulfitică faţă de betoane şi agresivitate de natură carbonică, clorotică sau sulfitică faţă de construcţii metalice.

• Studiul hidrogeologic, hidrochimic şi geofizic privind etanşarea ecranului la batal reziduuri organice Râmnicu Vâlcea efectuat de ISPIF în anul 1980 scoate în evidentă următoarele:

Concentraţia în cloruri a apelor subterane este cuprinsă între 20.500 mg/l - 44.000 mg/, iar concentraţia în sodiu şi potasiu este de 5000-12000 mg/l.

Măsurătorile pe bază de trasori radioactivi au arătat că ecranul de la batalurile de reziduuri organice este etanş.

Direcţia de curgere a apelor subterane este de la nord către sud. Sistemul de etanşare al digului acumulării Govora la Olt împiedică

parţial drenarea apelor subterane.

• Studiu hidrogeologic privind reabilitarea reţelei de monitorizare ecologică prin noi puţuri de observaţii executate în zona batalului de reziduuri organice efectuat de GEOTEC SA în anul 2000 concluzionează următoarele:

În zona batalului de reziduuri organice, comparativ cu datele din anul 1974, se constată o diminuare a gradului de mineralizare a apelor subterane.

Reziduul fix din apele subterane din interiorul batalurilor este mai ridicat decât în exterior.

Se constată (la acea dată, anul 2000) conservarea în timp a concentraţiilor ridicate de cloruri, sodiu şi calciu (6-26 g/l pentru CI-, 1-6 g/l pentru Ca2+ şi 2-12 g/l pentru Na+).

S-au semnalat, în interiorul batalului, concentraţii ridicate de hidrocarburi: diclor propan, triclor benzen, diclor propil eter, dicloretan şi benzen. Hidrocarburile menţionate lipsesc în totalitate în exteriorul batalului.

• Studiile recente efectuate de ECOIND în anul 2004 şi anul 2005 care permit caracterizarea fizico-chimică a apei freatice recoltate din forajele de urmărire de la platforma chimică, de la forajele amplasate pe malul drept al Oltului şi de la forajele de urmărire de la batalul de reziduuri organice.

6.1.4. Modelarea curgerii subterane şi a transportului de poluanţi

Studiul de dispersie a poluanţilor infiltraţi de pe platforma OLTCHIM în pânza freatică şi în zona batalului de reziduuri organice, efectuat pe baza modelării matematice a necesitat parcurgerea următoarelor etape.

6.1.4.1. Procurarea datelor de bază necesare efectuării studiului

În această etapă au fost sintetizate datele hidrologice, hidrogeologice, geologice, geotehnice, şi studiile existente privind calitatea apelor subterane. Sinteza datelor de bază necesare efectuării studiului de dispersie a poluanţilor în apele subterane din zona platformei OLTCHIM a fost realizată pe baza datelor existente.

6.1.4.2. Stabilirea domeniului de calcul

Domeniul în care se extinde studiul este determinat de condiţiile naturale specifice, de condiţiile specifice obiectivelor studiate şi de datele de bază existente [2].


Limitele au fost stabilite după cum urmează:

limita de nord a domeniului este considerată hidroizohipsa de cotă 219 m. întrucât direcţia de curgere a apelor subterane este de la nord la sud,

poluanţii proveniţi din platforma chimică nu pot evolua spre această cotă.

în partea de sud, domeniul este limitat la hidroizohipsa de cotă 203 m, la sud de localitatea Stupărei şi nord de nodul hidrotehnic Govora.

limita de este a domeniului, este limită naturală dată de malul drept al Oltului şi acumularea Govora.

în partea de vest domeniul se extinde în zona de terasă a râului Olt.

Extinderea domeniului studiat a fost necesară în vederea urmăririi evoluţiei frontului de poluanţi proveniţi din dreptul platformei chimice, asupra apelor subterane din zonele adiacente.

6.1.4.3. Discretizarea domeniului studiat

Domeniul ales pentru modelare are lungimea de 3960 m şi lăţimea de 2200 m, rezultând o suprafaţă de cca. 8.7 km2.

Domeniul modelat a fost discretizat într-o reţea de cca. 35.000 ochiuri pătrate cu latura de 50 m, aşa cum se prezintă în figura 6.3.

A fost aleasă această discretizare fină în vederea obţinerii unei cât mai bune precizii pentru rezultatele modelării. Procedeul de discretizare a modelat corespunzător geometria malului drept al Oltului, digul acumulării Govora, suprafeţele platformei industriale, ale batalului de reziduuri organice şi poziţia forajelor de control.

Figura 6.3. – Discretizarea domeniului de calcul

6.1.4.4. Precizarea condiţiilor de margine

Condiţiile de margine sunt reprezentate prin parametri cunoscuţi ai curgerii subterane specifici domeniului şi cazului studiat. Fără precizarea condiţiilor de margine nu poate fi rezolvat sistemul de ecuaţii care guvernează regimul de mişcare al apelor subterane [3].


Pentru cazul studiat, condiţiile de margine sunt date de nivelul cunoscut al apei din acumularea Govora precum şi de distribuţia spaţială a hidroizohipselor prezentată în figura 6.2.

Pe râul Olt şi acumularea Govora, precum şi pe limitele de nord şi de sud ale domeniului au fost stabilite condiţii de tip potenţial impus la cotele cunoscute menţionate, respectiv:

la nord hidroizohipsa de cotă 219 m. la sud hidroizohipsa de cotă 203 m. la est şi sud-est, cota corespunzătoare nivelului normal de retenţie în

acumularea Govora (213,5 m) şi la nord-est, remuul amonte de coada lacului, între cotele 216,00 m şi 213,50 m.

6.1.4.5. Analiza datelor de intrare şi precizarea valorilor de calcul

Valorile de calcul pentru parametri curgerii subterane şi transportul de poluanţi în cazul studiat au fost stabilite după cum urmează:

• Permeabilitatea stratului acvifer

Ţinând cont de datele studiilor hidrogeologice permeabilitatea complexului acvifer freatic alcătuit din aluviuni grosiere (nisip, pietriş, bolovăniş) a fost adoptată la valoarea coeficientului de filtraţie K = 100 m/zi, aşa cum a fost recomandată în studiile hidrogeologice.

Trebuie precizat că modelul utilizat este un model spaţial care permite introducerea datelor privind stratificaţia şi proprietăţile de permeabilitate ale terenului aşa cum rezultă din studiile hidrogeologice de specialitate.

• Concentraţiile poluanţilor în zone de interes din domeniul studiat

Sursele majore de poluare a apelor subterane din domeniul studiat, concentrate în zona platformei OLTCHIM şi a batalurilor sunt puse în evidenţă pe baza măsurătorilor de calitate a apei subterane efectuate în puţurile de monitorizare.

Tabel 6.1 – Caracterizarea fizico-chimică a apei freatice recoltate din forajele platformei chimice (mg/l)

Indicativ foraj

Cloruri CCO-Cr Obs.

2004 2005 2004 2005

H16 757,9 852,5 201,9 239,8

Foraje din platforma industrială

F2 1277,1 1598,4 301,7 520,5

H54 265,0 206,7 125,4 40,6

H62 745,5 347,4 279,8 85,7

H55 171,5 214,4 265,2 641,6

H52 351,9 338,6 135,6 64,3

H60 670,3 464,4 241,9 97,4

F3 173,7 354,5 122,7 37,9

F4 1033,8 925,3 259,6 37,9

MEDIA 605,2 589,1 214,9 196,2

Foraje amplasate pe malul drept al

Oltului

H21 49,2 60,3 12,25 7,3

H22 70,8 90,4 14,15 9,6

H14 1039,25 - 29,3 -

Valori de calcul: cloruri 600 mg/l, CCO-Cr 200 mg/l.


Studiul de dispersie a poluanţilor în apa subterană a fost efectuat pentru următorii indicatori:

cloruri şi CCO-Cr proveniţi de pe platforma chimică. pesticide (HCH), CCO-Cr şi cloruri din zona batalului de reziduuri

organice.

Valorile de calcul ale concentraţiilor poluanţilor prezentate în tabelele 6.1 - 6.3 sunt rezultate din prelucrarea datelor analizelor de laborator.

Tabel 6.2 – Concentraţia HCH măsurată în zona din exteriorul batalului de reziduuri organice (mg/l)

Indicativ foraj

Concentraţia măsurată

Obs. An 2004 An 2005

Trim. I + II

Trim. III+ IV

Trim. I+ II

Trim. III+ IV

P2e 0,033 - - - Zona batal

exterioară ecran P4e 0,017 0,729 0,27 0,00020

P3e 0,7266 0,526 0,28 0,00013

H21 0,0036 0,00027 < 0,0001 0,0001 Zona mal drept Olt amonte dig

H22 0,00058 0,00032 0,00034 0,00029

H14 0,00062 0,0005 - -

P9 0,0014 - - -

Între batal şi dig P7 - < 0,0001 - -

P10 - - 36 0,00029

Valoarea de calcul = 0,30 mg/l HCH.

Tabel 6.3 – Concentraţia clorurilor şi încărcării organice (CCO-Cr) din zona batalului de reziduuri organice (mg/l)

Indicativ foraj Cloruri CCO-Cr

an 2004 an 2005 an 2004 an 2005

Ple 6583,65 5938,35 617,55 1080,2

P2e 3194,1 3633,9 486,15 529,5

P3e 851,0 326,13 450,9 931,4

P4e 3338,05 2845,0 15532,0 10015,0

P5e 6088,9 7214,65 2193,0 988,48

P6e 1535,7 576,08 189,3 558,83

P7 8214,0 5938,38 1306,8 1443

P8 16996,75 18878,53 1749,3 377,45

P9 581,4 2915,95 144,6 122,1

P10 731,95 698,4 116,8 204,83

MEDIA 4811,55 4896,58 805,9* 692,9*

Valori de calcul: cloruri 5000 mg/l, CCO-Cr 750 mg/l.

Calculele evoluţiei poluanţilor în apele subterane proveniţi din activităţile desfăşurate de OLTCHIM Râmnicu Vâlcea au fost efectuate pentru valorile mediate prezentate în tabelele 6.1 şi 6.2 întrucât acestea caracterizează situaţia existentă în zonă.


6.1.4.6. Calibrarea modelului de curgere a apelor subterane

Calculele hidraulice de mişcare a apelor subterane au fost efectuate în regim permanent. Potenţialele impuse după distribuţia spaţială a hidroizohipselor precum şi nivelele apei în acumularea Govora au fost suficiente pentru calibrarea modelului.

La modelarea curgerii apelor subterane în zona studiată s-a ţinut cont de prezenţa sistemului de etanşare al digului mal drept al acumulării Govora, constituit din masca din dale de beton pozate pe paramentul amonte, continuată în fundaţie cu ecran încastrat în roca de bază.

În modelul matematic utilizat, sistemul de etanşare al digului acumulării Govora este considerat ca o zonă cu permeabilitate redusă (K=0,1 m/zi).

Calibrarea modelului realizată în condiţiile menţionate se pune în evidenţă prin regimul de curgere al apelor subterane.

6.1.4.7. Modelarea transportului poluanţilor în apa subterană

Analiza transportului de poluanţi în apa subterană a fost efectuată în regim nepermanent, această opţiune permiţând estimarea evoluţiei contaminanţilor la diferite intervale de timp.

Suprafeţele în care concentraţiile diferiţilor poluanţi din apa subterană sunt cunoscute, au fost considerate ca suprafeţe de injecţie continuă [4].

Valorile de calcul considerate pentru parametrii de transport sunt următoarele:

coeficientul de dispersie longitudinală are valoarea de calcul αL=10m (în lipsa datelor rezultate din măsurători directe, dispersivitatea longitudinală a fost atribuită pe baza rezultatelor obţinute din practica anterioară la lucrări similare);

coeficienţi de dispersie transversală şi verticală au fost apreciaţi ca fiind αv=αL/10(m);

constanta de absorbţie liniară Kd=0,0015m3/an.

Valorile de calcul considerate pentru parametrii de curgere sunt următoarele:

conductivitatea hidraulică în domeniu, K=100 m/zi; conductivitatea hidraulică zona digului, K=0,1 m/zi; porozitatea efectivă a acviferului, n=40%; coeficientul de înmagazinare specific Ss=0,001.

Evoluţia poluanţilor a fost analizată pentru intervalele de timp de 5 ani şi 10 ani, începând cu anul 2005.

6.1.5. Evoluţia concentraţiei poluanţilor in acviferul freatic din zona studiată

Rezultatele calculelor efectuate pentru perioada menţionată se prezintă la următoarele intervale de timp:

Situaţia existentă în anul 2005; Evoluţia după 5 ani, anul 2010; Evoluţia după 10 ani, anul 2015.

Rezultatele obţinute se prezintă sub forma hărţilor de evoluţie a frontului de poluare (în plan), la intervalele de timp stabilite pentru fiecare poluant studiat.


În interiorul ariei de dispersie a poluantului se înscrie distribuţia izoconcentraţiilor pentru intervalul de timp studiat.

Calarea modelului de transport poluanţi a fost făcută în concentraţii.

6.1.5.1. Dispersia clorurilor în apa subterană

Modelul pentru dispersia clorurilor s-a calat injectând poluantul în perimetrul platformei chimice la concentraţia de 600 mg/l şi prin rulări succesive s-a căutat ca să se obţină evoluţia care să conducă la concentraţiile măsurate în forajele de monitorizare.

Figura 6.4. – Concentraţia clorurilor din apa subterană la nivelul anului 2005

Figura 6.5. – Evoluţia concentraţia clorurilor din apa subterană prognozată pentru anul 2010


Figura 6.6. – Evoluţia concentraţia clorurilor din apa subterană prognozată pentru anul 2015

Pana de evoluţie a poluantului se extinde în zona localităţilor Râureni şi Stupărei. În partea de est frontul de poluare cu cloruri ajunge la malul Oltului până în partea de nord a digului de protecţie a acumulării Govora. Frontul de poluare cu cloruri se extinde şi în zona batalului de reziduuri organice. În anii 2010 şi 2015, frontul de poluare cu cloruri va migra pe direcţia sud-sud vest, depăşind limita domeniului şi avansând şi către terasă.

În figurile 6.4 – 6.6 se prezintă evoluţia concentraţiei clorurilor în perioada 2005-2015.

6.1.5.2. Dispersia CCO-Cr în apa subterană

Modelul matematic utilizat pentru dispersia CCO-Cr a fost calat injectând în perimetrul platformei industriale poluantul în concentraţie de 200 mg/l.

Figura 6.7. – Concentraţia CCO-Cr din apa subterană la nivelul anului 2005


Evoluţia dispersiei concentraţiei CCO-Cr în apa subterană provenit din platforma industrială se prezintă în figurile 6.7 – 6.9. Se constată că evoluţia frontului de poluare este similară cu a clorurilor descrisă anterior.

Figura 6.8. – Evoluţia concentraţia CCO-Cr din apa subterană prognozată pentru anul 2010

Figura 6.9. – Evoluţia concentraţia CCO-Cr din apa subterană prognozată pentru anul 2015

6.1.5.3. Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice

În zona batalului de reziduuri organice au fost depuse necontrolat înainte de execuţia ecranului, reziduuri de pesticide care au infestat solul şi prin infiltraţie au fost antrenate în apa subterană.


Evoluţia în apa subterană a poluanţilor depozitaţi necontrolat în zonă se prezintă în figurile 6.10 – 6.12.

Se constată că frontul de poluare din zona batalului de reziduuri organice evoluează paralel cu digul acumulării Govora şi cu localitatea Stupărei, atingând limita domeniului după 10 ani.

Se menţionează că pesticidele provenite din zona batalului de reziduuri organice nu vor afecta apa subterană din zona localităţii Stupărei.

Figura 6.10. – Evoluţia concentraţiilor de HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice, după 5 ani




6.1.5.4. Influenţa depozitului de şlam asupra evoluţiei dispersiei poluanţilor din zona batalului de reziduuri organice

În partea de sud-sud vest a batalului de reziduuri organice se află depozitele de şlam în (exploatare) ale Uzinei Sodice Govora.

Aceste depozite nu sunt ecranate sau impermeabilizate astfel că permit atât exfiltraţii de limpede cât şi poluare chimică a apelor subterane.

Pentru a evidenţa influenţa depozitelor de şlam asupra evoluţiei pesticidelor din zona batalului de reziduuri organice în apa subterană s-a considerat că în perimetrele de depunere a şlamului debitele de limpede infiltrate au ca efect menţinerea unui nivel permanent de apă în depozit, la cota acumulării.

Figura 6.13. – Dispersia HCH în apa subterană din zona batalului de reziduuri organice sub influenţa depozitului de şlamuri clorosodice, după 5 ani


În aceste condiţii, aşa cum se prezintă în figurile 6.13 – 6.15 frontul de poluare cu pesticide provenite din batalul de reziduuri organice evoluează mai lent în timp ajungând să fie blocat de exfiltraţiile din depozitele de şlam de la SODA.



6.1.6. Concluzii

Studiul analizează evoluţia dispersiei poluanţilor în apa subterană, proveniţi din pierderile tehnologice pe platforma OLTCHIM şi din zona batalului de reziduuri organice.


• Regimul de curgere al apelor subterane

Regimul de curgere al apelor subterane este influenţat de condiţiile hidrogeologice naturale şi de modificările antropice din zonă. Zona studiată se înscrie în lunca şi terasa de pe malul drept al Oltului.

Direcţia de curgere a apelor subterane este nord-sud, paralelă cu acumularea Govora.

În studiul de caz prezentat, regimul de curgere al apelor subterane se prezintă prin distribuţia hidroizohipselor de cotă 203-219 m. Batalul de reziduuri organice este situat între hidroizohipsele de cotă 211-213 m şi corespunde nivelurilor măsurate în piezometrele din zonă.

În felul acesta, regimul de curgere al apelor subterane a fost determinat astfel încât să se realizeze o corespondenţă cât mai apropiată cu nivelele măsurate în forajele de control.

• Dispersia în apa subterană a clorurilor şi CCO-Cr provenite din platforma industrială OLTCHIM

Dispersia poluanţilor proveniţi din platforma industrială se prezintă prin hărţile de evoluţie a izoconcentraţiilor în perioadele de prognoză 2005-2015 (după 5 şi 10 ani).

În aceste condiţii, frontul de poluare evoluează dinspre platforma industrială în direcţia sud-sud vest extinzându-se către limita de sud a domeniului şi în zona de terasă. De asemenea, se constată că frontul de poluare cu cloruri şi CCO-Cr alimentat de platforma OLTCHIM înglobează şi localităţile Râureni şi Stupărei.

În partea de est frontul de poluare se extinde la malul Oltului până în zona de nord a digului acumulării Govora incluzând în partea de sud şi zona batalului de reziduuri organice.

De asemenea, se constată că frontul de poluare cu cloruri şi CCO-Cr alimentat de platforma OLTCHIM înglobează şi localităţile Râureni şi Stupărei.

• Evoluţia dispersiei HCH, a clorurilor şi a CCO-Cr din zona batalurilor de reziduuri organice

Zona de depozitare necontrolată a fost mai extinsă decât perimetrul actual al batalurilor făcând ca solul şi apele subterane să prezinte o poluare „istorică".

De asemenea, între dig, batalurile de reziduuri organice şi depozitul de şlam de la SODA, OLTCHIM a organizat un depozit de steril de propenoxid care, prin levigatul din precipitaţii îşi aduce aportul la poluarea apelor subterane din zonă.

Pentru modelare, s-a luat în considerare evoluţia dispersiei HCH din zona batalurilor fără a se limita la perimetrul ecranat.

Frontul de poluare cu HCH, cloruri şi CCO-Cr din zona batalurilor de reziduuri organice evoluează pe direcţia sud-sud vest atingând după 10 ani limita de sud a domeniului fără a se extinde spre terasă şi fără a afecta perimetrul localităţii Stupărei.

Trebuie menţionat că depozitele de şlam de la SODA, realizate fără impermeabilizare influenţează local regimul de curgere al apelor subterane datorită infiltraţiilor de limpede, având ca efect limitarea/bararea evoluţiei frontului de poluanţi din zona batalului de reziduuri organice şi al depozitului de propenoxid al OLTCHIM.


6.2. STUDIU II – DISPERSIA POLUANŢILOR ÎN PÂNZA FREATICĂ DIN ZONA IAZULUI DE DECANTARE AURUL BAIA MARE

6.2.1. Introducere

Obiectul studiului de caz îl constituie analiza dispersiei poluanţilor în pânza freatică din zona iazului de decantare Aurul Baia Mare [1].

6.2.2. Date de bază

6.2.2.1. Caracteristicile constructive ale iazurilor

Toate cele trei iazuri din zonă şi anume Aurul - Baia Mare, Bozânta Veche şi Flotația Centrală sunt iazuri de decantare în care s-a depus/se depune transportat prin hidromecanizare steril rezultat din tratarea minereurilor cu soluţii de apă cianurată în principal pentru extragerea aurului dar şi al altor metale. Sub aspectul depunerii sterilului cele trei iazuri se diferenţiază în principal prin concentraţia cianurilor din soluţia de apă cianurată care intră în iaz odată cu sterilul. În iazul Aurul concentraţia cianurilor în soluţia de apă cianurată a fost mult mai mare decât în celelalte două iazuri.

Figura 6.16. – Plan general cu amplasamentul iazurilor

6.2.2.2. Date topografice

Datele topografice au cuprins planuri de situaţie sc. 1:10.000 şi 1:25.000 cu amplasamentul iazurilor şi al mijloacelor de monitorizare a regimului şi calităţii apei subterane din zonă (piezometre, fântâni şi foraje/şanţuri hidrogeologice), cotele apei subterane în acestea şi cotele suprafeţei apei pe râurile Săsar şi Lăpuş în câteva secţiuni caracteristice.


6.2.2.3. Date climatice şi hidrologice

Datele climatice şi hidrologice care interesează în studiul regimului apelor subterane sunt:

precipitaţiile medii multianuale cca. 900 mm/an; evapotranspiraţia medie multianuală cca. 658 mm/an; cantitatea medie de apă din precipitaţii care alimentează pânza de

apă subterană 36,5 mm/an; debitele medii lunare minime cu asigurarea de 95% pe cele două râuri

din zonă: Lăpuş la postul Buşag - Qmin 95% = 0,94 m3/s, Săsar la postul Baia Mare - Qmill 95% = 0,40 m3/s.

6.2.2.4. Date hidrogeologice

Terenurile din zonă sunt constituite dintr-un amestec de materiale aluvionare care se pot grupa în două strate şi anume:

la suprafaţă, sub stratul de sol, un pachet de materiale mai fine alcătuit dintr-un amestec de argile, prafuri şi nisipuri fine având grosimea variabilă în limitele (1,5...3,0) m şi permeabilitatea relativ redusă K = 6 x 10-3 m/zi;

urmează un pachet de materiale grosiere în alcătuirea căruia intră nisipuri, pietrişuri şi pe alocuri chiar bolovănişuri; grosimea acestui strat este de cca. 4,0 m iar permeabilitatea lui este de cca. K = 5 m/zi;

cele două strate prezentate mai sus sunt aşezate pe o rocă de bază practic impermeabilă de natură argilo-marnoasă.

Apa subterană se întâlneşte Ia adâncimi de cca. (0,5 - 3,0) m faţă de suprafaţa terenului, este cantonată în stratul aluvionar mai grosier şi este influenţată sub aspectul mişcării în regim natural de nivelul apei în cele două cursuri de suprafaţă din zonă; Lăpuş şi Săsar şi de regimul precipitaţiilor.

6.2.3. Modelarea curgerii subterane şi a transportului de poluanţi

6.2.3.1. Stabilirea ipotezelor de calcul

Pentru determinarea parametrilor curgerii apelor subterane s-a admis ipoteza mişcare permanentă tridimensională, iar pentru determinarea evoluţiei substanţelor poluante s-a admis ipoteza mişcării nepermanente tridimensionale.

Întregul studiu s-a realizat considerând că există un singur acvifer subteran cantonat în stratul de aluviuni grosiere alimentat/drenat la nivele medii de albiile celor două râuri din zonă Săsar şi Lăpuş. În afara celor două râuri s-a admis că acviferul mai este alimentat din precipitaţii şi după momentul intrării lor în exploatare de exfiltraţii din cele trei iazuri. Pierderile prin etanşarea de fund a iazului Aurul totalizează 0,018 m3/zi.

6.2.3.2. Discretizarea domeniului de mişcare al apei subterane

Domeniul de mişcare al apei subterane s-a considerat limitat după cum se prezintă în planul general cu amplasamentul iazurilor, figura 6.16:

la Est de albia minoră a râului Săsar; la Sud de albia minoră a râului Lăpuş; la Nord şi la Vest de două limite alese arbitrar amplasate la distanţă

suficient de mare (cca. 300 m la Nord şi 2 km la Vest) de zona


iazurilor pentru a nu influenţa semnificativ rezultatele furnizate de modelul matematic şi pentru a putea aprecia calitatea apei subterane în zona localităţii Bozânta Mare, localitate situată cel mai aproape de iazul Aurul pe direcţia generală de curgere a apelor subterane.

Domeniul astfel rezultat a fost discretizat cu o reţea de diferenţe finite cu latura de 10 m. Densitatea reţelei a fost stabilită astfel încât să poată fi modelate cuvetele celor trei iazuri, poziţiile elementelor de monitorizare a regimului apelor subterane (piezometre, fântâni, foraje etc.), albiile minore ale celor două râuri.

În figura 6.17, prezentăm discretizarea domeniului utilizat la studiul evoluţiei poluanţilor.

Figura 6.17. – Model matematic – discretizarea domeniului de mişcare al apelor subterane

6.2.3.3. Calarea modelului

Calarea modelului este procedeul prin care se stabilesc anumiţi parametrii ai modelului astfel încât modelul să reproducă parametrii mişcării subterane măsuraţi în teren [5]. În cazul prezentului studiu se cunosc:

cotele suprafeţei libere a apei la un moment dat pe cele două râuri Săsar şi Lăpuş;

cotele apei subterane la un moment dat în piezometre, fântâni şi foraje;

transmisivitatea medie a acviferului T = 100 m /zi; concentraţiile poluanţilor în apa subterană măsurate la diferite

intervale de timp.

Nu se cunosc şi s-au stabilit prin calare:

debitele de alimentare ale acviferului subteran din precipitaţii; debitele pierdute în subteran din cele trei iazuri; concentraţiile poluanţilor din iazuri care ajung în pânza subterană.

Întrucât singura situaţie măsurată în natură corespunde regimului actual în care se află în funcţiune concomitent toate cele trei iazuri, iar studiul trebuie să evidenţieze efectul poluant al iazului Aurul separat de al celorlalte două, calarea modelului matematic s-a desfăşurat în mai multe etape şi anume:


ETAPA I în care s-a simulat mişcarea produsă în regim natural (regimul existent înainte de construirea iazurilor din zonă). In această situaţie condiţiile de margine sunt date numai de:

nivele impuse pe râurile Săsar (Hi = 153,42 mdMN - 169,10 mdMN) şi Lăpuş (Hi = 150,17 mdMN- 153,42 mdMN).

debite impuse Qip în restul ochiurilor din domeniu; aceste debite semnifică alimentarea acviferului subteran din precipitaţii; debitele pentru fiecare element s-au stabilit cu relaţia:

Qip = q x s

în care: q - este debitul modul, uniform distribuit, provenind din infiltrarea unei cantităţi din precipitaţiile totale medii multianuale din zonă (q = 36,5 mm/an) şi s - este suprafaţa de teren atribuită elementului în care se impune debitul Qip.

S-au obţinut potenţialele hidraulice în interiorul domeniului de mişcare cu cca. (0,5..3,00) m mai jos decât potenţialele măsurate în piezometre, fântâni şi foraje.

Parametrii care caracterizează mişcarea în această etapă de calare sunt:

distribuţia potenţialelor hidraulice şi direcţiile de curgere; se remarcă o curgere generală pe direcţia Fst - Vest;

distribuţia debitelor de alimentare/de drenaj. debitul de alimentare/drenat din/de Săsar - Qs = 180 m3/zi; debitul de alimentare/drenat din/de Lăpuş - Qs = 522 m3/zi.

Figura 6.18. – Distribuţia hidroizohipselor în regim natura şi în regim modificat prin realizarea celor trei iazuri

ETAPA II în care s-a simulat regimul de mişcare actual caracterizat de existenţa concomitentă a celor trei iazuri Aurul - Baia Mare, Bozânta Veche şi Flotaţia Centrală; în această etapă condiţiile de margine au fost:

potenţiale hidraulice impuse (Hi) pe râurile Săsar şi Lăpuş. debitele impuse QiB şi QiF în nodurile situate pe amplasamentul

iazurilor Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul Baia Mare. debite impuse în restul nodurilor din domeniu având valoarea Qip

stabilită în etapa I.

S-au obţinut potenţialele hidraulice în interiorul domeniului de mişcare relativ apropiate de cele măsurate în piezometre, fântâni şi foraje. Debitele pierdute în subteran din iazul Aurul - Baia Mare, QiA sunt 0,018 m3/zi.


Se menţionează că în această etapă s-a urmărit calarea în potenţiale, respectiv o cât mai apropiată corespondenţă cu nivelele apelor subterane în forajele de control.

Parametrii care caracterizează mişcarea stabilită în această etapă de calare sunt:

distribuţia potenţialelor hidraulice şi direcţiile de curgere, vezi figura 6.18; se remarcă modificarea direcţiilor de curgere din regim natural şi din regim modificat cu două iazuri (stabilite în etapele I respectiv II) prin apariţia unei noi surse de alimentare (iazul Aurul) din care se pierde apă în subteran;

distribuţia debitelor de alimentare/de drenaj; debitul drenat de Săsar – Qs = 899 m3/zi; debitul drenat de Lăpuş – QL = 1249 m3/zi; debitul exfiltrat din cele trei iazuri:

- Bozânta – QB = 507 m3/zi. - Flotaţia Centrală – QF =1438 m3/zi. - Aurul - Baia Mare – QA = 0,018 m3/zi.

Debitele exfiltrate din iazul Aurul reflectă efectul impermeabilizării.

ETAPA III în care s-a simulat dispersia substanţelor poluante în subteran provenite numai din iazul Aurul în vederea evidenţierii riscului de poluare a apelor subterane datorită activităţilor desfăşurate în acest depozit.

ETAPA IV în care s-a simulat dispersia substanţelor poluante în subteran în cazul regimului de mişcare actual ca aport simultan al celor trei iazuri; considerând parametrii mişcării subterane stabiliţi în etapa II şi „concentraţiile echivalente" CPB, CPF şi CPA ale substanţelor poluante în apele infiltrate din iazuri Bozânta Veche şi Flotaţia Centrală, s-a determinat „concentraţia echivalentă" CPA astfel încât să se reproducă valorile măsurate actualmente în piezometre.

6.2.3.4. Evoluţia dispersiei poluanţilor în apa subterană

A fost analizată evoluţia principalilor poluanţi în apa subterană pentru următorii 5 ani şi următorii 10 ani.

6.2.4. Variante analizate şi rezultate obţinute

Scopul studiului de caz este de a evidenţia riscul poluării apelor subterane cu poluanţii proveniţi din pierderile prin etanşarea iazului Aurul - Baia Mare precum şi de a analiza dispersia poluanţilor în apele subterane exfiltraţi din iazurile din zonă.

Variante analizate şi rezultate obţinute din analiza aportului iazului Aurul la dispersia poluanţilor în apa subterană

În cadrul acestui grup de variante, aportul la dispersia poluanţilor proveniţi din iazul Aurul, în apa subterană s-a bazat pe următoarea metodologie:

s-au luat în considerare numai poluanţii proveniţi din iazul Aurul; studiul de dispersie a principalilor poluanţi existenţi în iaz şi regăsiţi în

apa subterană a fost efectuat pentru: cianuri totale, cupru, zinc şi sulfaţi.


Valorile de calcul pentru concentraţiile diferiţilor poluanţi evidenţiaţi în iazul Aurul sunt obţinute pe baza prelucrării datelor analizelor de laborator rezultând:

concentraţia medie a cianurilor din soluţia de apă cianurată ajunsă în iaz: cca. 150 mg/l

cupru: 40 mg/l zinc: 73 mg/l sulfaţi: 2.800 mg/l.

Rezultatele calculelor de dispersie efectuate se prezintă la următoarele intervale de timp:

Evoluţia în perioada 1999-2005; Prognoza evoluţiei în perioada 2005-2010 (după 5 ani); Prognoza evoluţiei în perioada 2010-2015 (după 10 ani).

Rezultatele obţinute se prezintă sub forma hărţilor de evoluţie a frontului de poluare (în plan) la intervalele de timp stabilite, pentru fiecare poluant studiat.

Evoluţia cianurilor în apa subterană provenite clin iazul Aurul

Se constată că frontul de poluant urmează direcţia est-vest de curgere a apelor subterane, curba având concentraţia de 0,01 mg/l care marchează limita admisă (conform Legea 458 privind calitatea apei potabile), situându-se la cca. 300 m distanţă de iaz.

Evoluţia concentraţiei cianurilor în apa subterană provenite exclusiv din pierderile din iazul Aurul se prezintă în figurile 6.19 – 6.21.

Figura 6.19. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală

Aprecierea evoluţiei poluanţilor în subteran se face în conformitate cu legea privind calitatea apei deoarece în zonă la cca. 1 km vest de iazul Aurul se află localitatea Bozânta Mare care se alimentează cu apă din fântâni.


Figura 6.20. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010

După 5 ani, în anul 2010, calculele de prognoză au arătat că frontul de poluare cu izoconcentraţia de 0,01 mg/l se va deplasa cu maxim 440 m vest de iazul Aurul iar după 10 ani (în anul 2015) cu 580 m, fără să ajungă la fântânile din localitatea Bozânta Mare.

Figura 6.21. – Dispersia cianurilor totale în apa subterană provenite din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015

Debitul masic al poluantului cianuri provenit din iazul Aurul, care se dispersează în apele subterane este qmc = 2,7 g/zi.

Evoluţia cuprului în apa subterană, provenit din iazul Aurul

Frontul de poluare marcat de izolinia de concentraţie 0,1 mg/l a evoluat în perioada 1999-2005 la 240 m vest de iazul Aurul. Calculele de prognoză arată că în anul 2010 concentraţia cuprului pe izolinia de 0,1 mg/l va evolua la


380 m distanţă de iaz, iar în anul 2015 va ajunge la 480 m de iaz şi la cca. 500 m de localitatea Bozânta Mare.

Evoluţia concentraţiei cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul poate fi urmărită în figurile 6.22 – 6.24.

Figura 6.22. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală

Debitul masic al cuprului exfiltrat în apele subterane din iazul Aurul este qcu, = 720 g/zi.

Figura 6.23. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010


Figura 6.24. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015

Evoluţia zincului în apa subterană, provenit din iazul Aurul

În figurile 6.25 – 6.27, se ilustrează pe baza hărţilor de izoconcentraţii evoluţia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul.

Limita de potabilitate admisă pentru zinc (5 mg/l) s-a extins în perioada 1999-2005 la cca. 175 m, exclusiv ca aport al iazului Aurul. Din calculele efectuate se apreciază că în anul 2010 va evolua la 220 m vest de iaz, iar în anul 2015 la cca. 330m.

Figura 6.25. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, situaţia actuală


Figura 6.26. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2010

Figura 6.27. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din iazul Aurul – Baia Mare, anul 2015

Evoluţia sulfaţilor în apa subterană proveniţi din iazul Aurul

Examinând hărţile rezultate în urma rulării modelului, în evoluţia dispersiei sulfaţilor, constatăm că limita de potabilitate dispusă de lege (izolinia de 250 mg/l) se situează la cca. 150 m vest de iaz şi la cca. 55 m pe latura de est.

La nivelul anului 2010, sulfaţii proveniţi din iazul Aurul se vor extinde la 240 m şi în anul 2015 la peste 320 m vest de iaz.

Pe latura de est, sulfaţii nu vor evolua la o distanţă mai mare de 60 m.

Debitul maxim al sulfaţilor proveniţi din iazul Aurul este qs = 50,4 g/zi.


6.2.4.1. Variante analizate şi rezultate obţinute privind dispersia poluanţilor în apa subterană proveniţi din cele trei iazuri: Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul

S-au analizat variantele necesare pentru a evidenţia cantitativ şi calitativ contribuţia iazului Aurul la dispersia principalilor poluanţi existenţi în apa subterană, respectiv: cianuri totale, cupru şi zinc.

Pentru flecare poluant s-au analizat următoarele variante:

Varianta 1 - dispersia poluanţilor provenind din cele trei iazuri Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul în situaţia actuală.

Variantele 2 şi 3 - prognoza evoluţiei poluanţilor provenind din cele trei iazuri Bozânta,Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul după o perioadă de 5 respectiv 10 ani; menţinând „concentraţiile echivalente" CPB, CPF şi CPA stabilite în varianta 1.

Regimul de mişcare al apei subterane a fost determinat luând în considerare aportul din precipitaţii şi pierderile prin infiltraţii din cele trei halde.

Cianuri totale

Varianta 1.1. - dispersia cianurilor totale provenite din cele trei iazuri (Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul - Baia Mare), situaţia actuală.

Rezultatele obţinute în această variantă sunt prezentate în figura 6.28. „Concentraţiile echivalente" au valoarea CPB = CPF = 0,2 mg/l . Cianurile în iazul Aurul sunt în concentraţie echivalentă de 150 mg/l.

Figura 6.28. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, situaţia actuală

Variantele 1.2 şi 1.3 - prognoza dispersiei cianurilor totale provenind din cele trei iazuri în următorii 5 respectiv 10 ani.

Rezultatele obţinute în aceste variante sunt prezentate în figurile 6.29, respectiv 6.30. Izolinia de concentraţie de 0,1 mg/l atinge satul Bozânta după 5 ani (varianta 1.2) şi se extinde la cca. 5% din arealul localităţii după 10 ani (varianta 1.3).


Figura 6.29. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, anul 2010

Figura 6.30. – Dispersia cianurilor în apa subterană provenite din cele trei iazuri, anul 2015

Cuprul

Varianta 2.1. - dispersia cuprului provenit din cele trei iazuri (Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul - Baia Mare, situaţia actuală.

În figura 6.31 se prezentă dispersia cuprului în apa subterană, provenind din iazurile Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul.

Concentraţiile echivalente au mărimea CPB = CPF = 1 0 mg/l. Concentraţia cuprului în iazul Aurul a rezultat 40 mg/l.

Izolinia de concentraţie 0,1 mg/l se află la peste 300 m faţă de satul Bozânta.


Figura 6.31. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, situaţia actuală

Variantele 2.2 şi 2.3. - prognoza dispersiei cuprului provenit din cele trei iazuri în următorii 5 şi 10 ani.

Prognoza evoluţiei cuprului în următorii 5 şi 10 ani se prezintă în figura 6.32, respectiv 6.33.

Izolinia concentraţiei de 0,05 mg/l (CMA conform STAS 1342-91) ajunge în limita de sud-est a satului după 10 ani.

Figura 6.32. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2010


Figura 6.33. – Dispersia cuprului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2015

Zincul

Varianta 3.1. - dispersia zincului provenind din cele trei iazuri - situaţia actuală.

În figura 6.34 se prezintă dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, în situaţia actuală.

Figura 6.34. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, situaţia actuală

Variantele 3.2. şi 3.3. - prognoza dispersiei zincului provenit din cele trei iazuri în următorii 5 ani şi următorii 10 ani.

Prognoza evoluţiei zincului în următorii 5 şi 10 ani se prezintă în figurile 6.35 şi 6.36. Curba care defineşte limita admisă de potabilitate pentru zinc (5 mg/l), după 10 ani de evoluţie se situează la 240 m de localitate.


Figura 6.35. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2010

Figura 6.36. – Dispersia zincului în apa subterană provenit din cele trei iazuri, anul 2015

6.2.5. Concluzii

Prezentul studiu de caz analizează evoluţia poluanţilor proveniţi din pierderile prin etanşare din iazul Aurul în scopul evidenţierii aportului acestui iaz la poluarea pânzei freatice din zonă. Pe baza rezultatelor obţinute se pot enunţa următoarele concluzii privind:

• Regimul de curgere al apelor subterane

Regimul de curgere al apelor subterane este influenţat de prezenţa iazurilor Bozânta Veche şi Flotaţia Centrală care au condus la


modificări locale în distribuţia echipotenţialelor mai ales în partea de sud, în suprafaţa delimitată de râurile Săsar şi Lăpuş.

Iazul Aurul alimentează acviferul freatic cu debite foarte reduse (0,018 m/zi) provenite din pierderile prin sistemul de etanşare.

Direcţia generală de curgere a apelor subterane este est-vest, dinspre iazuri către localitatea Bozânta Mare, existând riscul ca poluanţii proveniţi din iazuri să se disperseze în timp în zona satului.

Regimul de curgere al apelor subterane a fost determinat astfel încât să se realizeze o corespondenţă cât mai apropiată cu nivelele apelor subterane măsurate în forajele de control.

• Dispersia în apa subterană a poluanţilor proveniţi exclusiv din iazul Aurul.

A fost analizată dispersia principalilor poluanţi proveniţi din iazul Aurul şi anume: cianuri, cupru, zinc şi sulfaţi. Calculele au fost efectuate iniţial cu ignorarea poluanţilor proveniţi din iazurile Bozânta Veche şi Flotaţia Centrală, luând în considerare numai aportul din iazul Aurul.

Izolinia cea mai îndepărtată de iaz considerată frontul de poluare corespunde limitei admise pentru potabilitate a poluantului respectiv (Legea 458 privind calitatea apei potabile).

Poluanţii proveniţi din iazul Aurul se dispersează în apa freatică pe direcţia de mişcare a apelor subterane (est-vest), izoliniile care corespund limitelor admise pentru potabilitate evoluând la nivelul anului 2010 Ia distanţe cuprinse între 220-440m de iaz şi la 320-550 m în anul 2015. în aceste condiţii poluanţii proveniţi din iazul Aurul se vor situa la peste 420 m distanţă de marginea de est a satului Bozânta Mare (pentru prognoza evoluţiei în anul 2015).

Rezultă că la nivelul de prognoză corespunzător anului 2015, poluanţii proveniţi din iazul Aurul nu vor ajunge să influenţeze calitatea apelor subterane din localitate.

Pe latura de est a iazului dispersia poluanţilor se produce preponderent prin difuzie moleculară evoluând pe distanţe reduse (50-90 m).

In partea de sud, dispersia poluanţilor către râul Lăpuş este blocată de pierderile prin exfiltraţi din iazul Bozânta Veche.

• Evoluţia în apa freatică a poluanţilor proveniţi din cele trei iazuri Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul.

Debitele masice ale poluanţilor proveniţi din iazul Aurul sunt mult mai reduse decât cele din iazurile Bozânta Veche şi Flotaţie Centrală, aşa cum se poate urmări din tabelul alăturat:

Debitele masice ale poluanţilor proveniţi din iazurile de decantare Bozânta Veche, Flotaţia Centrală şi Aurul.

Denumire iaz Cianuri Cupru Zinc

Bozânta Veche 101,40 g/zi 5,07 g/zi 7,61 g/zi

Flotaţia Centrală 287,00 g/zi 14,38 g/zi 21,57 g/zi

Aurul 2,7 g/zi 0,72 g/zi 0,27 g/zi

În acest sens, debitele masice provenite din iazul Aurul comparativ cu Bozânta Veche, reprezintă sub 3% la cianuri; în rest procentajul este nesemnificativ.


În aceste condiţii, influenţa iazului Aurul asupra poluării apelor freatice din zonă este mult mai redusă în comparaţie cu iazurile Bozânta Veche şi Flotaţia Centrală care nu sunt dotate cu sisteme de etanşare corespunzătoare.

În cazul cianurilor, izolinia de concentraţie de 0,1 mg/l ajunge la limita de sud-est a satului Bozânta în anul 2010 şi se extinde în următorii 5 ani peste cca. 5-10% din localitate.

În final, pe baza datelor prezentate, se poate aprecia că iazul Aurul prezintă riscul cel mai redus de poluare a apelor subterane datorită măsurilor luate în cursul exploatării.

Evoluţia dispersiei poluanţilor proveniţi din iazul Aurul în următorii 10 ani nu va afecta calitatea apei subterane ca sursă de alimentare cu apă a localităţii din zonă. Calitatea apei subterane poate fi însă afectată de dispersia poluanţilor în acviferul freatic proveniţi din iazurile Bozânta Veche şi Flotaţi a Centrală care nu sunt prevăzute cu sisteme de etanşare.

6.3. STUDIUL III – EVALUAREA POTENȚIALULUI DE ATENUARE NATURALĂ A UNUI ACVIFER CONTAMINAT CU PRODUSE PETROLIERE

6.3.1. Introducere

Obiectul studiului de caz îl constituie prezentarea metodologiei de evaluare a potențialului de atenuare naturală a unui amplasament contaminat cu produse petroliere.

Atenuarea naturală combină procese fizico-chimice şi biologice - diluţia, volatilizarea, biodegradarea, adsorbţia, reacţiile chimice între componente acviferului având drept rezultat reducerea concentraţiilor poluanţilor la valori acceptate în stratele acvifere [6].

Folosirea atenuării naturale ca metodă de remediere a acviferelor contaminate, implică estimarea timpului necesar procesului de atenuare naturală pentru a reduce masa de contaminat a niveluri de remediere acceptate de standardele de sănătate și mediu.

Timpul necesar atenuării naturale diferă foarte mult în funcţie de condiţiile hidrogeologice, de natura contaminanţilor şi de cantitatea acestora.

6.3.2. Atenuarea naturală. Timpul de remediere

Estimarea perioadei de timp necesară proceselor naturale pentru reducerea unui anumit contaminat din apa subterană este, în esenţă, o problemă de bilanţ de masă [7].

Fie M0 concentraţia de masă iniţială a contaminatului şi RAN este rata de transformare sau eliminare a contaminatului prin procese de atenuare naturală, ambele cunoscute în apa subterană, atunci ecuaţia de bilanţ masic se poate scrie [8]:

0 rezANM R t M (6.1)

unde:

t – este timpul;


Mrez – este concentraţia de masă reziduală în urma atenuării naturale, la un anumit timp t;

Rezultă de aici că timpul de reducere a concentraţiei unui anumit contaminant sub o anumită valoare prag (Mprag), rezultă din ecuaţia de bilanţ de masă:

0 pragANM R t M (6.2)

0 prag

rem

AN

M Mt

R (6.3)

în care: timpul de remediere trem se referă la perioada de timp necesară ca o masă iniţială de contaminat să fie redusă sub o anumită valoare prag prin procesele de transformare fizico-chimice şi biologice naturale.

În practică, problema este totuşi mai amplă deoarece rata proceselor de atenuare naturală variază în timp (RAN t ≠constant). De aceia, este necesar ca problema estimării timpului de remediere datorat atenuării naturale să fie tratată ca trei probleme separate, dar interconectate (figura 6.37).

Prima problemă se referă la distanţa de stabilizare, şi implică estimarea extinderii maxime a panei de poluant, ajunsă la o formă staţionară, provenită de la o sursă de poluare de concentraţie constantă. Această extindere maximă a penei de poluant este dată de locul geometric al punctelor pentru care tremediere≠0, unde prin remediere se înţelege atingerea unui anumit nivel al remedierii, stabilit apriori. Această estimare a distanţei de stabilizare poate fi folosită pentru determinarea măsurilor necesare reducerii/eliminării contaminării.

TIMPUL DE REMEDIERE

Distanţa de stabilizare Timpul de stabilizare Reducerea NAPL

Figura 6.37. – Conceptualizarea problemei estimării timpului de remediere

A doua problemă se referă la timpul de stabilizare. Timpul de stabilizare este perioada de timp necesară ca extinderea unei pene poluante să se micşoreze la o extindere acceptată (remediere până la un nivel acceptat), dacă sursa de contaminare a fost înlăturată total sau parţial.

A treia problemă se referă la reducerea NAPL (non-aqueous phase liquids). Reducerea produselor poluante nemiscibile cu apa sau puţin solubile, implică estimarea timpului necesar ca contaminanţii NAPL să se dizolve şi să se biodegradeze ajungând la niveluri mai mici decât cele stabilite de standardele de calitate.

Folosirea atenuării naturale în remedierea acviferelor contaminate este limitată de o serie de factori:


necesitatea colectării datelor pentru a determina parametrii de intrare; produsele intermediare ale degradării pot fi mult mai mobile şi mai

toxice decât poluantul iniţial; poate fi folosită numai în zonele care nu prezintă riscuri; poluanţii pot migra înainte de a fi degradaţi; compuşii aflaţi în fază liberă trebuie recuperaţi; o serie de compuşi anorganici pot fi imobilizaţi, dar nu pot fi degradaţi.

Atenuarea naturală a hidrocarburilor petroliere se supune procesele fizico-chimice şi biologice de reducere a concentraţiilor hidrocarburilor la valori acceptate de nivelurile de remediere (figura 3.38) .

Procese ale atenuării

naturale a hidrocarburilor

petroliere

Biodegradare Sorbție

Reacții chimice

Dispersie și

difuzieVolatilizare

Figura 6.38. – Procesele fizico-chimice şi biologice în cazul atenuării naturale a hidrocarburilor petroliere (US-EPA)

6.3.3. Date de bază necesare evaluării potenţialului de atenuare naturală şi estimării timpului de remediere

Pentru aplicarea atenuării naturale, ca metodă de remediere a unui amplasament contaminat, trebuiesc determinaţi anumiţi parametri care vor dicta dacă atenuarea naturală este potrivită sau nu, amplasamentului respectiv. Atenuarea naturală nu înseamnă a nu face nimic, metoda fiind cunoscută şi sub numele de atenuare naturală monitorizată. Monitorizarea pe tot timpul remedierii este o condiţie de bază pentru atingerea obiectivelor propuse.

Capacitatea atenuării naturale de a reduce concentraţiile de contaminant din mediul subteran depinde de rata de transformare sau eliminare a contaminatului în raport cu masa de contaminat care vine de la sursa de poluare într-un anumit timp.

Dacă masa de contaminat care vine de la sursa de poluare este mai mare decât rata de transformare (M > RAN x t), atunci pana poluantă se va extinde. Dacă masa de poluant este egala cu rata de transformare (M = RAN x t), pana de poluant va fi stabilă. Dacă masa de poluant este mai mică decât rata de transformare (M < RAN x t), pana de poluant se va restrânge şi concentraţiile de poluant se vor micşora.


Caracterizarea amplasamentului pentru aplicarea atenuării naturale monitorizate este, în unele cazuri, mult mai complexă şi mai costisitoare decât în cazul tehnicilor active de remediere.

Principalii factori fizico-chimici şi biologici care influenţează atenuarea naturală sunt prezentaţi în tabelul următor:

Tabel 6.4 – Factorii fizico-chimici şi biologici care influenţează atenuarea naturală

Factori fizici Factori chimici Factori biologici

caracteristicile mediului poluat: porozitate, permeabilitate, dinamica apei subterane

prezenţa O2

umiditate

temperatură

pH etc.

natura şi concentraţia poluantului

gradul de toxicitate a poluantului

concentraţia compuşilor toxici

solubilitatea poluantului

bioaccesibilitatea poluantului

salinitatea mediului

prezenţa nutrienţilor

conţinutul organic din mediu.

densitatea microorganismelor indigene capabile să degradeze poluantul.

Toţi aceşti factori se pot grupa în două categorii de date necesare pentru estimarea timpului de atenuare naturală:

date hidrogeologice – conductivitate hidraulică, gradient hidraulic, conţinut de carbon organic, porozitate, grosimea stratului acvifer, date despre sursa de contaminare (extinderea sa), etc.

date despre contaminaţi – concentraţii ale contaminanţilor în puţurile de monitorizare, caracterizarea chimică a amplasamentului, etc.

Caracterizarea amplasamentului trebuie să ofere informaţii asupra parametrilor hidrogeologici, potenţialele căi de migrare către receptori (ecologici sau umani), informaţii geochimice şi date despre extinderea şi concentraţiile contaminanţilor.

500

50

5

5000F1 F2 F3 F4

F5

F6

F7 F8

Direcţia de migrare a poluantului

Sursa de contaminare

50 Izoconcentraţie poluant (ex.: benzen)

F1, F5, F6, F9

Foraje pentru monitoriare performanţei atenuării naturale

Foraje de monitorizare santinelă

F2, F3, F4, F7, F8

F9

Figura 6.39. – Amplasarea forajelor de monitorizare pentru evaluarea performanţelor atenuării naturale

Un sistem de monitorizare pentru aplicarea atenuării naturale include cel puţin un rând de puţuri de monitorizare pe axa longitudinală a penei de


poluant, precum şi cel puţin un rând de puţuri perpendicular pe această axă. De asemenea, se preved şi puţuri „santinelă”, pentru urmărirea extinderii penei de poluare (figura 6.39).

Principalele obiective ale programului de monitorizare, în perioada de aplicare a atenuării naturale, includ:

asigurarea că atenuarea naturală continuă să atingă nivelurile de depoluare stabilite a priori, în perioada de timp estimată, și se poate aprecia că există o reducere a concentrației și masei de poluant.

Asigurarea că sănătatea umană și mediul continuă să fie protejate pe tot timpul perioadei de remediere.

Programul de monitorizare pentru un anumit amplasament trebuie să specifice locația, frecvența și timpul de analize necesare atingerii obiectivelor anterior precizate.

În faza de evaluare a potențialului de atenuare naturală a unui amplasament contaminat cu produse petroliere, planul de monitorizare, va trebui:

să verifice extinderea și direcția de migrare a panei de poluant, precum și, să stabilească concentrațiile principalilor contaminanți.

să verifice existența biodegradării naturale și să identifice compușii rezultați din biodegradare.

Să identifice principalele forme de impact asupra posibililor receptori. să monitorizeze interacțiunea dintre apa de suprafață și cea

subterană, acolo unde pana de apă subterană poluată se descarcă într-un corp de apă de suprafață.

Demonstrarea eficacităţii atenuării naturale monitorizate este de obicei un proces iterativ care include pe lângă caracterizarea amplasamentului şi crearea unui model conceptual al acviferului, precum şi analize pentru a determina dacă atenuarea naturală poate asigura singură atingerea obiectivelor remedierii.

F1 F2 F3 F4

F5

F7 F8

Zona 1

Zonă aerobă

Zona 2

Reducerea

azotului

Zona 3

Reducerea fierului

şi magneziului

Zona 4

Reducerea

sulfatului

Zona 4

Zona

metanogenică

Sursă de

poluare

F9

Figura 6.40. – Zonele de biodegradare ale panei de poluare în cazul atenuării naturale

Contaminatul în drumul său de la sursa de poluare până la momentul în care este transformat de procesele de biodegradare şi nu numai, trece prin mai multe zone de biodegradare (figura 6.40 şi tabelul 6.5).

Tabel 6.5 – Zonele de biodegradare ale panei de poluare


Zona Indicatori chimici Indicatori biologici

Zona aerobă Prezenţa O2, NO3, SO4, CO2

Numărul de microorganisme aerobe.

Numărul de microorganisme aerobe care pot degrada contaminantul.

Reducerea azotului Prezenţa SO4, CO2.

Reducerea NO3.

Prezenţa bacteriilor reducătoare de azot.

Numărul de microorganisme anaerobe.

Numărul de microorganisme anaerobe care pot degrada contaminantul.

Reducerea fierului şi a manganului

Prezenţa Fe2, Mn2, SO4, CO2.

Reducerea NO3.

Prezenţa bacteriilor reducătoare de fier şi mangan.



Reducerea sulfatului Prezenţa H2S, CO2.

Reducerea NO3.

Prezenţa bacteriilor reducătoare de sulf.



Zona metanogenică

Prezenţa metanului.

Reducerea NO3

Reducerea SO4

Bacterii metanogenice.

Prezenţa microorganismelor aerobe care pot degrada contaminantul.

6.3.4. Estimarea timpului de remediere

Pentru estimarea timpului necesar ca atenuarea naturală să atingă nivelul de remediere aşteptat, trebuie să se realizeze un modelul conceptual al amplasamentului supus procesului de remediere.

Pentru realizarea acestui model conceptual se utilizează programe software specializate, care pot simula procesele de transformare/eliminare la care este supus contaminatul în timpul atenuării naturale. Aceste programe estimează timpul de remediere și de asemenea pot realiza o comparație cu o altă metodă de remediere pentru același amplasament.

Programul Natural Attenuation Software (NAS), utilizând capacitatea de atenuare naturală estimată şi datele despre sursa de contaminare și amplasament poate calcula un timp de remediere al amplasamentului utilizând atenuarea naturală.


Datele caracterizării amplasamentului includ date hidrogeologice (conductivitatea hidraulică, gradientul hidraulic, porozitate, grosimea acviferului), localizarea puţurilor de monitorizare, precum şi caracterizarea contaminanţilor din amplasament.

Date din

caracterizarea

amplasamentului

Evaluarea/adjustarea

concentrației de

contaminat în zona sursei

Evaluarea/adjustarea

masei de NAPL în zona

sursei

Timp de

remediere

acceptabil?

Timp de

remediere

acceptabil?

Atenuarea naturală este

fezabilă.

DA

DA

NUNU

Figura 6.41. – Schema de aplicare a Natural Attenuation Software

Calcularea timpului de remediere se poate realiza atât în faza de analiză a fezabilității aplicării atenuării naturale monitorizate, cât și în timpul procesului (figura 6.41).

Pe baza timpului de remediere estimat se evaluează potențialul de atenuare naturală a amplasamentului contaminat cu produse petroliere. De asemenea, în cadrul evaluării se va ține seama și de impactul produs asupra posibililor receptori de aplicarea acestei metode de remediere și de fezabilitatea acesteia în raport cu alte metode de remediere.

6.3.5. Concluzii

Atenuarea naturală utilizează procesele fizico-chimice şi biologice pentru reducerea concentraţiilor poluanţilor la valori acceptate în stratele acvifere.

Folosirea atenuării naturale ca metodă de remediere a acviferelor contaminate, implică estimarea timpului necesar procesului de atenuare naturală pentru a reduce masa de contaminat a niveluri de remediere acceptate.

Evaluarea potențialului de atenuare naturală este o etapă necesară în proiectarea sistemelor de remediere.


BIBLIOGRAFIE:

[1] Iancu, I. – Studii de caz, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2006.


[3] Voss, C. I., SUTRA. A finite element simulation model for saturated-unsaturated, fluid density-dependent ground-water flow with energy transport or chemically reactive single-species solute transport, User Manual, U.S. Geological Survey National Center, Reston, Virginia, 1984.

[4] Widdowson, M.A., - A Numerical Model for Three-Dimensional Solute Transport Coupled to Sequential Electron Acceptor-Based Biological Reactions in Groundwater, The Via Department of Civil and Environmental Engineering Virginia Polytechnic Institute and State University Blacksburg, Virginia, 2002.

[5] Wilson, J. - Finite Element Simulation of Saltwate,. Water Resource Reserch, V 18, nr. 4, 1983.

[6] Backer, J. F. şi Wilson, J. T., Natural biological attenuation of aromatic hydrocarbons under anaerobic conditions, Proceedings of The Sunsurface Restoration Conference, Dallas, Texas, 1992.

[7] Chapelle, F.H., Widdowson, M.A., Brauner, J.S., Mendez, E., Casey, C.C., -Methodology for estimating times of remediation associated with monitored natural attenuation, U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations Report 03-4057, 2003.

[8] U.S. Navy, USCG, Virginia Tech, - Natural Attenuation Software – User Manual, 2005.

http://water.usgs.gov/pubs/wri/wri034057/



Capitolul 7 – Elemente originale şi dezvoltări viitoare 174

7. CONCLUZII

Teza de doctorat abordează probleme legate de impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile, analizând metodele şi măsurile de reconstrucţie ecologică.

De asemenea, sunt prezentate metode utilizabile în întocmirea hărţilor de vulnerabilitate, caracterizarea şi monitorizarea mediului subteran.

Impactul generat de poluanţii fluizi este semnificativ, mai ales în zona marilor rafinării şi a platformelor industriale care înglobează bataluri de reziduuri. Ameliorarea impactului produs în aceste zone este o problemă de actualitate şi se poate realiza doar prin luarea de măsuri corecte pentru a înlătura efectele dăunătoare, ţinând seama de priorităţile raţionale în protejarea mediului subteran.

În aceste condiţii, studiile de caracterizare şi monitorizare a zonelor contaminate trebuie să asigure toate informaţiile necesare proiectării unui sistem eficient de remediere, dar în acelaşi timp trebuie să se evite perturbarea de amploare a mediului subteran, prin investigaţiile de caracterizare.

Metodele de remediere ale mediilor permeabile subterane sunt încă într-o fază de dezvoltare, determinată de numărul mare de parametrii care influenţează procesele implicate în comportarea poluanţilor în mediul subteran. Alegerea soluţiei de remediere nu este o operaţie simplă, ea cuprinzând mai multe etape care duc la realizarea obiectivelor remedierii.

Teza de doctorat încearcă să răspundă la probleme legate de impactul poluanţilor fluizi asupra mediului subteran şi la găsirea unor măsuri de remediere adecvate fiecărui amplasament şi caz în parte.

Prezentarea în teza de doctorat a metodelor analitice şi numerice pentru calculul parametrilor curgerii şi a transportului de poluanţi în mediile permeabile, a răspuns următoarelor deziderate:

Prezentarea conceptelor teoretice, a ipotezelor de lucru şi fundamentarea teoretică a acestora în vederea elaborării soluţiilor tehnice.


Prezentarea modelelor care permit determinarea caracteristicilor curgerii fluidelor în medii permeabile, în ipoteza regimului permanent de mişcare, respectiv: debite, spectrul hidrodinamic.

Prezentarea metodelor analitice care permit determinarea parametrilor curgerii în ipoteza regimului nepermanent de mişcare.

În lucrare, abordarea modelări matematice s-a făcut prin prezentarea modelului conceptual, a ecuaţiilor de bază şi a metodelor numerice de soluţionare.

Pe baza acestor elemente teoretice şi a programului de calcul, HETEROFLOW1, s-a dezvoltat un nou program de calcul InfilDIL, utilizabil pentru mişcarea apei subterane în acvifere cu nivel liber şi sub presiune. Pe viitor, se doreşte completarea programului cu un modul de transport de poluanţi miscibili în mediile permeabile.

Programul prezentat are o extindere mare datorită complexităţii şi paletei largi de utilizări. Programul permite analiza regimului infiltraţiilor şi curgerii apei subterane, folosind modele matematice plan-orizontale şi plan-verticale cu suprafaţa liberă. Programul dispune de o interfaţă grafică prietenoasă, care asigură pre- şi post-procesarea datelor.

De asemenea, în teză sunt prezentate cinci programe realizate de firme specializate în domeniu, care sunt utilizate pentru modelarea curgerii şi transportului de poluanţi în medii permeabile. Aceste programe determină atât parametrii de curgere ai fluidelor, cât şi transportul de poluanţi care prezintă concentraţii variabile în timp şi spaţiu.

Studiile de caz prezintă evoluția spațio-temporală a poluanţilor fluizi în apele subterane în două amplasamente precum şi modalităţile de evaluare a potențialului de atenuare naturala a acviferelor. Cele trei studii de caz prezentate abordează:

Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona platformei industriale şi a batalului de reziduuri organice aparţinând S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea.

Dispersia poluanţilor în pânza freatică din zona iazului de decantare Aurul Baia Mare.

Evaluarea potențialului de atenuare naturală a unui acvifer contaminat cu produse petroliere.

7.1. ELEMENTE ORIGINALE ALE TEZEI

Identificarea principalelor forme de impact a poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile şi a măsurilor de reconstrucţie ecologică.

Realizarea unei comparaţii între principalele metode de cuantificare a vulnerabilităţii acviferelor, şi prezentarea critică a soluţiilor SIG utilizate în întocmirea hărţilor de vulnerabilitate.

Analiza critică tehnicilor şi metodelor de remediere aplicabile în acest moment, la remedierea mediilor permeabile.

Prezentarea principalelor tehnici de caracterizare a mediilor permeabile. Analiza critică a modelelor de curgere a apei subterane şi de transport a

poluanţilor prin mediile permeabile.

1 Alexandru Dimache, „Contribuţii la mişcarea fluidelor eterogene prin mediile permeabile”,

Teză de doctorat, U.T.C.B.,Bucureşti, 2003.


Analiza critică a cinci programe de curgere şi transport prin mediile permeabile.

Rezolvarea ecuaţiei 1D advecţie-dispersie şi întocmirea a două subrutine pentru rezolvarea acestei ecuaţii analitic şi numeric.

Elaborarea unui program de calcul InfilDIL – care continuă şi îmbunătăţeşte un alt program de calcul realizat în cadrul unei alte teze de doctorat – HETEROFLOW – pentru studierea curgerii fluidelor prin medii permeabile, program bazat pe metoda elementelor finite.

Efectuarea a două studii de caz care au pus în evidenţă evoluţia spaţio-temporală a concentraţiei diverşilor poluanţi miscibili în apa subterană, poluanţi proveniţi din zone industriale.

Efectuarea unui studiu de caz privind metodologia de evaluare a potențialului de atenuare naturală a unui acvifer contaminat cu produse petroliere.

Lucrarea are un caracter monografic al domeniului studiat.

7.2. DIRECŢII DE CERCETARE PENTRU VIITOR

Domeniul în care a fost elaborată lucrarea de doctorat este mai puţin cunoscut, astfel încât oferă multe posibilităţi cercetărilor ulterioare.

Direcţiile de cercetare pentru viitor legate de evaluarea impactului asupra mediilor permeabile precum şi a măsurilor de reconstrucţie ecologică, se pot grupa astfel:

Evaluarea impactului produselor petroliere asupra acviferelor, în zona marilor rafinării.

Analiza eficacităţii metodelor şi tehnicilor de remediere existente a mediilor permeabile contaminate.

Întocmirea unei metodologii de evaluare a impactului asupra mediului subteran, datorat poluării cu poluaţi fluizi.

Dezvoltarea unei metodologii de determinare a vulnerabilităţii acviferelor la poluare cu ajutorul programelor SIG.

Studierea evoluţiei poluanţilor proveniţi de la agenţi industriali, poluanţi antrenaţi în subteran şi întocmirea hărţilor de prognoză a poluării.

Elaborarea de programe de calcul pentru curgerea şi transportul poluanţilor în mediul subteran.

Bibliografie 177

BIBLIOGRAFIE

1. Agenţia Naţională de Protecţia Mediului – Raport privind starea mediului în România în anul 2005.

2. Baresel, C., Molin, S., An Interactive Guide on Solute Contaminant Transport in Groundwater, Institution of Land and Water Resources Engineering Royal Institute of Technology, 2004.

3. Backer, J. F. şi Wilson, J. T., Natural biological attenuation of aromatic hydrocarbons under anaerobic conditions, Proceedings of The Sunsurface Restoration Conference, Dallas, Texas, 1992.

4. Barcelona, M., ş.a., Contamination of Groundwater. Prevention, Assessment, Restoration, Noyes Data Corporation, Park Ridge, New Jersey, 1990.

5. Bear J., Kapuler, J., A Numerical solution for the Movement of an Interface in a layered Coastal Aquifer. J. of Hydrology, V 50, nr. 1 - 3, 1981.

6. Bear, J., Dynamics of fluids in porous media, American Elsevier Publishing Company, Inc, 1972.

7. Bear, J., Hydraulics of Groundwater, McGraw-Hill, New York, 1979.

8. Bear, J., Verruijt, A., Modeling Groundwater Flow and Pollution, Reidel Publishing Company, 1988.

9. Bica, I. – Groundwater and seepage – Lecture notes, Editura Matrix Rom, Bucureşti, 2000.

10. Bica, I. – Poluarea stratelor acvifere – Tehnici de remediere, Editura H.G.A., Bucureşti, 1998.

11. Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I. – Concerning the Remediation Potential of Contaminated Soils and Aquifers, Simpozionul Mediu și Industria, Bucureşti, 2007.

12. Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I. – Evaluarea riscului de mediu pentru batalurile de gudroane acide si haldele de şlam de alumina aparţinând S.C. ROMPETROL S.A. BUCUREŞTI - Punct de lucru Rafinăria Vega Ploieşti, Contract U.T.C.B., 2006.

13. Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I., Vraciu, S., Constantinoiu, C., Ştefănescu, M., Voicu, A., Dumitrescu, C. – Reactive bariers used in the protection of aquatic echosystem, Sibiu, 2007.

Bibliografie 178

14. Bica, I., Petrescu, V., Iancu, I. – Reconstrucţia ecologică a acviferelor cu nivel liber, A patra conferinţă a hidroenergeticienilor din România, Dorin Pavel, Bucureşti, 2006.

15. Chapelle, F.H., Widdowson, M.A., Brauner, J.S., Mendez, E., Casey, C.C., -Methodology for estimating times of remediation associated with monitored natural attenuation, U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations Report 03-4057, 2003.

16. Cioc, D., Hidraulica, E.D.P., 1975.

17. Clement, T. P., A Modular Computer Code for Simulating Reactive Multispecies Transport in 3-Dimensional Groundwater Systems, The U.S. Department of Energy, 1997.

18. Delleur, J. W., Handbook of Groundwater Engineering, CRC, 1998.

19. Dimache, Al. – Contribuţii la mişcarea fluidelor eterogene prin mediile permeabile, Teză de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti, 2003.

20. Dimache, Al., Bica, I., Iancu, I. – Monitoring strategies in petroleum products contaminated areas, Simpozionul Mediu și Industria, Bucureşti, 2007.

21. Dimache, Al., Bica, I., Petrescu, V., Iancu, I. – Parcul industrial Dragomirești: Managementul riscului în utilizarea apei subterane, Conferința ARA, Bucureşti, 2006.

22. Dusenbury, M.P., - Groundwater dynamics under air sparging systems on Fort Wainwright, Alaska, Fairbanks, Alaska, 2002.

23. Fetter, C. W., Contaminant Hydrogeology, Macmillan Publishing Company, New York, 1993.

24. Harbaugh, A.W., Banta, E.R., Hill, C., McDonald, M., - Modflow-2000, The U.S. Geological Survey Modular Ground-Water Model - User Guide to Modularization Concepts and the Ground-water Flow Process, U.S. Geological Survey, 2000.

25. Hsin-Chi, J. L., Richards, R.D., Talbot, C.A., - A Three-Dimensional Finite Element Computer Model for Simulating Density-Dependent Flow and Transport in Variably Saturated Media, US Army Engineer Research and Development Center, Waterways Experiment Station, 2000.

26. Hunt, J. R. şi N. Sitar, Nonaqueous Phase Liquid Transport and Cleanup. 2 Experimental Studies, Water Resources Research, v. 24, no. 8, 1988.

27. Iancu, I. – Fenomene de poluare ale mediilor permeabile, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2005.

28. Iancu, I. – Metode şi măsuri de reconstrucţie ecologică a mediilor permeabile, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2005.

29. Iancu, I. – Studii de caz, Referat de doctorat, U.T.C.B., Bucureşti 2006.

30. Iancu, I., Petrescu, V., Dimache, Al. – Efectul de întarziere – mecanism al dispersiei poluanţilor în medii subterane, A patra conferinţă a hidroenergeticienilor din România, Dorin Pavel, Bucureşti, 2006.

31. Institutul de Biologie al Academiei Române, Studiu de documentare privind biotehnologii de remediere a stratelor acvifere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

32. Institutul de Biologie al Academiei Române, Metode de caracterizare a acviferelor poluate – Prelevarea şi analiza în laborator a microbiotei, Evaluarea și remedierea





Bibliografie 179

poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

33. Institutul Național de Cercetare-Dezvoltare pentru Ecologie Industrială - ECOIND București - Studiu documentar privind metodele de monitorizare a mediului subteran, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2005.

34. Institutul Național de Cercetare-Dezvoltare pentru Ecologie Industrială - ECOIND București – Studiu de documentare privind tendințele actuale de dezvoltarea proceselor/procedeelor de decontaminare a stratelor acvifere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2005.

35. Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare pentru Protecţia Mediului – ICIM Bucureşti, Metode de caracterizare a acviferelor poluate, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

36. Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare pentru Protecţia Mediului – ICIM Bucureşti,Tehnologii noi pentru evaluarea si remedierea poluarii stratelor acvifere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

37. Ionescu, Ș., - Impactul amenajărilor hidrotehnice asupra mediului, Editura H.G.A., București, 2001.

38. Isbășoiu, E.C., Vertan, Ghe., Man, T.E., Stănescu, P., Bedrea, G., Gârdan, D.,- Solutii de reabilitare şi optimizare a echiparii staţiilor de pompare de desecare, A patra conferinţă a hidroenergeticienilor din România, Dorin Pavel, Bucureşti, 2006.

39. Marinov, A.M. – Dispersia poluanţilor în apele subterane, Editura Printech, Bucureşti, 2005.

40. Mănescu, M., Dimache, Al. – Poluarea apelor subterane – studii de caz, Editura Orizonturi Universirate, Timişoara, 2002.

41. Palmer, C. D., Hydrogeochemistry of the subsurface, Chemistry of Groundwater, Lewis Publishers, Boca Raton, Fl, 1990.

42. Rachitan, D. – Modelarea matematică la începutul noului mileniu şi importanţa ei pentru învăţământul superior militar, Buletin ştiinţific A.F.T., nr.1/2001, Bucureşti 2001.

43. Stematiu, D., Ionescu, Ș., - Siguranță și risc în construcții hidrotehnice, Editura Didactică și Pedagogică, București, 1999.

44. Şelărescu, M., Dimache, Ghe., Mihnea, I. – Drenaje, Institutul de Construcţii Bucureşti, 1990.

45. Todd, D., Mazs, L. – Groundwater Hydrology, Third Edition, Editura Wiley, 2005.

46. Universitatea Tehnică de Construcţii Bucureşti, Metode de caracterizare a stratelor acviferelor poluate, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2006.

47. Universitatea Tehnică de Construcţii Bucureşti, Metode de remediere in situ. Studiul procesului de bioremediere, Evaluarea și remedierea poluării istorice a stratelor acvifere prin tehnologii neconvenționale, Contract CEEX 616/2005, Bucureşti 2007.

48. US – Congress, Protecting the Nation’s Groundwater from Contamination, v. I and II. OTA – 0 – 233 and OTA – 0 – 276, Office of Technology Assessment, Washington D.C., 1984.

Bibliografie 180

49. US-Environmental Protection Agency, Guidance on Remedial Actions for Contaminated Groundwater at Superfund Sites, Office of Emergency and Remedial Response, Washington DC, EPA 540/G-88/003, 1988.

50. US-Environmental Protection Agency, Guide for Conducting Treatability Studies under CERCLA: Soil Vapor Extraction, Office of Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA/540/2-91/019B, 1991b.

51. US-Environmental Protection Agency, Handbook, Groundwater, v. I, Groundwater and Contamination, Office of Research and development, Washington DC, EPA/625/6-90/016A, 1990.

52. US-Environmental Protection Agency, Handbook, Groundwater, v. II. Methodology, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/625/6-90/016B, 1991a.

53. U.S. Geological Survey - Methods and Guidelines for Effective Model Calibration, Water-Resources Investigations Report 98-4005.

54. U.S. Navy, USCG, Virginia Tech, - Natural Attenuation Software – User Manual, 2005.

55. Voss, C. I., SUTRA. A finite element simulation model for saturated-unsaturated, fluid density-dependent ground-water flow with energy transport or chemically reactive single-species solute transport, User Manual, U.S. Geological Survey National Center, Reston, Virginia, 1984.

56. Weiner, R.F., Matthews, R.A., - Environmental Engineering – Fourth Edition, Elsevier Science, 2003.

57. White, F., - Fluid Mechanics 4th, McGrow Hill, 2001.

58. Widdowson, M.A., - A Numerical Model for Three-Dimensional Solute Transport Coupled to Sequential Electron Acceptor-Based Biological Reactions in Groundwater, The Via Department of Civil and Environmental Engineering Virginia Polytechnic Institute and State University Blacksburg, Virginia, 2002.

59. Wilson, J. - Finite Element Simulation of Saltwate,. Water Resource Reserch, V 18, nr. 4, 1983.

60. Yeh, G-T. s.a., FEMWATER : A Three-Dimensional Finite Element Computer Model for Simulating Density-Dependent Flow and Transport in Variably Saturated Media, Technical Report CHL-97-12, Department of Civil and Environmental Engineering, Pennsylvania State University, 1997.

61. Zienkiewicz, O.C., The Finite Element Method in Engineering Science, Mc Graw -Hill, New Zork, 1971.

MEDIILOR PERMEABILE ŞI MĂSURI DE - digilib.utcb.rodigilib.utcb.ro/repository/ccn/pdf/iancu.pdf ·...

Documents

Transcript of MEDIILOR PERMEABILE ŞI MĂSURI DE - digilib.utcb.rodigilib.utcb.ro/repository/ccn/pdf/iancu.pdf ·...