REFLECŢII, SOLUŢII ŞI ABORDĂRI ÎN ANALIZA ŞI EVALUAREA...

Coordonator: Conf.univ.dr.ing. Ion Durbacă Universitatea POLITEHNICA din Bucureşti

Departamentul Echipamente pentru Industriile de Proces

REFLECŢII, SOLUŢII ŞI ABORDĂRI ÎN

ANALIZA ŞI EVALUAREA RISCURILOR

ASOCIATE SUBSTANŢELOR CHIMICE

Ghid

Editura ......................

2

Pagina tehnică

3

CUPRINS

I. EVALUAREA FACTORILOR DE RISC PRIVIIND CONTAMINAREA SOLURILOR ............................................................................................................................... 5

Victor-Viorel Safta 1.1. Surse de poluare a solului cu substanţe şi amestecuri chimice ................................. 5

1.1.1. Solul - factor primar al mediului ....................................................................... 5 1.1.2 Aspecte generale despre poluarea solurilor ...................................................... 6 1.1.3. Poluarea solurilor din România ......................................................................... 8

1.2. Factorii potenţiali de risc şi prevenirea contaminării solurilor cu substanţe şi amestecuri chimice periculoase .................................................................................. 12 1.2.1. Riscul de contaminare a solurilor cu substanţe şi amestecuri chimice

periculoase ......................................................................................................... 12 1.2.2. Managementul produselor pentru protecţia plantelor (pesticide/biocide)16 1.2.3. Managementul îngrăşămintelor ....................................................................... 16 1.2.4. Riscul contaminării solului cu metale grele şi prevenirea

acesteia ............................................................................................................... 17 1.2.5. Riscul contaminării solului cu compuşi organici persistenţi şi prevenirea

acesteia ............................................................................................................... 19 1.2.6. Riscul contaminării solului cu produse/reziduuri petroliere şi prevenirea

acesteia ............................................................................................................... 20 1.2.7. Politici şi instrumente europene de protecţie a sănătăţii umane şi a

mediului împotriva substanţelor şi amestecurilor chimice periculoase ... 21 1.3. Gestionarea siturilor potenţial contaminate/contaminate. Metode şi tehnologii

de depoluare a solurilor ............................................................................................... 23 1.3.1. Metodologia de gestionare a siturilor potenţial contaminate / contaminate

............................................................................................................................. 23 1.3.2. Remedierea ecologică a solurilor degradate .................................................. 26 1.3.3. Controlul şi reducerea efectelor adverse (asupra sănătăţii umane şi/sau

mediului) generate de poluarea solului cu substanţe şi amestecuri chimice periculoase, prin acţiuni de remediere adecvate ........................................................................................... 27

1.3.4. Tehnologii actuale de remediere a solurilor poluate .......................................... 29 1.4. Monitorizarea calităţii solurilor ................................................................................... 34

1.4.1. Monitoringul stării de calitate a solurilor din România ............................... 34 1.4.2. Sistemului naţional de monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile

8x8 km ............................................................................................................... 37

Cuprins

4

1.5. Controlul reziduurilor în plante şi produse vegetale, ca urmare a metabolizării/migrării în sol a substanţelor şi amestecurilor chimice periculoase. Inocuitatea produselor alimentare ............................................................................. 43 1.5.1. Conceptele de securitate şi siguranţă alimentară .......................................... 43 1.5.2. Controlul produselor alimentare din punctul de vedere al contaminării cu

substanţe şi amestecuri chimice periculoase ................................................ 44 1.5.3. Inocuitatea produselor alimentare .................................................................. 50

II. EVALUAREA RISCURILOR DE MEDIU ÎN PROCESELE CHIMICE .............................................................................................. 55 Anca Mădălina Dumitrescu

2.1. Introducere ............................................................................................................... 55 2.2. Evaluarea riscului ocupaţional.............................................................................. 66 2.3. Evaluarea riscului de mediu ................................................................................... 75 2.4. Evaluarea integrată a riscului ................................................................................. 94

III. ANALIZA SITUAŢIILOR DE URGENŢĂ ......................................................... 103 Daniel Dinculescu, Luminiţa Gîjiu

3.1. Evaluarea riscului datorat prezenţei substanţelor periculoase pentru mediu. Indicatori şi metode de evaluare – aspecte generale ................................................................................. 107 3.1.1. Criterii de clasificare a substanţelor chimice (reglementări) ............... 110 3.1.2. Scurt istoric al reglementărilor ................................................................ 112

3.2. Exemple de accidente ce implică efecte termice, tratate cantitativ în literatură115 3.2.1. Modelul „mingii de foc”(BLEVE, „Fireball”) ...................................... 115

3.2.2. Modelul arderii în bazin deschis.............................................................. 117 3.2.3. Modelul jetului incandescent ................................................................... 120

IV. ANALIZA INSPECŢIEI ŞI MENTENANŢEI BAZATĂ PE RISC, ÎN CONTEXTUL EVENIMENTELOR CU CARACTER DISTRUCTIV ....................................................................................... 123 Ion Durbacă

4.1. Consideraţii introductive ...................................................................................... 123 4.2. Descrierea procedurii de aplicare a conceptelor de mentenanţă şi inspecţie

bazate pe risc şi centrate pe fiabilitate .............................................................. 125 4.2.1. Analiza preliminară ................................................................................... 126 4.2.2. Culegerea şi validarea datelor .................................................................. 127 4.2.3. Analiza de risc ............................................................................................ 128

4.3. Aspecte privind evaluarea deteriorării echipamentelor pentru procese industriale la estimarea factorilor de degradare, conform procedurii API RBI ............................................................................. 131

4.3.1. Analiza probabilităţii de deteriorare ................................................................ 134 4.3.2. Analiza consecinţelor deteriorării .................................................................... 139

Bibliografie .............................................................................................................................. 141

1. Evaluarea factorilor de risc privind contaminarea solurilor

5

I. EVALUAREA FACTORILOR DE RISC

PRIVIND CONTAMINAREA SOLURILOR

Victor-Viorel Safta

1.1. SURSE DE POLUARE A SOLULUI CU SUBSTANŢE ŞI

AMESTECURI CHIMICE PERICULOASE

1.1.1. Solul - factor primar al mediului

Solul este termenul generic prin care se defineşte întregul ansamblu de

corpuri naturale care acoperă o mare parte din suprafaţa uscatului, constituite

din materii minerale şi organice, uneori modificate sau chiar create de om, care

conţin materie vie şi pot susţine vegetaţia direct sub cerul liber (Răuţă şi colab.,

1998).

Ca factor al mediului, solul îndeplineşte o multitudine de funcţii care se

pot clasifica în mai multe categorii şi anume: funcţii ecologice, funcţii industriale şi

funcţii tehnico-economice.

Funcţiile ecologice ale solului sunt următoarele:

- producerea de biomasă, solul fiind atât de suport pentru plante, cât şi

rezervor de substanţe nutritive, apă şi aer, însuşiri care îi atribuie o caracteristică

esenţială, şi anume fertilitatea;

Victor-Viorel Safta

6

- filtrarea, tamponarea şi transformarea, funcţii prin care solul reacţionează la

acţiunea fenomenelor de poluare, atât pentru protecţia propriilor caracteristici,

cât şi pentru prevenirea poluării acviferului, dar şi a produselor agroalimentare;

- rezervă genetică, funcţie prin care solul asigură biodiversitatea specifică

mediului edafic.

Ca funcţii industriale şi tehnico-economice ale solului se pot enumera:

- utilizarea solului ca suport pentru diferitele construcţii;

- utilizarea solului pentru depoziterea deşeurilor;

- utilizarea solului ca materie primă.

De remarcat că, în general, funcţiile industriale şi tehnico-economice sunt

în contradicţie cu funcţiile ecologice.

1.1.2. Aspecte generale despre poluarea solurilor

În general, prin poluarea solurilor se înteţelege orice dereglare care afectează

calitatea acestora din punct de vedere calitativ şi/sau cantitativ. Poluarea solurilor

se poate clasifica după mai multe criterii, cum ar fi: natura, forma şi modul de

dispesie în sol a substanţelor poluante, sursele de producere a substanţelor

poluante, efectele produse de metabolizarea/migrarea în sol a substanţelor

poluante etc.

În scopul asigurării unei abordări unitare şi a punerii în concordanţă cu

normativele din Uniunea Europeană, clasificarea poluării solurilor a fost

reglementată prin Sistemul Român de Taxonomie a Solurilor 2003 (tipuri de

poluare – indicatorul 28). Conform acestui normativ poluarea solurilor este

împărţită pe categorii de poluare, în care sunt enumerate tipurile de poluare şi

anume:

- poluarea diversă a solurilor determinată de activităţi industriale şi

agricole;

- poluarea solurilor prin procese de pantă şi alte procese fizice;


7

- poluarea solurilor prin alte procese naturale şi/sau antropice.

În categoria poluare diversă a solului determinată de activităţi industriale şi agricole

sunt cuprinse următoarele tipuri de poluare a solului:

- poluarea prin lucrări de excavare la zi (exploatări miniere la zi, balastiere,

cariere etc.) (Cod 01);

- poluarea prin deponii, halde, iazuri de decantare, depozite de steril de la

flotare, depozite de gunoaie etc. (Cod 02);

- poluarea cu deşeuri şi reziduuri anorganice (minerale, materii anorganice,

inclusiv metale, săruri, acizi, baze) de la industrie (inclusiv industria extractivă)

(Cod 03);

- poluarea cu substanţe purtate de aer (Cod 04);

- poluarea cu materii radioactive (Cod 05);

- poluarea cu deşeuri şi reziduuri organice de la industria alimentară şi

uşoară şi alte industrii (Cod 06);

- poluarea cu deşeuri, reziduuri agricole şi forestiere (Cod 07);

- poluarea cu dejecţii animale (Cod 08);

- poluarea cu dejecţii umane (Cod 09);

- poluarea cu pesticide (Cod 17);

- poluarea cu agenţi patogeni contaminanţi (Cod 18);

- poluarea cu apă sărată (de la extracţia petrolului) (Cod 19);

- poluarea cu produse petroliere (Cod 20).

În categoria poluarea solurilor prin procese de pantă şi alte procese fizice sunt

cuprinse următoarele tipuri de poluare a solului:

- poluarea prin eroziune de suprafaţă, de adâncime, alunecări (Cod 10);

- poluarea prin compactare primară şi/sau secundară (Cod 15);

- poluarea prin sedimente produse de eroziune (colmatare)(Cod 16).

În categoria poluarea solurilor prin alte procese naturale şi/sau antropice sunt

cuprinse următoarele tipuri de poluare a solului:

Victor-Viorel Safta

8

- soluri sărăturate (saline şi/sau alcalice) (Cod 11);

- soluri acide (Cod 12);

- exces de apă (Cod 13);

- exces sau deficit de elemente nutritive şi materie organică (Cod 14).

Gradul de poluare a solurilor este apreciat pe 5 clase (slab, moderat, puternic,

foarte, excesiv), fie în funcţie de procentul de reducere a recoltei din punct de

vedere cantitativ şi/sau calitativ, faţă de producţia obţinută pe solul nepoluat, fie

prin depăşirea, în diferite proporţii, a pragurilor stabilite prin Ordinul Ministerului

Apelor, Pădurilor şi Protecţiei Mediului nr. 756/1997, pentru aprobarea Reglementării

privind evaluarea poluării mediului.

1.1.3. Poluarea solurilor din România

Agenţia Naţională pentru protecţia mediului a realizat în perioada 2007 –

aprilie 2012 inventarul naţional privind siturile potenţial contaminate, pe baza

datelor disponibile.

Figura 1.1. Distribuţia siturilor contaminate pe tipuri de activităţi ale surselor de poluare

(A.N.P.M., 2009)


9

Inventarul a fost realizat ţinându-se cont de principalele sectoare de

activitate identificate în România. În figura 1.1 este prezentată distribuţia

siturilor contaminate pe tipuri de activităţi din anul 2009, care prezintă interes

din punct de vedere al identificării tipurilor de surse de poluare a solurilor care

produc cel mai frecvent fenomene de poluare a solurilor. Din acest punct de

vedere se remarcă faptul că unităţile din industria extractive de hidrocarburi

deţin cea mai importantă pondere, urmate la mare diferenţă de unităţile din

industria extractivă şi de unităţile din industria de reciclare a deşeurilor.

Având în vedere ponderea contaminării siturilor din cauza unităţilor din

industria extractivă de hidrocarburi, în continuare vor fi prezentate consideraţii

(Onuţu, 2015) despre infestările cu produse petroliere, care, statistic, sunt

datorate:

- diversităţii activităţilor umane, cca. 65%;

- industriei de prelucrare – distribuţie, cca. 25%;

- şantierelor de petrol (exploatărilor), cca. 10%.

Obiectivele industriale în care se desfăşoară aceste activităţi sunt: sondele de

ţiţei şi gaze, parcurile separatoare, staţiile de compresoare, bateriile de cazane,

depozitele, instalaţiile de colectare a apelor uzate, staţiile de epurare, staţiile de

injecţie, conductele de transport, batalurile de şlam.

Sursele de poluare pentru factorii de mediu sunt utilajele în care se desfăşoară

activităţile de bază din cadrul schelelor: extracţie, colectare, separare, tratare,

depozitare, transport, cât şi utilajele în care se desfăşoară activităţile conexe:

producere, distribuţie abur, tratare ape uzate, injecţie apă, depozitare şlam.

Utilajele care pot reprezenta, în funcţiune, şi sursele specifice de poluare

pentru factorul de mediu sol/subsol şi acvifer sunt: sonde (ţevi de extracţie,

turle, careu sonde); parcuri separatoare (claviaturi sonde, separatoare, rezervoare,

pompe); staţii de compresoare (instalaţii de răcire, turn racire, pompe); (baterii

cazane - staţii de dedurizare, rezervoare); depozite de rezervoare (bazine

Victor-Viorel Safta

10

decantoare, rezervoare petrol); instalaţii de colectare ape uzate (reţea de

canalizare, bazine decantoare, habe); staţii de epurare (separatoare de ulei);

conducte de transport (conducte de amestec, de injecţie); batalurile de şlam

(celule de şlam, diguri de retenţie, şanţuri de gardă, conducte de sifonare).

Poluarea solului, subsolului şi acviferului rezultată din activităţile de

exploatare a petrolului, separarea amestecului trifazic, asociate cu activităţile de

depozitare, distribuţie şi transport este complexă şi semnificativă şi se clasifică

în:

- poluarea cu ţiţei;

- poluare cu apa sărată;

- poluare mixtă, cu ţiţei şi apă sărată.

Poluarea cu ţiţei a solului are loc pe parcursul activităţii de extracţie, separare

şi transport ţiţei şi apă sărată, când pot apărea scăpări care pot ajunge pe terenuri

şi în cursurile de apă. Solurile poluate cu ţiţei prezintă la suprafaţă o pojghiţă de

ţiţei densă, compactă, care impiedică procesele de infiltrare-percolare a apei în

sol şi de schimb de substanţe gazoase între sol şi atmosferă. La contactul cu

petrolul se produc modificări ale propietaţilor fizice, chimice şi biologice ale

solului având loc mai multe fenomene, şi anume: volatilizarea (evaporarea) compuşilor

uşori (hidrocarburile cele mai volatile), care are loc în primele ore după deversare;

stratificarea pe profilul solului, componenţii mai polari, în special asfaltenele

rămânând la suprafaţa solului şi formând o peliculă compactă care impiedică

schimbul gazos cu atmosfera şi care nu permite circulaţia normală a apei; migrarea

petrolului pe profilul solului, adâncimea la care ajunge depinde de intensitatea

poluării şi de textura şi densitatea aparentă a solului.

Poluarea cu ţiţei a subsolului şi pânzei freatice se datorează scurgerilor de petrol

din anumite instalaţii petroliere (conducte, depozite, schele de extracţie).

Poluarea petrolieră a acviferului cuprinde mai multe faze care pot fi grupate în

două etape distincte: etapa migrării poluantului (începând de la sursă) are ca efect o


11

poluare prin acumulare în zona capilară a solului, situată deasupra pânzei

freatice, sub forma unui strat rezidual “plutitor” şi etapa transferului de hidrocarburi

solubile din petrolul rezidual în apa subterană, având ca efect o poluare chimică.

Aceast tip de poluare este afectat semnificativ de efectele biodegradării

poluantului înmagazinat în solul vegetal sau subsolul acoperitor al acviferului

freatic.

Poluarea cu apă sărată a solului are loc din cauza faptului că, în industria

extractivă de petrol, împreună cu ţiţeiul se extrag şi mari cantitaţi de apă sărată

(apă de zăcământ), conţinutul de sare (NaCl) fiind uneori mare (peste

1188 mg/dm3). Cu toate că la extracţie circulaţia în interiorul schelelor a

materiilor extrase se face în sistem închis, există totuşi scăpări de apă sărată în

special în zona reţelelor de conducte care transportă această apă de la parcuri

către staţiile de epurare, iar ulterior către staţiile de injecţie, prin spargerile de

conducte cauzate de coroziune. La acest tip de poluare, conţinutul de săruri

solubile variază foarte mult în funcţie de cantitatea de apă deversată şi de timpul

de contact al acesteia cu solul. Apa sărată se infiltrează în sol cu viteze diferite în

funcţie de textura acestuia. La impactul apei sărate cu faza solidă a solului au loc

procese de schimb cationic sau de adsorbţie prin care elementele chimice din

apa sărată sunt adsorbite în complexul coloidal al solului. De menţionat că

solurile care au suferit o poluare cu apă de zăcământ prezintă la suprafaţă o

pojghiţă de săruri solubile de culoare cenuşiu-gălbuie după producerea

proceselor chimice şi după uscarea terenului.

Poluarea mixtă, cu ţiţei şi apă sărată, este tipul de poluare cel mai grav,

efectele cumulate ale acţiunii poluanţilor fiind cu mult mai greu de înlăturat. Este

foarte întâlnită în schelele de extracţie din cauza faptului că, în cursul extracţiei,

cele două faze pot forma emulsii deoarece are loc o amestecare intensă.

Terenurile care prezintă o poluare mixtă în general au un conţinut total de

hidrocarburi petroliere (THP) şi de Na schimbabil, în aceste cazuri poluarea

Victor-Viorel Safta

12

foarte severă făcând ca solurile să devină practic neproductive. De menţionat că

dintre toate tipurile de poluare rezultate în urma activităţilor de extracţie a

ţiţeiului, poluarea mixtă este majoritară.

Poluarea provocată de transportul ţiteiului şi produselor petroliere prin conducte apare

doar în situaţii accidentale de avarie la conducte deoarece transportul ţiţeiului şi

produselor petroliere prin conducte este un proces tehnologic care se realizează

în sistem închis şi care în condiţii normale se realizează fără emisii în mediu.

Cauzele principale care produc avarii şi implicit produc poluarea mediului sunt:

spargerile accidentale provocate de coroziunea conductelor, atacul conductelor

(efracţie) în vederea sustragerii de produse petroliere şi fenomene de sufoziune.

1.2. FACTORII POTENŢIALI DE RISC ŞI PREVENIREA CONTAMINĂRII SOLURILOR CU SUBSTANŢE ŞI AMESTECURI CHIMICE PERICULOASE

1.2.1. Riscul de contaminare a solurilor cu substanţe şi amestecuri

chimice periculoase

Agenţia Europeană pentru Produse Chimice (ECHA) indică următoarele

categorii de substanţe şi amestecuri chimice ca fiind cu risc ridicat pentru

sănătatea umană şi pentru mediu (European Commision, 2012).

Biocidele, care sunt produse care conţin sau generează substanţe active şi

sunt utilizate împotriva organismelor dăunătoare în mediul casnic (dezinfectante,

rodenticide, repelente şi insecticide) sau pentru a proteja produse naturale sau

artificiale în industrie şi aplicaţii agricole. Având în vedere că din cauza

proprietăţilor lor intrinseci utilizarea produselor biocide poate prezenta riscuri

pentru sănătate, UE a instituit un cadru de reglementare care vizează creşterea

semnificativă a siguranţei produselor biocide utilizate şi vândute în UE şi anume

Regulamentul EU 528/1012. Acesta prevede scoaterea de pe piaţă a biocidelor


13

care sunt cancerigene, mutagene, toxice pentru reproducere, care perturbă

sistemul endocrin sau care sunt periculoase pentru mediul înconjurător.

Pesticidele, care sunt produse utilizate pentru combaterea organismelor

dăunătoare din culturile agricole, cum ar fi buruienile şi insectele. Cu toate

acestea, utilizarea lor poate pune în pericol sănătatea şi mediul. Multe studii au

relevat legătura dintre expunerea la pesticide şi efectele asupra organismului

uman cum ar fi cancerul, probleme de fertilitate şi reproducere, boli respiratorii,

perturbarea sistemului hormonal (endocrin), afectarea sistemul imunitar şi a

sistemului nervos. Legislaţia UE în domeniul pesticidelor (Directiva CE

128/2009) impune interdicţii de utilizare a anumitor substanţe chimice

periculoase în aceste produse.

Substanţele perturbatoare ale sistemului endocrin sunt produse

chimice care interferează cu hormonii (sistemul endocrin) cauzând efecte

adverse asupra sănătăţii. O largă gamă de substanţe, atât naturale cât şi fabricate

de om, sunt considerate a provoca perturbări endocrine, inclusiv produse

farmaceutice, pesticide şi produse chimice organice industriale. Strategia

Comunităţii Europene privind substanţele perturbatoare ale sistemului endocrin,

adoptată în 1999, a indicat acţiunile necesare pentru a contracara impactul

substanţelor perturbatoare ale sistemului endocrin asupra sănătăţii umane şi

asupra mediului. Astfel, substanţele perturbatoare ale sistemului endocrin au fost

introduse în listele Regulamentului REACH, iar în ianuarie 2012, Comisia

Europeană a lansat un important studiu denumit "Stadiul Evaluării Substanţelor

Perturbatoare ale Sistemului Endocrin". Studiul, care se bazează pe o temeinică

documentare ştiinţifică, a fost comandat pentru a informa Comisia Europeană

cu privire la identificarea unor criterii de reglementare a substanţelor

perturbatoare ale sistemului endocrin în conformitate cu legislaţia UE.

Metalele grele sunt elemente care au o densitate relativ ridicată şi care

prezintă toxicitate la concentraţii scăzute. Dintre acestea cadmiul, plumbul şi

Victor-Viorel Safta

14

mercurul sunt deosebit de toxice pentru organismul uman şi, de aceea, UE a

făcut progrese considerabile în abordarea problemei contaminării cu aceste

metale. Astfel, în anul 2005 a fost lansată Strategia UE Mercur care prevede

restricţii privind vânzarea de dispozitive de măsurare care conţin mercur,

interdicţii asupra exporturilor de mercur metalic din UE şi noi norme de

siguranţă la depozitarea sa. Această strategie a fost revizuită în 2010. Aplicarea

Directivei UE privitoare la emisiile industriale, adoptată în 2010, va reduce

suplimentar emisiile de mercur din procesele industriale. De asemenea, UE

sprijină ferm procesul internaţional de dezvoltare a unui instrument juridic

global privind mercurul sub egida UNEP. Nivelurile de cadmiu, plumb şi mercur

sunt strict controlate în conformitate cu restricţiile din Directiva Substanţe

Periculoase (CE 95/2002). Valori limită stricte sunt impuse pentru aceste metale

la anumite tipuri specifice de echipamente electronice. De asemenea, Directiva

Vehiculelor Scoase din Uz (CE 53/2000) restricţionează suplimentar utilizarea

acestor metale. În plus, utilizarea cadmiului în fabricarea bijuteriilor şi produselor

din materiale plastice a fost interzisă în temeiul Regulamentului REACH, în timp

ce în Directiva Cadru a Apei (CE 60/2000), cadmiul şi mercurul sunt indicate ca

substanţe periculoase prioritare, în timp ce plumbul ca substanţă prioritară.

Poluanţi organici persistenţi (POPs) sunt substanţe chimice care rămân

intacte în mediu pentru perioade lungi de timp, de unde sunt transportate şi

pătrund în organismele vii, inclusiv în oameni, unde se acumulează în ţesutul

gras al acestora. Datorită caracteristicilor lor toxice, poluanţii organici persistenţi

prezintă efecte nocive asupra sănătăţii umane şi a mediului. Convenţia de la

Stockholm este instrumentul principal la nivel mondial care asigură protecţia

împotriva poluanţilor organici persistenţi. În acest sens UE se angajează să pună

în aplicare prescripţiile Convenţiei de la Stockholm şi a încurajat listarea

suplimentară a unor substanţe chimice în temeiul acestei convenţii. Mai mult, în

UE, Regulamentul Poluanţiilor Organici Persistenţi (CE 850/2004) sprijină şi


15

consolidează dispoziţiile Convenţiei de la Stockholm. Regulamentul Poluanţilor

Organici Persistenţi conţine dispoziţii privind producţia, introducerea pe piaţă şi

utilizarea de substanţe chimice de acest tip, gestionarea stocurilor şi deşeurilor de

compuşi organici persistenţi şi măsuri de reducere a emisiilor neintenţionate de

compuşi organici persistenţi.

Nanomaterialele sunt substanţe chimice sau materiale care sunt fabricate

şi utilizate la dimensiuni extrem de mici (de ordinul nm, adică 10-9 m). În

prezent, numeroase produse care conţin nanomateriale sunt deja în uz şi această

piaţă este de aşteptat să înflorească în următorii ani. Nanomaterialele au

potenţialul de a îmbunătăţi calitatea vieţii şi de a contribui la competitivitatea

industrială. Cu toate acestea, noile materiale pot de asemenea ridica probleme de

sănătate şi de siguranţă. Aceste riscuri, şi modul în care acestea pot fi abordate

prin măsurile existente de evaluare a riscurilor în UE, au făcut obiectul mai

multor avize ştiinţifice emise de Comitetul Ştiinţific al Comisiei Europene

privind Riscurile pentru Sănătate Emergente şi Nou Identificate.

Combinaţiile substanţelor chimice şi amestecurilor chimice, potrivit

unor studii, pot avea efecte nocive asupra sănătăţii umane chiar şi atunci când

produsele chimice individuale sunt sub "nivelul de siguranţă". În UE evaluarea

riscurilor de reglementare pentru produsele chimice se bazează pe produse

individuale. Cu toate acestea, există preocupări că această abordare nu poate

oferi o protecţie suficientă împotriva riscurilor generate prin expunerea

simultană la mai multe substanţe chimice şi că o altă abordare este necesară.

Rezidurile farmaceutice au devenit o sursă importantă de contaminare a

mediului. Multe produse chimice farmaceutice sunt concepute pentru a fi non-

degradabile şi, astfel, prezintă un risc atunci când ajung în mediu unde persistă.

Comisia Europeană recunoaşte că poluarea mediului cu reziduuri farmaceutice

constituie atât o problemă în curs de dezvoltare, cât şi o problemă de sănătate

publică şi se angajează să abordeze această chestiune.

Victor-Viorel Safta

16

În continuare vor fi prezentate sisteme de măsuri de prevenire a

contaminării solurilor şi apelor freatice cu principalele grupe de substanţe şi

amestecuri chimice periculoase în condiţiile ţării noastre, şi anume cu: produse

pentru protecţia plantelor (pesticide/biocide), îngrăşăminte, metale grele,

compuşi organici persistenţi, produse/reziduuri petroliere.

1.2.2. Managementul produselor pentru protecţia plantelor

(pesticide/biocide)

Managementul produselor pentru protecţia plantelor este reglementat prin

lege, normele de omologare şi punere pe piaţă, de depozitare, de aplicare, de

utilizare a mijloacelor tehnologice specifice acestora în condiţiile protecţiei

solului şi apelor fiind prezentate în Codul de bune practici în fermă elaborat de

Institutul Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru Pedologie Agrochimie şi

Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti sub egida Ministerului Mediului şi

Gospodăririi Apelor. În document sunt specificate normele specifice de

omologare şi punere pe piaţă, de depozitare şi de aplicare a produselor pentru

protecţia plantelor.

1.2.3. Managementul îngrăşămintelor

Managementul îngrăşămintelor în agricultură, care constă în depozitarea,

manipularea şi aplicarea îngrăşămintelor chimice, în colectarea, depozitarea,

manipularea şi aplicarea îngrăşămintelor naturale (gunoiul de grajd şi dejecţiilor lichide),

precum şi colectarea şi depozitarea diferiţilor efluenţi din unităţile agro-

zootehnice trebuie realizat în condiţii de protecţia mediului (a solului şi apei)

prin aplicarea cerinţelor Directivei (CE 676/1991) privind protecţia apelor împotriva

poluării cu nitraţi din surse agricole (denumită şi „Directiva Nitraţi“), transpusă în

legislaţia românească prin HG nr. 964/2000 care a aprobat Programul de acţiune

pentru protecţia apelor împotriva poluării cu nitraţi proveniţi din surse agricole.


17

În acest scop a fost elaborat Codul de bune practici agricole pentru protecţia apelor

împotriva poluării cu nitraţi din surse agricole elaborat de Institutul Naţional de

Cercetare-Dezvoltare pentru Pedologie Agrochimie şi Protecţia Mediului –

ICPA Bucureşti sub egida Ministerului Mediului şi Gospodăririi Apelor, format

din 14 capitole şi 13 anexe, cuprinzând norme care se referă la: Aspecte generale

despre apa şi solul ca resurse naturale regenerabile, prevenirea poluării mediului înconjurător ca

mijloc de protecţie şi conservare a resurselor naturale regenerabile, agricultura ca factor poluant

al mediului, în special al solului şi apei şi zonele vulnerabile sau potenţial vulnerabile la

poluarea cu nitraţi din surse agricole, Definiţii, Sisteme de agricultură, Îngrăşămintele, surse

potenţiale de poluare a apei şi solului, Fertilizanţi care conţin azot, Fertilizanţi care conţin

fosfor, Norme generale de depozitare şi manipulare a îngrăşămintelor chimice, Depozitarea şi

managementul efluenţilor şi gunoiului de grajd în exploataţiile agricole, Aplicarea

fertilizanţilor cu azot, Aplicarea fertilizanţilor cu fosfor, Aspecte de management al terenurilor

agricole în ceea ce priveşte dinamica azotului, Prevenirea poluării apelor de suprafaţă şi apelor

subterane cauzate de fertilizanţi în cazul irigaţiilor şi udărilor, Planuri de fertilizare şi

registrul utilizării fertilizanţilor în exploataţiile agricole şi Fişe şi borderouri cuprinse în

programul de acţiune în zonele vulnerabile la poluarea cu nitraţi.

1.2.4. Riscul contaminării solului cu metale grele şi prevenirea

acesteia

Poluarea solului cu metale grele are loc în special din cauza poluării

atmosferei cu metale grele (Barbu şi Sand, 2004). Metalele grele emise în

atmosferă sub formă de pulberi sedimentabile ajung pe suprafaţa solului prin

depunere sau prin acţiunea precipitaţiilor. Apa din precipitaţii poate forma

şuvoaie, poate mobiliza depunerile de metale grele de pe suprafaţa solului

transportându-le în cursuri de apă naturale sau se poate infiltra în sol

transportând depunerile de metale grele în interiorul solului, unde ori pot fi

reţinute şi fixate de complexul absorbativ al solului, ori pot fi absorbite de plante

Victor-Viorel Safta

18

sub forme solubilizate datorate interacţiunii cu apa sau pot fi levigate în cazul

unui exces de apă, trecând prin orizonturile inferioare ale solului şi ajungând la

pânza freatică. De menţionat că poluarea solului poate avea loc şi din cauze

accidentale (deversări din iazurile de decantare ale unor unităţi miniere sau

extractive, acţiunea precipitaţiilor asupra haldelor formate pe sol în urma

procesului tehnologic al unităţilor miniere sau extractive etc.).

Efectele metalelor grele asupra solului depind de reacţiile complexe dintre

acestea şi componenţii fazelor solidă, lichidă şi gazoasă ai solului. Reacţiile la

care participă metalele grele în sol sunt: dizolvare, adsorbţie, complexare,

migrare, precipitare, ocluzie, difuzie (în minerale), legare de materia organică,

absorbţie şi adsorbţie de către microorganisme, volatilizare. Aceste reacţii sunt

guvernate de proprietăţile solului şi anume: pH-ul, potenţialul redox, conţinutul

de materie organică, capacitatea de schimb cationic, conţinutul de argilă şi de

oxi-hidroxizi de Fe şi Mn.

Prezenţa metalelor grele în sol are efecte dăunătoare asupra productivităţii

biologice, mai vizibil a plantelor care le absorb, dar şi a microorganismelor din

sol, diminuând cantitatea de materie organică produsă de acestea.

Solurile agricole poluate cu metale grele pot produce recolte aparent

normale, dar care pot fi periculoase pentru consumul animal sau uman, din

cauză că, ajunse în plante, metalele grele pătrund în lanţul trofic ierbivore-

carnivore-om sau prin consumul direct al plantelor afectate de către om. Un alt

pericol este posibilitatea ca metalele grele de pe sol sau din sol să ajungă prin

şuvoire sau percolare în apele de suprafaţă, respectiv în apele freatice, intrând

astfel în alte lanţuri trofice având la capăt omul.

Problema poluării cu metale grele se complică şi mai mult din cauza

prezenţei în atmosferă şi a altor poluanţi (SO2, NOx, HF), rezultaţi în urma unor

procese tehnologice, deseori aceleaşi care generează emisii de metale grele (de


19

exemplu: arderea combustibililor) şi care în plus generează şi precipitaţii acide

care contribuie la acidifierea solului, mărind astfel mobilitatea metalelor grele.

Din punct de vedere al comportamentului şi implicit al riscurilor pentru

om, metalele grele se pot clasifica astfel (Barbu şi Sand, 2004):

- bioacumulare majoră din apă: Hg, Cd, Pb, Cu, Zn, Sr;

- bioacumulare majoră din sol: Cd, Zn, Ni, Sn, Cs, Rb;

- sorbţie din tractul gastro-intestinal: Cd, Hg, Zn;

- penetrare prin placentă: Cd, Hg, Pb, Zn;

- penetrare a barierei sânge-creier: Hg, Al, Pb;

- reacţii cu grupările tiol ale proteinelor: Hg, Pb, Cd, Se;

- alterarea lanţului acizilor nucleici: Cd, Cu, Zn, Hg, Ni;

Consumarea de către om a plantelor cultivate pe solurile poluate cu metale

grele sau a produselor obţinute din ierbivorele care consumă aceste plante face

ca metalele grele să ajungă în organismul uman, cu consecinţe grave, uneori

dramatice, asupra sănătăţii. De menţionat că pe lângă metale grele ingerate prin

alimente se pot adăuga şi metale grele inhalate (din pulberile în suspensie din

atmosferă) precum şi cele ingerate accidental (mai ales de către copii).

1.2.5. Riscul contaminării solului cu compuşi organici persistenţi şi

prevenirea acesteia

După cum a fost arătat anterior, compuşii organici persistenţi (POPs) sunt

substanţe chimice care rămân intacte în mediu pentru perioade lungi de timp, de

unde sunt transportate şi pătrund în organismele vii, inclusiv oameni, unde se

acumulează în ţesutul gras al acestora. În condiţiile ţării noastre, din punct de

vedere al poluării solurilor cu compuşi organici persistenţi, semnificativă a fost

poluarea solurilor agricole cu insecticide organoclorurate (Dumitru şi colab.,

2011). Insecticidele organoclorurate, anume cele pe bază de HCH

(hexaclorciclohexan) şi DDT (pp’-diclordifenil-tricloretan) au fost introduse în

Victor-Viorel Safta

20

uz în anii ’40 şi au fost folosite mult timp în protecţia culturilor agricole

împotriva insectelor vectoare ale unor boli. Insecticidele organoclorurate HCH

şi DDT (izomeri şi metaboliţi) sunt foarte persistente, acumulându-se în sol;

timpul de înjumătăţire în soluri fiind de 2 ani pentru HCH şi zeci de ani pentru

DDT. Utilizarea pe scară largă a acestor pesticide, precum şi persistenţa lor

ridicată, au făcut ca reziduurile lor şi metaboliţii să fie puse în evidenţă în toate

elementele mediului înconjurător. S-au realizat studii care au arătat că, în zonele

în care solul este poluat cu DDT, sunt prezente reziduuri ale acestuia şi ale

metaboliţilor săi şi în plante, în ţesutul adipos animal şi uman.

Deşi s-a interzis tratamentul cu aceşti compuşi pe întreg teritoriul ţării

noastre începând cu 1985 (Ordinul MAIA nr. 20/15.02.1985), reziduuri de HCH

şi DDT se găsesc şi acum în solurile agricole. De aceea, monitorizarea lor este

necesară; compuşii urmăriţi sunt următorii: α, β, γ, δ - hexaclorciclohexan,

pp’ - diclor - difenil - triclor - etanul (pp’ - DDT) şi izomerul său op’ - diclor - difenil - triclor

- etanul (op’ - DDT), diclor - difenil - diclor - etan, cu cei doi izomeri (op’ - DDD şi

pp’ - DDD) şi diclor - difenil - diclo - etena (DDE). Practic, prin însumarea

concentraţiilor acestor compuşi se obţine concentraţia totală de HCH.

1.2.6. Riscul contaminării solului cu produse/reziduuri petroliere şi

prevenirea acesteia

Problematica poluării solurilor şi acviferului cu produse/reziduuri

petroliere, precum şi riscurile care decurg din contaminrea solurilor cu astfel de

produse au fost prezentate pe larg în pragraful 1.1.3.

Având în vedere că pericolul cel mai mare de poluare cu

produse/reziduuri petroliere apare în reţeaua de transport prin conducte în

continuare vor fi prezentate câteva măsuri de prevenire (Onuţu, 2015):

- efectuarea de inspecţii interioare în conducte cu ajutorul godevilului

inteligent pentru verificarea grosimii de perete;


21

- respectarea strictă a regulamentelor cu privire la periodicitatea

controalelor conductelor, la periodicitatea reviziilor şi reparaţiilor conductelor, la

controlul staţiilor de pompare, la măsurile întreprinse în cazul apariţiei de

defecţiuni sau avarii, la utilizarea materialelor de depoluare;

- utilizarea sistemului SCADA – de supraveghere, control şi achiziţie date -

pentru urmărirea întregii reţele de conducte de transport ţiţei şi derivate ale

acestuia (gazolină, etan lichid şi condens) dotat cu funcţia Leak Detection prin care

se poate detecta zona în care a avut loc avaria şi cantitatea de poluant scăpată;

- achiziţionarea unor dispozitive mobile de tratare a şlamului recuperat din

rezervoarele de depozitare a ţiţeiului, ţinând cont că şlamul recuperat din

rezervoare nu este neutralizat;

1.2.7. Politici şi instrumente europene de protecţie a sănătăţii umane

şi a mediului împotriva substanţelor şi amestecurilor chimice periculoase

Uniunea Europeană, organizaţie din care România face parte, a dezvoltat

politici şi instrumente de protecţie a sănătăţii umane şi a mediului împotriva

substanţelor şi amestecurilor chimice periculoase aşa cum sunt (European

Commision, 2012):

Regulamentul REACH (CE 1907/2006) de înregistrare, evaluare, autorizare şi

restricţionare a chimicalelor este un element cheie al ansamblului de normative ale

Uniunii Europene pentru a face utilizarea chimicalelor cât mai sigură.

Regulamentul REACH se adresează expunerilor pe termen lung la

acţiunea chimicalelor şi implicaţiile care survin pentru sănătatea umană şi

calitatea mediului. Regulamentul REACH creează un sistem de reglementare

unic care se ocupă cu produsele chimice industriale şi caută să elimine deficitul

de informaţii referitoare la acestea prin plasarea responsabilităţii asupra

producătorilor de chimicale, care sunt obligaţi de a furniza informaţii de

Victor-Viorel Safta

22

siguranţă privind substanţele lor şi pentru a gestiona riscurile de la substanţele

chimice.

Filozofia regulamentului REACH este că nici o substanţă chimică, sub orice

formă, nu trebuie să fie introdusă pe piaţă fără o documentaţie corespunzătoare. Fiecare

producător şi importator de chimicale care distribuie cantităţi mai mari de o tonă

pe an este obligat să le înregistreze la Agenţia Europeană pentru Produse

Chimice (ECHA) şi să prezinte informaţii cu privire la proprietăţile şi utilizările

lor şi metode sigure de manipulare acestora.

Regulamentul REACH solicită de asemenea înlocuirea progresivă a

chimicalelor cele mai periculoase cu alternative adecvate. Primul termen limită

de înregistrare s-a încheiat la 30 noiembrie 2010, aproximativ 5000 de chimicale

fiind înregistrate cu ECHA. Acest lucru marchează un pas important spre

gestionarea în siguranţă a chimicalelor.

Regulamentul CLP (CE 1272/2008) de clasificare, etichetare şi ambalare a

chimicalelor care a aliniat sistemul de clasificare existent în UE la sistemul

internaţional dezvoltat de Naţiunile Unite, denumit Sistemul Global Armonizat

de Clasificare şi Etichetare a Chimicalelor (UNGHS). Prin clasificarea,

etichetarea şi ambalarea chimicalelor conform Regulamentului CLP, se asigură că

utilizatorii şi manipulatorii de chimicale să fie conştienţi de pericolele pe care le

incumbă utilizarea şi manipularea acestora. Toţi producătorii şi importatorii de

chimicale periculoase au fost obligaţi ca începând 1 decembrie 2010 să eticheteze

chimicalele în conformitate cu Regulamentul CLP şi de a notifica Agenţia

Europeană pentru Produse Chimice (ECHA). Astfel, mai mult de 100.000 de

substanţe chimice au fost notificate la ECHA, fapt care a permis ECHA să facă

un inventar al clasificării şi etichetării chimicalelor şi de a furniza utilizatorilor şi

manipulatorilor de chimicale informaţiile necesare pentru limitarea riscurilor şi

pentru selectarea unor chimicale mai sigure.


23

Sistemul HBM de biomonitorizare umană presupune colectarea şi analiza

probelor de ţesuturi umane sau fluide corporale pentru a identifica prezenţa şi

nivelurile de produse chimice din corpul uman. Substanţele chimice sunt

preluate în mod direct sau indirect din mediu. Sistemul HBM este un instrument

important pentru evaluarea expunerii umane la substanţele din mediu. Comisia

UE de cercetare ştiinţifică a finanţat un program de cercetare care să dezvolte un

cadru de biomonitorizare umană la nivelul UE, denumit DEMOCOPHES. În

acest proiect de cercetare, se va testa fezabilitatea unei abordări coerente a

biomonitorizării umane în Europa, prin identificarea unor biomarkeri ai

mercurului, cadmiului, ftalaţilor şi fumului de tutun din mediul ambiant în părul

uman şi în urina umană. Proiectul va colecta probe biologice şi informaţii de la

120 de perechi mamă-copil perechi din fiecare ţară participantă din cadrul UE.

Se menţionează că regulamentele REACH şi CLP vor fi tratate mai pe larg

în capitolul 2.

1.3. GESTIONAREA SITURILOR POTENŢIAL CONTAMINATE / CONTAMINATE. METODE ŞI TEHNOLOGII DE DEPOLUARE A SOLURILOR

1.3.1. Metodologia de gestionare a siturilor potenţial contaminate /

contaminate

Din cauză că în legislaţia existentă aceşti temeni nu sunt definiţi şi pentru a

fi eliminate confuziile privind utilizarea acestor termeni s-a considerat necesară

definirea lor, şi anume (Florea-Gabrian, 2013):

Zona contaminată istoric este: „Un amplasament contiguu (teren şi/sau strat

acvifer) pe care activităţile antropice au determinat prezenţa unor substanţe

poluante în concentraţii care prezintă şi/sau pot prezenta, atît pentru

amplasamentul existent cît şi pentru zonele învecinate, un risc imediat sau pe

Victor-Viorel Safta

24

termen lung pentru sănătatea populaţiei şi mediului”. Pe un amplasament

contaminat se pot afla una sau mai multe surse de contaminare.

Zona potenţial contaminată istoric este: ”Un amplasament contiguu (teren

şi/sau strat acvifer) pe care activităţile istorice şi/sau prezente ar fi putut genera,

atât pentru amplasamentul existent cât şi pentru zonele învecinate, un impact

semnificativ asupra sănătăţii populaţiei sau mediului. Această definiţie pune

accent pe contaminarea cauzată de practicile industriale din trecut care au dus la

contaminare, ca urmare a depozitării/manipulării/utilizării necorespunzătoare a

chimicalelor, solului şi/sau stratului acvifer”.

Sistemul de management al amplasamentelor contaminate cuprinde 4 faze

(Florea-Gabrian, 2013):

- identificarea şi înregistrarea;

- evaluarea preliminară;

- evaluarea detaliată

- remedierea.

Un amplasament potential comtaminat poate fi clasificat ca un

amplasament ”suspect” în urma unei analize care se bazează pe următoarele

elemente:

- evaluarea informaţiilor prezentate de proprietarul amplasamentului;

- inspecţii regulate sau neregulate ale amplasamentului efectuate de

autorităţile locale şi organele de control;

- analiza efectelor dezastrelor naturale asupra amplasamentului;

- notificarea făcută de proprietar către organismele de reglementare.

Pe toate amplasamentele ”potenţial contaminate” trebuie efectuată o

evaluare preliminară. Scopul evaluării preliminare este de a stabili dacă gradul de

contaminare este real sau nu şi dacă este necesară o evaluarea detaliată pe amplasament. În

acest scop se vor efectua analize de laborator pentru probele prelevate din


25

amplasamente. Pentru sectorul industrial au fost dezvoltaţi parametri indicatori

care se utilizează pentru a indica orice contaminare, aceştia fiind:

- hidrocarbonaţii petrolieri totali (HPT);

- halogeni organici totali (HOT);

- benzen, toluen, etilbenzen, xilen (BTEX);

- compuşi organici volatili totali (TVOC);

- petrol şi lubrefianţi (PL);

- ioni de metale grele (IMG).

Parametri indicatori corespondenţi pentru fiecare industrie trebuie listaţi.

Există trei rezultate posibile ale evaluării preliminare a amplasamentului contaminat

şi anume (Florea-Gabrian, 2013):

a) Nu sunt necesare investigări suplimentare - amplasamentul va fi menţinut în

inventar;

b) Sunt necesare investigări suplimentare - se va realiza evaluarea detaliată a

amplasamentului;

c) Remedierea - activităţile de curăţare şi remediere a amplasamentului contaminat vor

fi demarate imediat.

Evaluarea detaliată a amplasamentului contaminat necesită parcurgerea

următorilor paşi (Florea-Gabrian, 2013):

- caracterizarea amplasamentului şi a contaminării lui: cu acest prilej se vor

colecta informaţii şi date despre istoricul amplasamentului; se dezvoltă Modelul

Conceptual pentru Amplasament (MCA); sunt identificate toate legăturile posibile:

sursă - cale de transfer-receptor; se vor preleva probe de la suprafaţă şi de pe

profilul solului şi va fi determinată, în urma analizelor de laborator, concentraţia

contaminanţilor; se vor preleva probe din freatic pentru a şti dacă este

contaminat sau nu;

- evaluarea riscului generic; concentraţia contaminanţilor măsurată se

compară cu standardul pentru calitatea solului pentru a defini căile de transfer,

Victor-Viorel Safta

26

iar scenariul generic va include inhalarea particulelor fugitive, inhalarea

volatilelor, ingerarea apei subterane, absorbţia dermală; dacă valorile din

standard sunt depăşite se va începe evaluarea riscului pentru toate căile

potenţiale de transfer deschise; de asemenea se vor identifica şi toate căile de

transfer;

- evaluarea detaliată a riscului; sunt culese informaţii despre specificul

amplasamentului; sunt calculate nivelele specifice de risc; dacă nivelul de risc este

mai mare decât nivelul de risc acceptabil, amplasamentul este cotat ca fiind

contaminat, necesitând să fie remediat, în acest scop este stabilit nivelul de

curăţare a amplasamentului, se vor identifica toate alternativele de tehnologii de

curăţare şi se va alege tehnologia corespunzătoare pentru a satisface obiectivele

pentru remediere.

În faza de remediere, se realizează proiectarea şi execuţia lucrărilor de

remediere. Efectele remedierii vor fi monitorizate atât pe perioada de execuţie

cât şi post-execuţie.

1.3.2. Remedierea ecologică a solurilor degradate

În ceea ce priveşte conceptul de remediere ecologică a solurilor degradate, s-au

propus diverşi termeni în funcţie de intensitatea afectării ecosistemelor şi de natura

intervenţiilor care trebuie efectuate pentru refacerea acestora. În acest sens se pot

defini următoarele categorii legate de conceptul respectiv, care interesează

procesul reconstrucţiei ecologice (Răuţă şi colab., 1998):

- reconstituirea ecologică (redresarea ecolgică dirijată) - prin care se realizează

reconstituirea unui biosistem supraindividual asemănător celui anterior (de

exemplu: refacerea condiţiilor de nutriţie, de pH, de umiditate, nivel trofic şi a

compoziţiei şi structurii biosistemului);

- ameliorarea ecologică - este o acţiune mult mai intensă, prin care se realizează

biosisteme care respectă în principal funcţionalitatea şi mai puţin structură şi


27

componenţa (de exemplu: ameliorarea sărăturilor, ameliorarea nisipurilor,

modificarea regimurilor hidrologic şi hidric al solului prin desecări sau irigaţii,

plantaţii cu alte specii decât cele zonale după efectuarea lucrărilor de refacere a

solului etc.);

- reconstrucţia ecologică - prin care se asigură o distribuţie artificială a speciilor în

biosisteme supraindividuale, conform unor aranjamente considerate optimale, în

care în general primează funcţia de protecţie a mediului înconjurător (de exemplu:

executarea de lucrări care impun deplasări de volume mari de pământ, aşa cum

este terasarea, nivelarea selectivă a materialelor pământoase şi instalarea altor

biocenoze decât cele iniţiale).

Din punct de vedere al reconstrucţiei ecologice a solurilor se caută ca

îndeplinirea funcţiilor ecologice ale solului în ecosistem să fie asigurate de funcţiile

morfologice, fizice, chimice şi mineralologice, dacă nu a întregului profil

ecopedologic, cel puţin a unei importante părţi a acestuia, în care orizontul de

suprafaţă şi cele imediat subadiacente au un rol determinant. Caracteristicile

edafice cu rol esenţial în reconstrucţia ecologică sunt: volumul edafic, capacitatea

de schimb ionic, cantitatea de humus, reacţia solului şi permeabilitatea solului

1.3.3. Controlul şi reducerea efectelor adverse (asupra sănătăţii

umane şi/sau mediului) generate de poluarea solului cu substanţe şi

amestecuri chimice periculoase, prin acţiuni de remediere adecvate

În cazul siturilor contaminate cu poluanţi pot fi aplicate fie proceduri de

securizare, fie proceduri de remediere. În timp ce remedierea asigură eliminarea

sau reducerea cantitativă şi calitativă a poluanţilor, securizarea are drept scop

ridicarea de bariere pentru împiedicarea împrăştierii poluanţilor pe arii mai largi.

Având în vedere că general sursa de poluare rămâne, iar barierele ridicate sunt

supuse degradării şi îmbătrânirii, securizarea este doar o măsură temporară,

remedierea fiind procedura cea mai sigură de aplicat.

Victor-Viorel Safta

28

Metodele de remediere se pot clasifica după următoarele criterii (Gavrilă,

2015): locul de aplicare al acestora şi natura proceselor care se execută.

Astfel, potrivit primului criteriu, se deosebesc procese ex situ şi procese in situ,

iar după al doilea criteriu se deosebesc procese termice, fizico-chimice şi biologice.

Metodele de tratare ex situ necesită mobilizarea solului contaminat urmată de

tratarea acestuia fie pe acelaşi amplasament (remediere on-site), fie într-o instalaţie

specializată de tratare a solului aflată în afara amplasamentului (remediere off-site).

Metodele de tratare in situ se realizează direct în amplasamentul contaminat,

fără a fi necesară mobilizarea solului din amplasament.

Procesele termice de remediere se bazează pe transferul poluanţilor din

interiorul solului în fază gazoasă prin aport de energie termică. Poluanţii sunt

eliberaţi din sol prin vaporizare, migrează prin sol către suprafaţă, de unde sunt

sunt captaţi şi evacuaţi în atmosferă după tratament de purificare.

Procesele fizico-chimice sunt, în general, procese de extracţie şi/sau de clasare

umedă. Principiul procedeelor de extracţie ex-situ a solurilor constă în spălarea

acestora în scopul concentrării poluanţilor într-o fracţiune reziduală cât mai

redusă, apa fiind agentul de extracţie cel mai frecvent utilizat. Pentru transferul

contaminanţilor din sol către extractant, două mecanisme sunt importante şi

anume (Gavrilă, 2015): crearea unor forţe de forfecare puternice, induse prin pompare,

amestecare, vibrare sau prin utilizarea unor jeturi de apă de înaltă presiune, care

să rupă aglomeraţiile de particule poluate şi nepoluate şi să disperseze

contaminanţii în faza de extracţie şi dizolvarea contaminanţilor de către componenţii

fazei extractant. Extracţia in situ constă în percolarea unui agent extractant apos

prin solul contaminat. Percolarea se poate realiza prin şanţuri de suprafaţă,

drenuri orizontale sau puţuri verticale de adâncime. Contaminanţii solubili din

sol se dizolvă în lichidul percolant care este pompat şi tratat ulterior la faţa

locului.


29

Procesele biologice se bazează pe acţiunea microorganismelor care au

capacitatea de a transforma poluanţii organici în principal în CO2, apă şi biomasă

sau de a imobiliza poluanţii prin legare în fracţiunea humică a solului.

Degradarea se realizează, de regulă, în condiţii aerobe sau, mai rar, în condiţii

anaerobe. Pentru eficientizarea procesului este esenţială optimizarea condiţiilor

de dezvoltare a microorganismelor (aport de oxigen, pH, conţinut de apă etc.).

Stimularea activităţii biologice se poate realiza prin omogenizarea solului, aerare

activă, umidificare sau uscare, încălzire, adăugare de nutrienţi sau substraturi,

inoculare cu microorganisme. Procesele biologice necesită un aport de energie

mult mai redus decât cele termice sau fizico-chimice, dar necesită perioade de

tratare mai îndelungate.

1.3.4. Tehnologii actuale de remediere a solurilor poluate

În continuare vor fi prezentate tehnologii reprezentative care se impun în

prezent pentru remedierea solurilor contaminate cu substanţe sau amestecuri

chimice periculoase cum ar fi produsele/reziduurile petroliere, metalele grele,

compuşii organici persistenţi, pesticidele/biocidele.

Tehnologiile de remediere a solurilor contaminate cu produse/reziduuri petroliere

frecvent utilizate în prezent sunt tehnologiile de bioremediere care includ un număr de

sisteme ori procese care utilizează microorganismele pentru tratarea solurilor şi

apelor freatice în scopul degradării ori descompunerii hidrocarburilor petroliere.

Procesul de bioremediere poate fi executat în sit sau în afara acestuia. Procesul in

situ este folosit în cazurile în care mobilizarea solului este o soluţie impracticabilă

şi implică metode ca: biostimularea, bioventilaţia, biosparging sau atenuarea naturală.

Biostimularea implică aerarea şi aplicarea unor micronutrienţi şi

biostimulenţi atent selectaţi pentru ca populaţiile microbiene indigene, prezente

în substrat, să degradeze contaminanţii.

Victor-Viorel Safta

30

Biosparging-ul este o tehnică de reabilitare, în care se injectează un gaz (cel

mai frecvent aer) şi uneori nutrienţi în zona contaminată pentru a stimula

procesul de biodegradare aerobă realizat de biomasa de microorganisme

autohtone. Injectarea aerului se face în zona saturată cu poluant din sol sau în

pânza de apă freatică subterană.

Bioventing-ul este un procedeu frecvent utilizat pentru tratarea biologică a

solurilor contaminate cu hidrocarburi constând în injectarea în zona contaminată

din sol a unor debite relativ reduse de aer (oxigen) în scopul favorizării

biodegradării microbiene aerobe.

Atenuarea naturală sau remedierea intrinsecă este cea mai simplă modalitate

de bioremediere, ce presupune nici o altă intervenţie decât să demonstreze că

populaţiile indigene există şi pot avea acţiune de degradare a poluanţilor şi să

monitorizeze realizarea procesului de degradare.

Pentru bioremedierea ex situ există diferite tehnologii deja verificate care se

pot utiliza atât pentru depoluarea zonei nesaturate cât şi a zonei saturate: metoda

“biopile”, metoda “land farming”, compostarea sau tratarea solului în bioreactor.

Metoda biopile constă în tratarea biologică a solurilor excavate plasate în

grămadă, pe sit sau în afara sitului, cu asigurarea unui control a parametrilor cum

sunt: concentraţia în oxigen, umiditatea solului, conţinutul în nutrienţi minerali şi

în microorganisme.

Metoda land farming constă în depunerea solurilor poluate cu produse

organice pe o suprafaţă pregătită în avans, într-un strat de grosime redusă pe

zone bine izolate, pentru protejarea subsolului de orice risc de infiltrare.

Tratarea în bioreactor presupune introducerea solurilor poluate condiţionate

sub formă de nămol, într-un reactor, prevăzut cu sisteme de agitare şi de aerare.

Compostarea este un proces biologic prin care contaminanţii organici

periculoşi sunt transformaţi de către microorganisme în condiţii atât aerobe cât

şi anaerobe în produşi nepericuloşi stabilizaţi.


31

Tehnologiile de remediere a solurilor contaminate cu metale grele

care se impun din ce în ce mai mult în prezent tehnologiile biologice, care sunt

tehnologiile “blânde” (Barbu şi Sand, 2004) de remediere care menţin sau refac

fertilitatea naturală a solului, spre deosebire de tehnologiile “brutale” care se

caracterizează în principal prin manipularea unor cantităţi enorme de sol sau prin

folosirea unor reactivi chimici care fac ca solul tratat să îşi piardă fertilitatea.

Pentru reabilitarea solurilor poluate cu metale grele, dintre tratamentele biologice

în ţara noastră se foloseşte cel mai frecvent fitoremedierea (Malschi, 2014).

Fitoremedierea foloseşte plantele pentru extragerea, fixarea şi/sau

neutralizarea poluanţilor. Aceasta este o metodă eficientă, non-invazivă, eficientă

economic, plăcută estetic şi social acceptată pentru remedierea zonelor poluate.

Plantele sunt mijloacele ideale de remediere a solului şi apei datorită geneticii lor

şi proprietăţilor biochimice şi fiziologice.

În acord cu mecanismele principale implicate în proces fitoremedierea poate

fi clasificată astfel (Malschi, 2014):

- rizofiltrarea – absorbţia, concentrarea şi precipitarea metalelor grele de

către rădăcinile plantelor;

- fitoextracţia – tehnică ce implică întregul organism al plantei in procesul de

preluare a contaminanţilor din sol;

- fitotransformarea – degradarea moleculelor organice complexe în molecule

simple şi incorporarea acestor molecule în ţesuturile plantelor;

- fitostimularea (bioremedierea asistată de plante) – stimulează degradarea de

către bacterii şi fungi prin cedarea de exudate/enzime în zona radiculară

(rizosferă);

- fitostabilizarea – implică absorbţia şi precipitarea contaminanţilor, în

special a metalelor, de către plante, reducerea mobilităţii lor şi prevenirea spălării

către apa freatică, sau aer sau intrarea în lanţul alimentar.

Victor-Viorel Safta

32

Dintre aceste metode pentru remedierea solurilor poluate cu metale grele

se pot aplica numai fitoextracţia şi fitostabilizarea.

Fitoextracţia este o fitotehnologie care implică cultivarea uneia sau mai

multor specii de plante hiperacumulatoare de metale grele, cărora să li se creeze

condiţii optime de dezvoltare pentru a asigura obţinerea unei mase vegetale cât

mai mare, pentru a putea extrage, acumula şi îndepărta o cantitate cât mai mare

de metale. Masa vegetală va fi recoltată, după care va fi supusă altor tratamente

de extracţie a metalelor sau va fi uscată şi incinerată, iar cenuşa depusă într-un

depozit de gunoi controlat. Se utilizează specii de plante remarcabile care

acumulează concentraţii de până la o sută de ori mai mari de elemente poluante

decât plantele cultivate normal.

Fitostabilizarea este folosită pentru restaurarea vegetaţiei locului, scăzând

totodată potenţialul de migrare a contaminanţilor sub influenţa eroziunii eoliene

şi hidrice şi de levigare către apa freatică.

O altă tehnologie “blândă”, in situ, de decontaminare a solurilor poluate cu

metale, care tinde să se impună din ce în ce mai mult în prezent este tehnologia de

remediere electrochimică (denumită şi electrocinetică).

Procesul de remediere electrochimică poate înlătura metale şi compuşi

organici din solurile cu o permeabilitate redusă. Această metodă foloseşte

procese electrochimice şi electrocinetice pentru extragerea şi apoi înlăturarea

poluanţilor sub formă ionizată, cum ar fi metalele.

Tehnologii de remediere a solurilor contaminate cu compuşi organici

persistenţi (POPs) care se aplică mai frecvent sunt tehnologiile de bioremediere

(tehnologii in-situ prezentate anterior) precum şi tehnologiile de desorbţie termică care

vor fi prezentate în continuare:

Desorbţia termică (Apostol şi Istrate, 2011) este o metodă termică care

lucrează pe principiul încălzirii solului poluat, astfel încât substanţele poluante să

se evapore, putându-se astfel mişca uşor prin sol până în zona unui sistem de


33

puţuri care le colectează şi le evacuează. Desorbţia termica se poate aplica in situ

sau ex situ.

Desorbţia termică in situ se poate face prin:

- injecţie de abur - se injectează abur în sol cu ajutorul unor puţuri săpate în

zona poluată; aburul încălzeşte zona şi mobilizează, evaporă şi/sau distruge

poluanţii, apa şi gazele produse fiind colectate în puţuri speciale de unde sunt

dirijate spre instalaţii de epurare;

- injecţie de aer fierbinte - procedeu similar cu injecţia de abur exceptând

faptul că se injectează aer fierbinte prin puţuri în loc de abur, aerul fierbinte

încălzeşte solul cauzând evaporarea poluanţilor;

- injecţie cu apă fierbinte - procedeu similar celor două procese prezentate

anterior, introducându-se apă fierbinte de această dată în loc de abur sau aer

fierbinte;

- încălzire prin rezistenţă electrică - procedeu prin care se aplică un curent

electric în sol prin intermediul unei reţele de electrozi din oţel; căldura generată

de rezistenţa electrică a solului la trecerea curentului electric vaporizează apa

subterană şi apa din sol creându-se condiţiile evaporării poluanţilor;

- încălzire cu unde radio - procedeu care presupune amplasarea unei antene ce

emite unde radio într-un puţ; undele radio încălzesc solul producând evaporarea

poluanţilor.

În anumite cazuri desorbţia termică se face şi ex-situ, care este un procedeu

mai scump dar la care procesul de tratare este mult mai bine controlat.

Sistemele tipice de desorbţie termică ex-situ lucrează în mai multe faze

succesive, şi anume: pretratarea, desorbţia şi post-tratarea materialului solid şi al

gazelor rezultate.

- pretratarea implică procese cum ar fi acţiuni de sortare, deshidratare,

neutralizare şi amestecare;

Victor-Viorel Safta

34

- desorbţia se realizează în instalaţii termice denumite desorbere, a căror

clasificare se face de regulă în funcţie de sistemul de încălzire utilizat;

- post - tratarea gazelor reziduale - depinde de factori specifici echipamentelor

şi poate include: combustia la temperaturi înalte (peste 1400 °C) urmată de

epurare şi eliminare, arderea la temperaturi moderate (200 – 400 °C) utilizând

catalizatori sau epurarea şi eliminarea gazelor arse.

1.4. MONITORIZAREA CALITĂŢII SOLURILOR

1.4.1. Monitoringul stării de calitate a solurilor din România

În ţara noastră, începând cu 1977, potrivit recomandărilor U.N.E.P. a fost

instituit Sistemul de Monitoring al Stării de Calitate a Solurilor din România, ca

parte integrantă a Sistemului Naţional al Calităţii Mediului Înconjurător.

În 1992, în vederea îmbunătăţirii şi modernizării procesului de

supraveghere existent, au fost puse bazele unui nou Sistem de Monitoring al

Calităţii Solurilor din România care are ca obiectiv realizarea unui sistem naţional

integrat de supraveghere al calităţii solurilor agricole şi forestiere, care să fie

armonizat cu sistemele europene similare. Sarcina implementării sistemului a

revenit Institutului de Cercetări pentru Pedologie şi Agrochimie - I.C.P.A.

(responsabil al întregului program) în colaborare cu Institutul de Cercetări şi

Amenajări Silvice - I.C.A.S. (coresponsabil), pentru solurile forestiere.

Sistemul de Monitoring al Calităţii Solurilor din România, se caracterizează

prin patru elemente de bază (Răuţă şi colab., 1998):

- repartiţia spaţială;

- densitatea reţelei de observaţie;

- setul de indicatori;

- periodicitatea determinărilor.


35

Aceste elemente de bază ale sistemului de monitoring sunt urmărite pe trei

niveluri de detaliere, şi anume (Răuţă şi colab., 1998):

- nivelul I - constă din efectuarea unui minim de investigaţii în toate

punctele unei reţele fixe, pentru identificarea arealelor cu soluri degradate, în

stadii şi procese variate, urmărind periodic evoluţia acestora printr-un set de

indicatori obligatorii;

- nivelul II - constă din detalierea investigaţiilor în unele puncte ale reţelei

de nivel I şi în alte puncte suplimentare reprezentative, pentru identificarea

cauzelor proceselor de degradare a solurilor (efectuarea de studii intensive);

- nivelul III - constă din investigaţii suficient de amănunţite pentru

verificarea ipotezelor, din analize detaliate ale proceselor de alterare a calităţii

solurilor, din elaborarea de prognoze ale evoluţiei proceselor de alterare a calităţii

solurilor şi din recomandarea unor măsuri posibile de remediere.

Primul nivel se caracterizează prin următoarele elemente:

- la macroscară, repartiţia spaţială a punctelor de preluare a probelor de sol

(situri) în intersecţiile unei reţele fixe de observaţie, acoperind teritoriul întregii

ţări, cu densitatea de 16×16 km (în concordanţă cu recomandările documentului

„Convention on Long Transboundary Air Pollution”), rezultând în total 942

situri, dintre care 670 situri în areale cu soluri agricole şi 272 situri în areale cu

soluri forestiere (vezi figura 1.2);

Victor-Viorel Safta

36

Figura 1.2. Reţeaua de puncte de monitorizare a calităţii solurilor din România (Răuţă şi

colab., 1998)

- la microscară, alegerea şi amplasarea unui punct de observaţie se face în

interiorul unui pătrat cu latura de 400 m, care are centrul (punctul de intersecţie

a diagonalelor) în nodurile reţelei de observaţie;

- din fiecare punct de observaţie se va recolta un set de probe pentru

determinarea indicatorilor de bază care conţine: o probă medie în structură

deranjată, compusă din 20 – 25 de probe individuale din primii 10 cm de

adâncime a solului, respectiv 3 probe individuale pentru fiecare orizont de sol şi

4 probe în structură naturală pe orizont;


37

- periodicitatea determinărilor este de 4 - 10 ani, pentru punctele de

observaţie fără probleme deosebite, şi de 1 - 2 an pentru punctele de observaţie

cu probleme (în care au loc procese de degradare a calităţii solului, ca de

exemplu: poluare).

1.4.2. Sistemul naţional de monitoring al calităţii solului în reţeaua

de profile 8x8 km (Ordinul MADR 278/2011)

Prin Ordinul 278/2011 al Ministrului Agriculturii şi Dezvoltării Rurale s-a

aprobat Programul naţional privind realizarea Sistemului naţional de monitorizare sol-

teren pentru agricultură, care cuprinde Programul privind elaborarea de studii pedologice şi

agrochimice pentru perioada 2012—2021 şi Programul de repartiţie a fondurilor pentru

realizarea/reactualizarea Sistemului judeţean de monitorizare sol-teren pentru agricultură, a

Sistemului naţional de monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km, şi a

bazelor de date aferente, în perioada 2012—2021.

Obiectivele principale ale noului sistemului naţional de monitoring al

calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km sunt:

- urmărirea sistematică a caracteristicilor calitative şi cantitative ale

solurilor;

- elaborarea prognozelor cu privire la evoluţia calităţii solurilor;

- avertizarea organismelor interesate asupra problemelor negative

privitoare la soluri;

- completarea bazelor de date cu profile de sol complete.

Noul sistem naţional de monitoring al calităţii solului, având aceleaşi nivele

de detaliere ca şi cel anterior, se caracterizează prin următoarele elemente:

- la macroscară, reţeaua de profile 8x8 km va avea 2.914 de puncte de

preluare a probelor de sol;

- la microscară, metodologia amplasării siturilor trebuie să asigure

reprezentativitatea sitului faţă de ponderea unităţilor de sol din zona analizată, iar

Victor-Viorel Safta

38

fixarea lui în teritoriu să respecte regula de mutare, în cazul în care este necesar,

şi anume: 100, 200, 300, 400 m faţă de punctual normal, în ordinea nord, sud, est

sau vest.;

- analizele de laborator care se vor executa pentru Sistemul naţional de

monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km sunt prezentate în

tabelul 1.1;

- datele obţinute din teren şi laborator vor fi prelucrate ţinând seama de

Metodologia 1986 şi Ordinul ministrului apelor, pădurilor şi protecţiei mediului

756/1997 Reglementări privind evaluarea poluării mediului, cu modificările şi

completările ulterioare.

Tabelul 1.1 Analizele de laborator care se vor executa pentru Sistemul naţional de

monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km [Ordinul MADR 278/2011]

Felul probei Adâncime

[cm]/ felul probei

Metodă

1 2 3

A. Analize comune tuturor solurilor

I Probe în structură deranjată Cernere uscată şi umedă, sedimentare şi pipetare

Compoziţie granulometrică Tot profilul

Tratare chimică cu diferiţi dispersanţi (H2O2, HCl, Na4P2O7×10H2O) în funcţie de conţinutul de materie organică şi carbonaţi

Coeficientul de higroscopicitate

Tot profilul Metoda Mitscherlich

Hidrostabilitate structurală Tot profilul Cernere umedă, sedimentare şi pipetare

Indice de instabilitate structurală

Tot profilul Calcul

Reacţia solului (pH) Tot profilul Potenţiometric în soluţie apoasă (1:2,5)

Humus total (Ht) 0 - 50 Oxidare umedă, metoda Walkley-Black modificată, Gogoaşă


39

1 2 3

Azot total (N) 0 - 50 Kjeldahl

Fosfor mobil (Pal) 0 - 50 Metoda Egner-Riehm-Domingo

Potasiu mobil (Kal) 0 - 50 Metoda Egner-Riehm-Domingo

II Probe în structură nederanjată

Umiditate momentană Tot profilul Determinări pe probe în structură nederanjată (cilindri metalici)

Densitate aparentă Tot profilul (maximum. 100cm)

Determinări pe probe în structură nederanjată (cilindri metalici)

Conductivitate hidraulică saturată Tot profilul

Determinări pe probe în structură nederanjată (cilindri metalici)

Umiditate la pF=0 Tot profilul Determinări pe probe recoltate în cilindri

Porozitate totală Tot profilul Calcul

Porozitate de aeraţie Tot profilul Calcul

Rezistenţa la penetrare Tot profilul Determinări pe probe recoltate în cilindri

Grad de tasare 0 - 50 Calcul

B. Analize specifice

I Soluri nesaturate cu cationi bazici

Sumă cationi de schimb (SB) 0 - 50 Metoda Kappen (0,ln HCl)

Aciditate hidrolitică (Ah) şi aciditate totală la pH=8,3 (A8,3)

0 - 50 Percolare cu acetat de K sau Na 1 n

Aluminiu schimbabil (la probe cu pH<5,8)

0 - 50 Metoda Socolov

Capacitate de schimb cationic (TAh şi Tgj)

0 - 50 Calcul

Grad de saturaţie în baze (VAh şi VSH)

0 - 50 Calcul

II Soluri saturate cu cationi bazici (V=100%, pH=7,4-8,5) cu carbonaţi alcalino-pământoşi, fără săruri solubile

Conţinut total de carbonaţi (CaCO)

Tot profilul Metoda Scheibler

Capacitate de schimb cationic (TSH)

0 - 50 Metoda Scholenberg - Cernescu

Victor-Viorel Safta

40

1 2 3

III Soluri saturate cu săruri solubile şi care conţin frecvent carbonaţi alcalino-pământoşi şi/sau gips (V=100%)

Reziduu conductometric Tot profilul Extract apos 1:5 şi dozare conductometrică

Sodiu schimbabil (Nasch) Probele alcalizate

Metoda Bower

Grad de saturaţie (Vua) Probele alcalizate

Calcul

Compoziţia sărurilor

Probele cu reziduuri peste 0,09-0,17g/ 100g

Extract apos 1:5 şi dozare conductometrică

IV Elemente şi substanţe potenţial poluante

Conţinuturi de metale grele (Cu, Zn, Pb, Co, Ni, Mn, Cr, Cd - forme totale)

0 - 20

Mineralizare în amestec de acizi (azotic, percloric, sulfuric, 2:1;0,2) şi dozare prin spectrofotometrie cu absobţie atomică

Conţinuturi de metale grele (Cu, Zn, Pb, Co, Ni, Mn, Cr, Cd - forme solubile)

0 - 20

Extracţie în Na2 EDTA, DTPA, etc. şi dozare prin spectrofotometrie cu absobţie atomică

Conţinut de sulf solubil 0 - 20 Extracţie apoasă 1:5 şi dozare gravimetrică

Conţinut de fluor solubil 0 - 20 Extracţie cu CaCl2 1:10 şi dozare potenţiometrică

Conţinut de reziduuri de insecticide organoclorurate HCH, DDT

0 - 20

Extracţie cu eter de petrol-acetonă 2:1 şi şi determinare prin cromatografie în fază gazoasă

Conţinuturi de azot nitric (N-NO3) şi amoniacal (N-NH4)

0 - 20

Extracţie cu sulfat de potasiu 1:3 şi dozare potenţiometrică cu electrod ion-selectiv şi respectiv distilare si titrare

Conţinut de hidrocarburi policiclice aromatice (PAH)

0 - 20

Extracţie cu clorură de metilen, dozare prin metoda cromatografică lichidă de presiune înaltă


41

1 2 3

Conţinut total de hidrocarburi din petrol (THP)

0 - 20 Extracţie cu clorură de metilen/ cloroform, metoda spectrometrică în IR

Conţinut de fenoli, detergenţi 0 - 20 Extracţie în metanol, metoda spectrometrică UV-VIS

Număr de bacterii 0 - 20 Diluţii Pochon

Număr de ciuperci 0 - 20 Diluţii Pochon

Respiraţia solului 0 - 20 Metoda Ştefanic

În cadrul lucrărilor de teren se vor respecta precizările metodologice

prezentate în continuare (Ordinul MADR 278/2011):

- amplasarea siturilor de monitoring de nivel I (8x8 km) pe teren se va face

pe baza coordonatelor geografice prestabilite, folosindu-se hărţi la scara

1:25.000, hărţi şi schiţe la scări mai mari şi echipamente adecvate (rulete, busolă,

sistem de poziţionare globală - G.P.S. etc.); metodologia amplasării siturilor

trebuie să asigure reprezentativitatea sitului faţă de ponderea unităţilor de sol din

zona analizată, iar fixarea lui în teritoriu să respecte regula de mutare, în cazul în

care este necesar, şi anume: 100, 200, 300, 400 m faţă de punctual normal, în

ordinea nord, sud, est sau vest. Se vor nota noile coordonate geografice;

- constituirea parcelelor de referinţă (siturilor) în punctele materializate, cu

suprafaţe de 400 m2 (20 x 20 m), amplasate în condiţii omogene, reprezentative;

pe fişa profilului de sol sau pe o filă ataşată se înscriu schiţa amplasării sitului şi

noile coordonate geografice, iar la terminarea lucrării se dă o planşă cu schiţe, la

scara 1: 25.000 sau mai mare, cuprinzând poziţia tuturor siturilor din cadrul

fiecărui judeţ;

- amplasarea şi executarea unui profil principal de sol se face într-un loc

reprezentativ din cadrul sitului până la adâncimea fiziologic utilă (materialul

parental sau apa freatică); descrierea profilului de sol se va efectua conform

Metodologiei, 1986, completându-se rubricile din Fişa de tip M „Condiţii de

teren şi date morfologice”, ţinându-se seama de instrucţiunile Profisol; se va

acorda atenţie sporită delimitării orizonturilor şi grosimii suborizonturilor, iar

Victor-Viorel Safta

42

cazul orizonturilor cu grosime mai mare de 50 cm, acestea se vor împărţi în

suborizonturi; pentru stratul 0—50 cm este necesar să se delimiteze 2—3

suborizonturi, iar pentru terenurile arabile se va delimita şi orizontul cu talpa

plugului;

- pe fişa de tip M se vor nota toate caracteristicile obligatorii şi, pe cât

posibil, şi cele opţionale, inclusiv cele referitoare la modificări antropice, la

efectul şi starea lucrărilor ameliorative etc.; în spaţiul „Observaţii” din fişa de tip

M sau în fişe suplimentare se înscriu date privind: poziţia unor surse de poluare

apropiate şi felul poluanţilor, vânturi dominante etc.; fişa de tip M se întocmeşte

în 3 exemplare, dintre care unul rămâne la executant;

- recoltarea probelor de sol pentru analize chimice şi fizice se execută din

profil pe orizonturi şi suborizonturi pedogenetice, în stare deranjată şi

nederanjată, şi din suprafaţa sitului, 0—20 cm, (probă agrochimică) în stare

deranjată; ca regulă generală, atât pentru analize chimice, cât şi pentru unele

analize fizice pe probe deranjate recoltate în pungi din plastic sau din hârtie se

respectă următoarele reguli: lama ustensilei de recoltare se curăţă de fiecare dată

de solul cu care vine în contact; la ambalare se evită contactul etichetei cu solul;

probele nu se majorează; eticheta se scrie citeţ cu pixul; probele pentru analize

chimice din profilele de sol vor avea 1,5 kg pentru fiecare orizont sau

suborizont; probele agrochimice se recoltează în cantitate de 1,5 kg din suprafaţa

de 400 m2 din jurul profilului de sol; adâncimea de recoltare este de 0—20 cm în

cazul solurilor arabile din siturile de nivel I şi de 0—10 şi 10—20 cm în siturile

înţelenite de nivel I, precum şi în siturile poluate din toate folosinţele; probele

din profilul de sol pentru analize fizice vor avea 0,5 kg; manipularea probelor

pentru analize fizice se va face cu grijă pentru evitarea deteriorării agregatelor

structurale, acordându-se atenţie deosebită la umiditatea foarte mare sau foarte

mică; la fiecare profil se recoltează un micromonolit, din probe pe cât posibil cu

agregate structurale întregi, având notate datele de identificare atât pe capac, cât


43

şi pe cutia propriu-zisă, precum şi denumirea şi grosimea orizonturilor; după

ultimul suborizont se adaugă un eşantion de material parental şi/sau rocă

subiacentă;

- probele în cilindri se recoltează numai din profilul proaspăt deschis (1-3

ore) şi nu se admit cele din profile reîmprospătate; se recoltează 4 cilindri de

100 cm3 sau 2—3 cilindri de 200 cm3 din fiecare orizont sau suborizont, până la

1,5 m adâncime; în cazul solurilor arabile se va recolta neapărat şi suborizontul

având talpa plugului; în solurile cu apa freatică la adâncime mică recoltarea

probelor se va face până la nivelul respectiv, dar descrierea se va face până la

1,5 m.

1.5. CONTROLUL REZIDUURILOR ÎN PLANTE ŞI PRODUSE

VEGETALE, CA URMARE A METABOLIZĂRII/MIGRĂRII ÎN SOL

A SUBSTANŢELOR ŞI AMESTECURILOR CHIMICE

PERICULOASE. INOCUITATEA PRODUSELOR ALIMENTARE

1.5.1. Conceptele de securitate şi siguranţă alimentară

Securitatea alimentară – se referă la disponibilitatea alimentelor şi la accesul

oamenilor, uşor, la acestea (Belc, 2013). Organizaţia Mondială a Sănătăţii

defineşte următoarele criterii ale securităţii alimentare:

- disponibilitate – cantitate suficientă;

- acces – să existe suficiente resurse (economice şi fizice) pentru a avea

alimentele corespunzatoare dietei individuale;

- utilizare – de a fi avea suficiente informaţii despre nutriţie, apa şi igiena

corespunzatoare;

- stabilitate - asigurarea primelor 3 condiţii.

Siguranţa alimentară – asigurarea manipulării (pe timpul procesului

tehnologic) în condiţii de igienă a ingredientelor alimentare şi alimentelor de la

Victor-Viorel Safta

44

sol până la consumator astfel încât acestea să nu fie o sursa de îmbolnăvire a

organismului, mai mult, să prevină apariţia îmbolnăvirilor (Belc, 2013).

Alimentul are capacitatea de a acumula substanţe chimice poluante din

mediu (contaminare întamplatoare) la care se cumulează şi un aport suplimentar

de compuşi chimici proveniţi din tehnologiile agricolă şi/sau alimentară

(contaminare deliberată).

Toxicitatea compuşilor chimici depinde de o serie de factori ca:

- periodicitatea şi cantitatea de contaminant chimic vehiculat;

- sinergismul sau antagonismul dintre poluantul chimic şi aliment;

- atenuarea sau accentuarea toxicităţii poluantului în funcţie de modificările

metabolice ale ţesutului animal sau vegetal;

- alterarea - modificarea proprietăţilor senzoriale şi (uneori) nutritive,

dobândind eventual proprietăţi nocive;

- impurificarea - compuşi străini de natura alimentului (contaminanţi

biologici, chimici, fizici);

- degradarea - pierderea proprietăţilor nutritive (şi/sau organoleptice) care

depinde de: frecvenţa prelucrărilor, nerespectarea reţetei, tratamente termice,

expunerea la acţiunea oxigenului, reîncălzirea, păstrarea mâncărurilor la cald,

prezenţa urmelor de metale grele, spălarea alimentelor fragmentate, păstrarea în

apă şi îndepărtarea soluţiei apoase sau saramurilor;

- insalubrizarea - transformarea într-un produs nociv pentru organism;

aceasta nu presupune şi alte modificări (alterare, degradare, impurificare).

1.5.2. Controlul produselor alimentare din punctul de vedere al

contaminării cu substanţe şi amestecuri chimice periculoase

După natura lor, contaminanţii alimentelor se clasifică în:

- contaminanţi fizici;

- contaminanţi chimici;


45

- contaminanţi biologici (microbiologici).

Contaminanţii fizici ai alimentelor cel mai frecvent întâlniţi sunt particulele

solide (materiale pământoase, nisip, pietriş, particule metalice) şi reziduurile

radioactive.

Contaminanţii chimici ai alimentelor sunt o multitudine de substanţe chimice

făcând parte din diferite grupe care pot pătrunde accidental în alimente în

diferite stadii ale procesării, transportului sau depozitării acestora. Contaminanţii

chimici ai alimentelor pot fi de natură organică sau anorganică.

Contaminanţii biologici ai alimentelor pot fi de origine vegetală sau de origine

animală. Contaminanţii biologici de origine vegetală cuprind alcaloizi sau alte

substanţe toxice. Contaminanţi de origine animală sunt substanţe toxice care se

găsesc în carnea sau icrele unor vietăţi oceanice.

După cum s-a arătat anterior, contaminarea alimentelor cu substanţe sau

amestecuri chimice poate proveni din poluarea factorilor de mediu: sol, apă,

atmosferă prin intermediul lanţului trofic sol - plantă - animal - om, precum şi din

tehnologiile agricole şi alimentare. Conform Comisiei Codex Alimentarius

principalele tipuri de contaminanţi şi poluanţi ai alimentelor se clasifică în

următoarele clase:

- pesticide: insecticide, ierbicide, defoliante, rodenticide, fungicide etc.;

- produse chimice industriale: dioxine, difenili policloruraţi, compuşii

chimici din materialele de ambalaj inadecvate etc.;

- metale grele şi alte elemente;

- contaminanţi microbiologici.

La aceste clase de contaminanţi şi poluanţi se mai pot adauga şi unii

compuşi toxici antinutriţionali care se pot forma în anumite condiţii în timpul

prelucrării sau păstrării unor alimente. Din categoria contaminanţilor mai fac

Victor-Viorel Safta

46

parte, de asemenea, şi paraziţii animali. Toate aceste clase de contaminanţi şi

poluanţi se găsesc sub incidenţa legislaţiei şi controlului sanitar.

Pesticidele constituie o clasă specială de contaminanţi chimici, care, în

agricultura modernă, se folosesc pe scară largă. Controlul reziduurilor de

pesticide şi a altor substanţe chimice periculoase, în special de natură organică

din plante şi produse vegetale, provenite din migrarea/metabolizarea în sol a

acestora se bazează pe tehnici moderne de analiză care permit detectarea din ce

în ce mai uşoară a moleculelor aflate în cantităţi infinitezimale, şi anume metode

cromatografice, cum sunt metodele gaz cromatografice (GC) şi metodele lichid

cromatografică (LC), care vor fi descrise în continuare (Bloj şi Megheşan-Breja,

2015; Crăciun, 2011; Soceanu, 2009; Dilea, 2011). Peste 800 de substanţe active

sunt formulate în mii de pesticide, aceste substanţe formând peste 100 de clase

chimice dintre care cele mai importante ar fi: benzoilureati, carbamaţi, compuşi

organofosforici (OP), organocloruraţi (OC), piretroizi (PYR), sulfonilureaţi,

triazine, ditiocarbamaţi , azoli, fenoxi acizi. Proprietăţile lor fizice şi chimice

diferă foarte mult , fapt pentru care determinarea reziduurilor acestor substanţe

chimice devine destul de dificilă din orice matrice şi cauzează probleme în

dezvoltarea unei metode ˝universale˝ de determinare analitică a reziduurilor, ceea

ce ar fi cel mai dorit lucru.

În scopul detectării reziduurilor de pesticide din plante şi produse vegetale

un prim pas foarte important îl constituie pregătirea probelor pentru analiză. Cele mai

multe metode de pregătire a probelor pentru determinarea gaz cromatografică

(GC) şi lichid cromatografică (LC) includ următorii paşi (Bloj şi Megheşan-Breja,

2015):

1. Omogenizarea probei pentru a obţine o matrice uniformă.

2. Extracţia cu solvenţi a reziduurilor de pesticide.

3. Purificarea eliminarea interferenţelor dintre componente matricei.


47

4. Eluarea şi/sau fracţionarea analiţilor extraşi.

5. Concentrarea eluentului şi reconstituirea într-un solvent care este

compatibil condiţiilor GC sau LC.

6. Introducerea soluţiei care conţine pesticide în GC sau LC.

Metodele de analiză în scopul determinării conţinutului de reziduuri de pesticide din

plante şi produse vegetale pot fi ţintite sau neţintite. Un exemplu de analiză ţintită

(Bloj şi Megheşan-Breja, 2015) este inspecţia LMA-urilor în legume, fructe şi

alimente; elementele relevante sunt fixate pentru a fi determinate în funcţie de

definirile date de reglementările LMA (limita maximă admisă). Metodele de

analiză cele mai utilizate în prezent pentru detectarea pesticidelor şi a altor

compuşi chimici, în special de natură organică, sunt cromatografia de gaze şi

cromatografia de lichide.

În cromatografia de gaze numită şi gazcromatografie eluentul (un gaz inert din

punct de vedere chimic, ex. azot, heliu, hidrogen ş.a.) trece prin dispozitivul de

introducere a probei (unde proba este volatilizată), o preia şi o introduce în

coloana cromatografică în care are loc procesul de separare. Datorită

interacţiunilor dintre componenţii probei, cu faza staţionară şi/sau faza mobilă,

aceştia migrează prin coloană cu viteze diferite, datorită diferenţelor dintre

coeficienţii de repartiţie ai celor 2 faze. Diferenţa vitezelor de migrare a

componenţilor este semnificativă astfel încât aceştia să fie separaţi la ieşirea din

coloană, de unde sunt duşi de către eluent la detector. Cromatograful de gaze

poate fi cuplat cu (Bloj şi Megheşan-Breja, 2015): detector cu ionizare în flacără

(FID), cu detector cu captură de electroni (GC-ECD), cu spectrometru de masă

GC-MS (triplu cuadrupol, TOF – “time of flight” – timp de zbor sau trapă

ionică), sau cu spectrometru de masă de înaltă rezoluţie (HRGC-HRMS).

Spre deosebire de cromatografia de gaze, în care faza mobilă are rolul doar

de a tansporta componenţii prin coloană, în cazul cromatografiei de lichide faza

mobilă, care este un lichid, participă direct la procesul de separare, prin diverse

Victor-Viorel Safta

48

interacţiuni (adsorbţie, repartiţie, schimb ionic, excluziune sterică). De asemenea

faza mobilă lichidă participă şi influenţează direct selectivitatea procesului de

separare. În determinarea reziduurilor de pesticide cromatograful de lichide sau

lichid cromatograful (LC) poate fi cuplat (Bloj şi Megheşan-Breja, 2015) cu

detectori UV-VIS (HPLC UV-VIS) sau cuplat cu spectrometru de masă (cu

triplu cuadrupol QQQ, trapa ionică sau TOF – timp de zbor).

La noi în ţară cele mai complete lucrări în domeniul analizei reziduurilor

de pesticide prin tehnicile GC-MS şi LC-MS, din punct de vedere al analizei unei

game variate de pesticide din diferite clase şi matrici de plante şi produse

vegetale aparţin Laboratorului Naţional pentru Determinarea Reziduurilor de

Pesticide din Plante şi Produse Vegetale Bucureşti, Laboratorului Naţional

pentru Controlul şi Siguranţa Alimentelor Bucureşti, ANSVSA Bucureşti şi din

2009 Laboratorului Zonal pentru Determinarea Reziduurilor de Pesticide din

Plante şi Produse Vegetale Mureş.

O altă clasă de reziduuri chimice periculoase din plante şi produse

vegetale, provenite din migrarea/metabolizarea în sol a acestora o reprezintă

metalele grele care pot contamina alimentele sub forma unor combinaţii ale

arsenului, cadmiului, cuprului, plumbului, mercurului, zincului, staniului şi chiar

ale fierului.

Tehnicile moderne de analiză folosite cu precădere la ora actuală care

permit detectarea reziduurilor de metale grele din plante şi produse vegetale sunt

spectometria de absorbţie atomică în flacără (AAS) şi spectometria de masă

cuplată inductiv (ICP-MS).

Spectroscopia de absobţie atomică (AAS) se poate realiza în cuptor de grafit sau

în flacără. Principiul spectroscopiei atomice se bazează pe proprietatea atomului

de a emite sau absorbi radiaţii electromagnetice specifice unui anumit element în

anumite condiţii fizice. Astfel elementele care urmează a fi determinate dintr-o

probă, se eliberează din compuşii lor printr-o absorbţie de energie facându-le


49

disponibile ca particule libere. Având în vedere că spectrometria elementară de

masă se bazează pe faptul că particulele încărcate electric pot fi separate şi

detectate într-un spectrometru de masă prin absorbţia energiei, radiaţia

electromagnetică care străbate proba este furnizată de o sursă specială numită

“lampă cu catod scobit”. Catodul acestei lămpi este confecţionat chiar din

elementul ce trebuie determinat (rezultă deci că pentru fiecare element chimic

este deci necesară o anumită lampă specifică). Astfel elementele de analizat sunt

transformate în stare atomică liberă într-un dispozitiv de atomizare prin

absorbţie de energie termică. Atomii în stare liberă au capacitatea de a absorbi

radiaţia specifică elementului analizat. Astfel, în funcţie de concentraţia

elementului analizat, o parte din intensitatea radiaţiei lămpii cu catod scobit este

absorbită de atomii liberi formaţi din probă. Un detector format din două foto-

multiplicatoare măsoară atât intensitatea radiaţiei neatenuate cât şi radiaţia după

părăsirea dispozitivului de atomizare, concentraţia elementului analizat din probă

obţinându-se pe baza diferenţei dintre cele două intensităţi.

Pregătirea probelor pentru analiză constă în calcinarea probelor la 450 °C

cu creşterea treptată a temperaturii, dizolvarea cenuşii în acid clorhidric şi

evaporarea la sec a soluţiei obţinute, redizolvarea reziduului final în acid azotic

1:6 şi determinarea conţinutului de metale prin spectrometrie de absorbţie

atomică.

Spectrometria de masă cu plasmă cuplată inductiv (ICP-MS) a devenit în prezent

una dintre cele mai puternice tehnici analitice (Dilea, 2011), extrem de sensibilă,

pentru analiza unei game largi de metale şi unele nemetale, la concentraţii foarte

mici, la nivel de 1-10 ppt. Plasma cuplată inductiv (ICP) a fost dezvoltată în anul

1960 de către Reed şi a fost utilizată pentru prima dată de grupul Greenfield şi

colaboratorii pentru analize spectrochimice. Primele lucrări referitoare la

spectrometrul de masă cu plasmă cuplată inductiv au fost publicate în anii 1980,

primul instrument ICP-MS comercial disponibil fiind introdus în anul 1983. Din

Victor-Viorel Safta

50

acel moment, numeroase îmbunătăţiri au fost făcute pentru fiecare generaţie de

instrumente ICP-MS. Metoda ICP-MS se bazează pe combinarea plasmei

cuplate inductiv, ca metodă de ionizare, cu spectrometria de masă, ca metodă de

separare şi detecţie a ionilor. Combinată cu diverse tehnici de separare

cromatografică, metoda ICP-MS este o metodă puternică şi versatilă pentru

analiza speciilor elementare, inclusiv a speciilor izotopice. Pe lângă probele

clasice de sol, apă, produse vegetale, alimente, actualmente o gamă largă de

probe biologice, atât solide, cât şi lichide pot fi analizate prin ICP-MS (de

exemplu: sânge, urină, plasmă, ser, fluide interstiţiale, organe interne, dinte, păr,

oase şi chiar celule).

1.5.3. Inocuitatea produselor alimentare

Valoarea igienică denumită inocuitate este componenta calitativă ce

vizează siguranţa şi securitatea consumatorului de alimente (Zara, 2006). Starea

de sănătate a consumatorilor este asigurată dacă aceştia consumă în primul rând

alimente salubre care nu conţin factori care ar produce îmbolnăviri. Calitatea

igienică este influenţată de contaminarea microbiologică sau cu alte oganisme, de

contaminarea sau poluarea chimică şi de toxicitatea naturală a produselor

alimentare.

Substanţele nocive din alimente pot proveni din surse şi cauze multiple

(Zara, 2006):

- constituenţi naturali ai unor alimente cum sunt: toxinele ciupercilor

otrăvitoare, amigdalina din sâmburii unor fructe, solanina în cartofii încolţiţi,

alcaloizii toxici din unele plante, ovidina din albuşul crud;

- substanţe formate în alimente prin degradarea substanţelor nutritive

(proteine, lipide, glucide) sub acţiunea enzimelor proprii sau a enzimelor

elaborate de microorganisme de alterare sau prin prelucrări industriale sau

culinare necorespunzătoare: amine, biogene, nitrozamine, acizi, alcooli, aldehide,


51

cetone, peroxizi, compuşi Maillard etc.;

- toxine sintetizate de unele mucegaiuri şi bacterii: micotoxine, toxine

(stafilococică, botulinică etc.);

- substanţe chimice ajunse în alimente: metale şi metaloizi toxici, reziduuri

de pesticide, azotiţi, hidrocarburi policiclice aromate, monomeri toxici din mase

plastice etc.

- aditivi alimentari nepermişi sau utilizarea exagerată a celor permişi în

scopul prevenirii alterării pentru îmbunătăţirea însuşirilor senzoriale: conservanţi,

antioxidanţi, coloranţi, aromatizanţi, emulgatori etc.

În continuare se vor face câteva consideraţii, precizări în legătură cu

contaminarea produselor alimentare cu substanţe chimice periculoase, mai precis

despre contaminarea cu metale grele, nitriţi şi nitraţi şi pesticide.

Contaminarea cu metale grele a produselor alimentare de origine vegetală se

face prin intermediul solului şi atmosferei, mai ales în condiţiile în care culturile

agricole se află în vecinătatea unor surse de poluare cu metale grele (centrale

energetice, întreprinderi industriale, ape reziduale orăşeneşti, căi de transport

intens circulate etc.). Toxicitatea metalelor grele este influenţată, în special, de

solubilitatea acestora. Metalele grele cele mai toxice care pot contamina

produsele alimentare sunt: mercurul, cadmiul, plumbul, cuprul, staniul, zincul,

arsenul. Limitele maxime admisibile de metale grele în diferite tipuri de alimente

sunt prezentate în tabelul 1.2.

Nitraţii şi nitriţii sunt componenţi naturali ai solului, proveniţi din

mineralizarea azotului organic sau amoniacal de origine vegetală sau animală de

către microrganismele existente în sol. Cea mai mare parte dintre nitriţii şi nitraţii

sunt absorbiţi de rădăcinile plantelor şi servesc ca nutrienţi, cealată parte este

antrenată de apele de suprafaţă şi de cele care percolează solul, regăsindu-se în

apele de suprafaţă sau în apele freatice. În mod natural între nitraţii din

alimentaţia omului şi nitriţii din sol, apă şi plante se stabileşte un echilibru.

Victor-Viorel Safta

52

Tabelul 1.2. Limitele maxime admisibile de metale grele în diferite tipuri de alimente

(Zara, 2006)

Utilizarea intensivă în agricultură a îngrăşămintelor azotoase organice sau

sintetice îmbogăţeşte anormal solul în nitriţi sau nitraţi, aceştia acumulându-se în

plantele cultivate la niveluri dăunătoare pentru consumatorii umani. Prin

intermediul furajelor şi al apei, cantităţi anormale de nitriţi şi nitraţi pot ajunge în

Alimente

Limitele maxime admisibile de metale grele

în alimente [mg/kg]

As Cd Pb Zn Cu Sn

Lapte 0,1 0,01 0,2 5 0,5

Brânzeturi 0,15 0,05 0,6 30 3

Brânzeturi topite 0.3 0,05 0,4 40 3

Ouă 0,1 0,01 0,5 30 2

Pâine 0,2 0,05 0,5 20 3

Suc de roşii 0,15 0,03 1 20 10 150

Must de struguri 0,1 0,01 0,15 10 10

Boia de ardei 0,2 0,03 1 50 10

Supe concentrate 0,2 0,02 1 30 10 100

Produse de caramelaj 0,2 0,01 1 15 10 25

Produse de ciocolaterie 0,2 0,01 1 25 15 35

Produse de cofetărie 0,1 0,01 0,5 10 15 25

Halva 0,2 0,01 1 60 20 25

Cacao pudră 0,2 0,01 1 70 50 25

Băuturi alcoolice naturale nedistilate 0,05 0,01 0,1 5 1

Băuturi alcoolice naturale distilate 0,05 0,01 0,3 5 5

Băuturi alcoolice industriale 0,05 0,01 0,1 5 1

Băuturi racoritoare 0,05 0,01 0,3 5 1


53

organismul animalelor şi de aici, prin consumul de carne sau produse animale, în

alimentaţia omului.

De menţionat că nitriţii şi nitraţii mai sunt utilizaţi ca aditivi alimentari în

preparate de carne şi uneori în laptele destinat producţiei de brânzeturi, pentru

ameliorarea însuşirilor senzoriale şi prelungirea duratei de păstrare (Zara, 2006).

Astfel se previne alterarea precoce produsă în special de bacteriile coliforme şi

mai ales balonarea târzie a brânzeturilor maturate datorată bacteriilor din genul

Clostridium. Limitele maxime admisibile de nitraţi şi nitriţi în produsele alimentare

sunt: pentru nitratul de sodiu/potasiu (E251/E252) 250 mg/kg pentru carne şi

produse din carne şi 50 mg/kg pentru lapte şi produse lactate, iar pentru nitritul

de sodiu/potasiu (E249/E250) 70 mg/kg pentru carne şi produse din carne şi

nu este admis pentru lapte şi produse lactate. Riscul formării de nitrozamine a

adus în actualitate problema revizuirii acestor valori limită în sensul reducerii lor.

Prezenţa pesticidelor în produsele alimentare de origine vegetală este

rezultatul contaminării acestora din atmosferă, apă şi sol. În atmosferă

pesticidele sunt prezente din cauza faptului că ele sunt administrate aerian,

precum şi datorită volatilizării pesticidelor de pe suprafaţa solului şi a plantelor.

Legarea pesticidelor în sol este determinată de forţe Van-der-Waals, legături de

hidrogen, legături hidrofobe, prin absorbţie chimică şi prin schimb ionic (Zara,

2006). O parte din pesticidele cade pe sol unde sunt solubilizate de apele din

precipitaţii şi sunt antrenate pe suprafaţa sau în profunzimea solului unde sunt

biodegradate, sunt antrenate în apele subterane sau sunt absorbite de sistemul

reticular al plantelor. Gradul de migraţie din sol în plante depinde de cantitatea

iniţială de pesticide, de proprietăţile acestora şi de tipul de plante. În organismul

animalelor pesticidele pot pătrunde pe cale respiratorie, pe cale cutanată şi pe cale

orală. De menţionat că odată cu creşterea eficacităţii pesticidelor faţă de

dăunători se măresc factorii de risc pentru animalele cu sânge cald. Atunci când

se folosesc combinaţii de pesticide apar situaţii când toxicitatea combinaţiei

Victor-Viorel Safta

54

creşte de 5-10 ori faţă de toxicitatea componentelor (Zara, 2006). Dintre cele

mai periculoase pesticide din punct de vedere al contaminării alimentelor,

pesticidele organoclorurate se acumulează selectiv în organismul animal, ordinea

descrescândă fiind: ţesutul gras mesenteric, ţesutul gras depozitar, ţesutul gras

peririnal şi apoi ţesutul muscular. La rumegătoare se observă o acumulare mai

accentuată decât la porcine. Furajele concentrate (cereale, şroturi, sfecla) sunt

responsabile de o acumulare importantă de pesticide. De menţionat că reducerea

cantităţii de organoclorurate din organismul animal se face numai după 3- 4

săptămâni.

2. Evaluarea riscurilor de mediu în procesele chimice

55

II. EVALUAREA RISCURILOR DE MEDIU ÎN

PROCESELE CHIMICE

Anca Mădălina Dumitrescu

2.1. INTRODUCERE

Mediul înconjurător are o imensă capacitate de regenerare. Din păcate,

activităţile umane, tot mai numeroase şi agresive, conduc la efecte negative din

ce în ce mai greu de contracarat. Contaminarea mediului cu substanţe chimice

periculoase se realizează din cauza emanaţiilor în atmosferă, a deversărilor în

cursurile de apă (voluntare sau involuntare), a depozitării deşeurilor în sol.

Această agresiune împotriva mediului îşi pune amprenta asupra calităţii vieţii şi

evoluţiei umane.

Industria chimică poate reprezenta un pericol pentru mediu din cauza

numărului foarte mare de substanţe periculoase vehiculate în procesele chimice,

a reacţiilor chimice care prezintă un anumit grad de risc şi chiar din cauza

produşilor industriei chimice care, după întrebuinţare, pot deveni deşeuri cu

impact major asupra mediului. De aceea a apărut necesitatea elaborării unei

metodologii de evaluare calitativă şi cantitativă a riscului pe care îl implică


56

procesele chimice şi instalaţiile industriale, precum şi de estimare a impactului

lor asupra mediului. Acest impact poate să se refere la efectele unui accident

chimic sau termic, precum şi la efectele activităţii industriale normale.

Accidentele industriale majore care implică substanţe chimice periculoase

reprezintă o ameninţare semnificativă pentru om şi mediul înconjurător. Mai

mult, astfel de accidente cauzează pierderi economice uriaşe şi perturbă creşterea

durabilă a economiei. Cu toate acestea, utilizarea unor cantităţi mari de substanţe

chimice periculoase este inevitabilă în unele sectoare industriale care sunt vitale

pentru o societate modernă industrializată. Pentru minimizarea riscurilor

asociate sunt necesare măsuri care să asigure pregătirea şi acţiunile potrivite

pentru ca asemenea accidente să poată fi evitate.

În Europa, accidentul catastrofal din oraşul italian Seveso (1976) a

determinat adoptarea legislaţiei privind prevenirea şi controlul unor astfel de

accidente. Aşa-numita directivă Seveso (Directiva 82/501/CEE) a fost

modificată ulterior avînd în vedere lecţiile învăţate din accidente ulterioare, cum

ar fi Bhopal, Toulouse sau Enschede rezultând o nouă directivă SevesoII

(Directiva 96/82 / CE). În 2012 Seveso III (Directiva 2012/18 / UE) a fost

adoptată luând în considerare, printre altele, schimbările din legislaţia Uniunii

privind clasificarea substanţelor şi a drepturilor sporite pentru cetăţeni de a

accesa informaţii.

Directiva se aplică acum în mai mult de 10 000 de unităţi industriale din

Uniunea Europeană în care sunt utilizate, manipulate sau depozitate substanţe

periculoase în cantităţi mari, în principal în industria chimică, petrochimică,

logistică şi sectoarele metalurgice. Având în vedere rata foarte ridicată de

industrializare din Uniunea Europeană, Directiva Seveso a contribuit la o

reducere a frecvenţei accidentelor majore.

Legislaţia europeană privind produsele chimice s-a schimbat în ultimii ani

odată cu introducerea a patru regulamente care asigură libera circulaţie a


57

produselor chimice în Uniunea Europeană şi un nivel înalt de protecţie pentru

sănătatea oamenilor şi mediu:

• REACH – Înregistrarea, evaluarea, autorizarea şi restricţionarea

substanţelor chimice;

• CLP – Clasificarea, etichetarea şi ambalarea substanţelor chimice

periculoase;

• BPR – Regulamentul privind produsele biocide;

• PIC – Procedura de consimţământ prealabil în cunoştinţă de cauză în

comerţul internaţional cu produse chimice şi pesticide periculoase.

Regulamentul CLP este obligatoriu începând cu 1 Decembrie 2010 pentru

substanţe şi cu 1 Iunie 2015 pentru amestecuri. Substanţele şi amestecurile

plasate pe piaţă înainte de aceste date şi care au vechile etichete pot fi utilizate

pentru încă doi ani după 1 Decembrie 2010 şi, respectiv, 1 Iunie 2015. Până în

2017 toate etichetele produselor vor trebui să aibă noile pictograme de pericol.

Actualizată la 15 Septembrie 2015, baza de date REACH conţine

13441 substanţe şi conţine informaţii din 51920 dosare.

REACH – Regulamentul privind înregistrarea, evaluarea,

autorizarea şi restricţionarea substanţelor chimice

REACH este o reglementare a UE adoptată pentru îmbunătăţirea

protecţiei sănătăţii umane şi a mediului împotriva riscurilor apărute din cauza

substanţelor chimice, concomitent cu îmbunătăţirea competitivităţii industriei

chimice din UE. Promovează de asemenea metode alternative pentru evaluarea

riscului substanţelor în scopul de a reduce numărul de teste pe animale. REACH

se referă la înregistrarea, evaluarea, autorizarea şi restricţionarea substanţelor

chimice.

Identificarea substanţelor


58

Identificarea substanţei este procesul prin care se stabileşte identitatea unei

substanţe. Identificarea exactă a unei substanţe este o condiţie prealabilă pentru

majoritatea proceselor REACH, CLP şi BPR. Concret, aceasta permite

pregătirea eficientă şi corectă a înregistrărilor REACH comune şi asigură date de

testare adecvate pentru substanţa înregistrată în temeiul REACH. Astfel, se

poate efectua o evaluare temeinică a pericolelor şi riscurilor asociate substanţei

înregistrate.

Identitatea unei substanţe poate fi descrisă prin:

• denumire chimică – de exemplu, benzen;

• un număr – de exemplu, numărul CE 200-753-7; şi

• compoziţie chimică – de exemplu, > 99 % benzen şi < 1 % toluen.

Compoziţia se determină prin analiză chimică.

Înregistrare

Întreprinderile au obligaţia de a aduna informaţii despre proprietăţile şi

utilizările substanţelor pe care le produc sau le importă în cantităţi mai mari de o

tonă pe an. Ele trebuie, de asemenea, să evalueze pericolele şi eventualele riscuri

pe care le prezintă substanţa.

Aceste informaţii sunt transmise la ECHA cu ajutorul dosarului de

înregistrare, care conţine informaţii despre pericole şi, acolo unde este relevant,

o evaluare a eventualelor riscuri pe care le implică utilizarea substanţei şi modul

în care trebuie controlate aceste riscuri.

Înregistrarea se face pentru substanţe ca atare, substanţe în amestecuri şi,

în anumite cazuri, substanţe în articole. Substanţele chimice care sunt deja

reglementate prin alte acte legislative, cum ar fi medicamentele sau substanţele

radioactive, sunt exceptate parţial sau integral de la cerinţele REACH.

Evaluare

ECHA şi statele membre evaluează informaţiile prezentate de către

întreprinderi, pentru a analiza calitatea dosarelor de înregistrare şi propunerile de


59

testare şi pentru a se stabili dacă o anumită substanţă reprezintă un risc pentru

sănătatea umană sau pentru mediu.

Evaluarea în conformitate cu REACH se concentrează pe trei direcţii

diferite:

• Examinarea propunerilor de testare prezentate de solicitanţii înregistrării

• Verificarea conformităţii dosarelor prezentate de solicitanţii înregistrării

• Evaluarea substanţelor

După ce se face evaluarea, în cazul în care se consideră necesar,

solicitanţilor le pot fi cerute informaţii suplimentare privind substanţa.

Autorizare

Procedura de autorizare are scopul de a garanta că riscurile care decurg din

utilizarea substanţelor care prezintă motive de îngrijorare deosebită sunt

controlate corespunzător şi că aceste substanţe sunt substituite progresiv cu

alternative adecvate asigurând buna funcţionare a pieţei interne a UE.

Substanţele cu următoarele proprietăţi de pericol pot fi identificate ca

substanţe care prezintă motive de îngrijorare deosebită (Substances of Very

High Concern - SVHC).

Substanţele care îndeplinesc criteriile de clasificare ca fiind cancerigene,

mutagene sau toxice pentru reproducere (Carcinogenic, Mutagenic, or toxic for

Reproduction - CMR).

Substanţele care sunt persistente, bioacumulative şi toxice (Persistent,

Bioaccumulative and/or Toxic chemicals - PBT) în conformitate cu

Regulamentul REACH.

Substanţe identificate de la caz la caz, pentru care există dovezi ştiinţifice

de efecte grave probabile ce provoacă un nivel de îngrijorare echivalent cu

substanţele CMR sau PBT/vPvB - (very) Persistent, (very) Bioaccumulative

and/or Toxic chemicals.


60

După un proces de reglementare în două etape, SVHC pot fi incluse în

lista substanţelor autorizate, făcând obiectul autorizării. Aceste substanţe nu pot

fi introduse pe piaţă sau utilizate decât dacă a fost acordată o autorizaţie pentru

utilizarea lor specifică.

Restricţionări

Restricţionările sunt un mijloc de protecţie a sănătăţii umane şi a mediului

împotriva riscurilor inacceptabile la care le expun produsele chimice.

Restricţionările pot limita sau interzice producerea, introducerea pe piaţă sau

utilizarea unei substanţe. O restricţionare este aplicabilă oricărei substanţe ca

atare, aflată într-un amestec sau într-un articol, inclusiv acelora care nu necesită

înregistrare. Se poate aplica şi importurilor.

Oricine poate transmite observaţii cu privire la o propunere de

restricţionare a unei substanţe. ECHA lucrează cu experţi din statele membre

pentru a oferi avize ştiinţifice la orice restricţionare propusă, avize care vor ajuta

Comisia Europeană, împreună cu statele membre, să ia decizia finală.

Clasificarea, etichetarea şi ambalarea substanţelor şi a amestecurilor CLP

Reglementările CLP asigură că pericolele prezentate de substanţele

chimice sunt clar comunicate lucrătorilor şi consumatorilor din Uniunea

Europeană prin clasificarea şi etichetarea substanţelor chimice. Ele au intrat în

vigoare în ianuarie 2009, iar metoda de clasificare şi etichetare pe care a

introdus-o este bazată pe sistemul universal armonizat al ONU.

CLP reprezintă clasificare, etichetare, ambalare. Înainte de a pune pe piaţă

o substanţă chimică, producătorul trebuie să stabilească riscurile potenţiale

asupra sănătăţii umane şi a mediului, clasificându-le în funcţie de riscurile

identificate. Substanţele periculoase trebuie de asemenea să fie etichetate.

Datorită acestui proces, riscurile legate de substanţele chimice sunt comunicate

pe etichete prin expresii şi pictograme standardizate. De exemplu, când un


61

producător identifică un compus ca ”toxic acut de categoria 1” etichetarea va

include expresia de risc “fatal dacă este înghiţit” cuvântul ”periculos” şi o

pictogramă.

Schimbările sunt introduse treptat. Aceasta înseamnă că, pentru o

perioadă limitată de timp, etichetele conform DPD şi CLP pot fi folosite în

paralel pentru produsele plasate pe piaţă (deşi nu pe aceeaşi etichetă privind

pericolul). Până în 2017 (pentru amestecuri), etichetele tuturor produselor vor

trebui să afişeze “noile” pictograme de pericol.

De la 1 iunie 2015, pe baza clasificării se furnizează cel puţin următoarele

elemente care trebuie să figureze pe etichetă, în conformitate cu Regulamentul

(CE) nr. 1272/2008: pictogramă (pictograme) de pericol, cuvânt (cuvinte) de

avertizare, frază (fraze) de hazard şi, frază (fraze) de precauţie.

Simbolurile portocalii, de pericol, se înlocuiesc cu pictograme noi,

încadrate în chenar roşu. Vechiul sistem conţinea şapte simboluri. Conform

CLP, au fost introduse nouă pictograme.

Pictogramele de pericol sunt:

coroziv, poate provoca arsuri grave ale pielii şi

leziuni ale ochilor

periculoasă pentru mediu şi cauzează toxicitate pentru

mediul acvatic

gaz sub presiune, pericol de explozie în caz de

încălzire

prezintă toxicitate acută, cauzează sensibilizarea

explozivi, substanţe autoreactive peroxizi

gaze inflamabile, aerosoli inflamabili, lichide şi solide


62

pielii, iritarea pielii sau iritarea ochilor, iritant al

căilor respiratorii

organici care pot provoca explozie în caz de încălzire

inflamabile

gaze, solide şi lichide oxidante, care pot provoca

sau agrava un incendiu sau o explozie

poate fi mortală sau nocivă în caz de înghiţire sau atunci

când pătrunde în căile respiratorii

prezintă toxicitate acută

Figura 2.1. Pictogramele de pericol

Fraza de pericol (frază H) este o frază alocată unei clase şi categorii de

pericol care descrie natura pericolelor prezentate de o substanţă sau de un

amestec periculos de substanţe, inclusiv, atunci când este cazul, gradul de

periculozitate.

Există o relaţie între noile fraze H şi vechile fraze R, însă nu există o

corespondenţă directă între acestea. În principiu, noile fraze sunt mai specifice

sau mai detaliate decât cele vechi.

Tabelul 2.1. Fraze de pericol

Numerele codurilor frazelor de pericol

H200-H299 Pericole fizice

H300-H399 Pericole pentru sănătate

H400-H499 Pericole pentru mediul înconjurător

Frază de precauţie (frază P) reprezintă o frază care descrie măsura

recomandată pentru a minimiza sau pentru a preveni apariţia efectelor adverse

rezultate din expunerea la o substanţă sau la un amestec periculos, ca rezultat al

utilizării sau eliminării;


63

Setul complet de fraze de pericol relevante pentru fiecare clasă de pericol

şi categorie/diferenţiere este enumerat pe baza codului alfanumeric în tabelele

care indică elementele de etichetare necesare pentru fiecare clasă de pericol.

Trebuie evitată duplicarea şi redundanţa.

Tabelul 2.2. Fraze de precauţie

Numerele codurilor frazelor de precauţie

P100 – P199 General

P200 – P299 Prevenire

P300 – P399 Intervenţie

P400 – P499 Depozitare

P500 – P509 Eliminare

Regulamentul privind produsele biocide

Întreprinderile trebuie să solicite aprobarea unei substanţe active prin

depunerea unui dosar la ECHA. Substanţele active trebuie aprobate înainte de

autorizarea unui produs biocid care le conţine.

Substanţele active sunt mai întâi evaluate de autoritatea competentă din

statul membru evaluator, iar rezultatele evaluărilor se transmit Comitetului

pentru produse biocide al ECHA, care întocmeşte un aviz în termen de 270 de

zile. Avizul serveşte ca bază pentru adoptarea de către Comisia Europeană a

deciziei privind aprobarea produsului. Aprobarea unei substanţe active se acordă

pentru o perioadă definită, nu mai mare de zece ani, şi poate fi reînnoită.

BPR introduce criterii formale de excludere şi de înlocuire, care se aplică la

evaluarea substanţelor active.


64

După aprobarea unei substanţe active, întreprinderile care doresc să

introducă produse biocide pe piaţa unui stat membru trebuie să solicite

autorizarea produselor.

Regulamentul privind procedura de consimţământ prealabil în

cunoştinţă de cauză

Regulamentul privind procedura de consimţământ prealabil în cunoştinţă

de cauză (Regulamentul PIC) reglementează importul şi exportul anumitor

produse chimice periculoase şi impune obligaţii întreprinderilor care

intenţionează să exporte astfel de produse în ţările din afara UE.

Regulamentul PIC cuprinde trei seturi de dispoziţii în legătură cu exportul

produselor chimice:

Produsele chimice menţionate în lista din anexa I a regulamentului fac

obiectul procedurii de notificare a exportului şi cerinţei de consimţământ

explicit. Această listă este actualizată cu regularitate ca urmare a măsurilor de

reglementare în temeiul legislaţiei UE, precum şi a evoluţiilor în temeiul

Convenţiei de la Rotterdam.

Produsele chimice menţionate în lista din anexa V a regulamentului sunt

interzise la export.

Toate produsele chimice care sunt supuse exportului trebuie să respecte

normele privind ambalarea şi etichetarea în conformitate cu Regulamentul CLP.

Fişele tehnice de securitate

Fişa tehnică de securitate este un document acceptat internaţional pentru

comunicarea informaţiilor privind pericolelele şi riscurile pe care le prezintă o

substanţă sau un preparat chimic, precum şi măsurile ce trebuie luate pentru

reducerea sau eliminarea acestora. Aşadar, fişa tehnică de securitate este

documentul care trebuie să însoţească orice livrare de substanţe şi preparate


65

chimice. Fişele tehnice de securitate nu au un format fix. Complexitatea lor va fi

în concordanţă cu periculozitatea substanţei sau amestecului şi cantitatea de

informaţii de care se dispune. Informaţiile conţinute în Fişa tehnică de securitate

stau la baza tuturor demersurilor de evaluare a riscului.

Fişa cu date de securitate include 16 titluri, conţinând toate informaţiile

relevante despre substanţă sau amestec, precum şi despre modul sigur de

manipulare, depozitare şi transport.

1. Identificarea substanţei/amestecului şi a societăţii/întreprinderii

2. Identificarea pericolelor

3. Compoziţie/informaţii privind componenţii

4. Măsuri de prim ajutor

5. Măsuri de combatere a incendiilor

6. Măsuri de luat în caz de dispersie accidentală

7. Manipularea şi depozitarea

8. Controale ale expunerii/protecţia personală

9. Proprietăţile fizice şi chimice

10. Stabilitate şi reactivitate

11. Informaţii toxicologice

12. Informaţii ecologice

13. Consideraţii privind eliminarea

14. Informaţii referitoare la transport

15. Informaţii de reglementare

16. Alte informaţii


66

2.2. EVALUAREA RISCULUI OCUPAŢIONAL

Evaluarea riscurilor chimice

Evaluarea pericolului înseamnă evaluarea proprietăţilor intrinseci ale

substanţelor. Nu ar trebui să fie confundată cu evaluarea riscului care leagă un

pericol dat cu expunerea reală a oamenilor sau mediului la substanţa sau

amestecul care reprezintă pericolul.

Evaluarea riscurilor este o condiţie prealabilă pentru orice activitate de

prevenire a riscurilor chimice. Bine realizată, aceasta ar trebui să stea la baza

construirii unui plan de acţiuni preventive. Pentru a fi eficientă, trebuie să fie

reînnoită în mod regulat, în special la fiecare schimbare semnificativă în

procesele de lucru. Evaluarea riscurilor are loc în 3 etape:

I. identificarea produselor utilizate şi trecerea în revistă a pericolului legat

de ele printr-un inventar

II. analizarea utilizării acestora pentru a evalua condiţiile de expunere

III. ierarhizarea riscurilor pentru priorităţile de acţiune şi elaborarea unui

plan de acţiune

Figura 2.2. Evaluarea riscurilor

Referitor la riscul chimic, procedura de evaluare este adesea dificilă din

cauza multitudinii de agenţi chimici şi preparate utilizate, precum şi a


67

necunoaşterii pericolelor pe care le prezintă aceştia. Perceperea riscului chimic

este şi mai dificilă în întreprinderile mici a căror activitate necesită utilizarea de

produse chimice, fără ca acestea să fie înregistrate ca având activitate în

domeniul chimiei.

Riscul nu se limitează numai la incinta întreprinderii ci se extinde şi în

vecinătatea acesteia, apropiată sau îndepărtată, din cauza impactului pe care

activităţile întreprinderii îl pot avea asupra mediului: explozie, incendiu, poluarea

aerului şi a pânzelor freatice.

Diferitele proceduri elaborate au făcut obiectul verificărilor. Au fost

realizate evaluări de risc de către experţi şi rezultatele au fost comparate cu cele

oferite de metodă.

Inventarierea produselor este etapa cea mai importantă, deoarece

condiţionează calitatea demersului de evaluare a riscurilor. Inventarierea

produselor chimice şi a materiilor prime, inclusiv a produselor intermediare,

trebuie să fie cât mai cuprinzătoare. La încheierea acestei etape se va întocmi

lista completă a produselor şi materialelor folosite în întreprindere.

Cu ocazia acestui inventar, produsele expirate sau neutilizate de un anumit

timp vor fi eliminate. Datele colectate în timpul acestei etape sunt următoarele:

• Indicaţii cu privire la produs sau numele produsului

• Cantitatea utilizată (pe an/lună, sau până în momentul respectiv)

• Frecvenţa de utilizare

• Zona de lucru unde este utilizat produsul

• Informaţii furnizate de etichete privind pericolele

• Informaţii furnizate de fişa cu date de securitate

Clasificarea amestecurilor – se utilizează datele experimentale obţinute

pentru amestec atunci când acestea sunt disponibile. Dacă nu există asemenea

date, pot fi aplicate principiile de corelare. Ele iau în consideraţie datele


68

experimentale pentru componenţii amestecului şi le folosesc pentru a clasifica

amestecul. Dacă nu există deloc date experimentale, iar principiile de corelare nu

pot fi aplicate, vor fi utilizate datele de pericol pentru fiecare component al

amestecului pentru a estima pericolul amestecului.

Ierarhizarea riscurilor potenţiale

Având în vedere numărul mare de produse şi materii prime utilizate într-o

întreprindere este necesar să se ierarhizeze riscurile prin stabilirea de priorităţi,

identificând mai întâi produsele cele mai periculoase. Ierarhizarea produselor

identificate în timpul inventarierii trebuie să ia în calcul pericolele (expunerea

potenţială pentru sănătate), potenţialul de aprindere (incendiu, explozie) şi

impactul asupra mediului.

Este recomandat să se clasifice priorităţile de evaluare pe un grup de

expunere omogenă (GEO), pentru a organiza faza următoare, evaluarea

riscurilor. Un GEO corespunde unui ansamblu de persoane, de locuri de muncă

sau de sarcini de muncă pentru care se estimează că expunerea este de aceeaşi

natură şi intensitate.

Constituirea GEO se poate efectua în funcţie de:

• agentul chimic

• postul de lucru

• procedeu

Evaluarea efectivă a riscurilor

Această etapă constă în evaluarea într-o manieră simplificată a riscurilor

reale, ţinând cont de efectele asupra sănătăţii, securităţii şi mediului. Acest

demers necesită colectarea unui număr mai mare de informaţii decât cele

adunate în fazele anterioare, în special privind condiţiile de utilizare a diferiţilor

agenţi chimici.


69

În vederea optimizării timpului acordat acestei etape, evaluarea riscului

unui GEO poate să facă referire, într-o primă fază, numai la produsele care

prezintă riscul potenţial cel mai ridicat.

Evaluarea riscului se bazează pe analiza muncii reale şi a condiţiilor de

operare. Ea necesită deci identificarea diferitelor sarcini efectuate de angajaţii

care aparţin unui GEO. În general este vorba de o estimare a riscului rezidual

asociat unei sarcini, care să ţină cont de:

• pericolele agenţilor chimici

• proprietăţile fizico-chimice

• condiţiile de utilizare

• mijloacele de prevenire

Plecând de la aceste informaţii se calculează un punctaj pentru fiecare

cuplu (agent chimic - sarcină). Acest punctaj permite apoi caracterizarea riscului

inerent sarcinii şi, în continuare, prin adunarea punctajelor, caracterizarea riscului

unui GEO.

Acest demers nu se referă la evaluarea riscurilor legate de evenimente

accidentale, acestea fiind estimate conform unei abordări probabilistice mult mai

complexe. Evaluarea riscurilor ţine cont de:

• Proprietăţile periculoase (regăsite pe etichetă) ale substanţelor cu care se

lucrează;

• Informaţiile puse la dispoziţie de furnizor referitoare la substanţe, cum ar fi

fişele tehnice cu date de securitate; la cerere, se pot obţine informaţii şi

despre substanţele periculoase pentru care legea nu-l obligă să furnizeze fişele

tehnice cu date de securitate;

• Nivelul (concentraţie), tipul (inhalare, cutanată) şi durata (frecvenţa)

expunerii;


70

• Condiţiile în care se desfăşoară lucrul în prezenţa unor astfel de agenţi,

inclusiv cantităţile acestora;

• Valorile limită de expunere profesională (VLE) sau valorile limită biologice

naţionale (VLB);

• Efectul măsurilor preventive luate, sau care urmează să fie luate;

• Concluziile care rezultă în urma supravegherii stării de sănătate deja efectuate,

atunci când sunt disponibile.

Efectele substanţelor periculoase asupra oamenilor

În evaluarea probabilităţii de supravieţuire în timpul unui accident survenit

într-o instalaţie chimică este important să se ia în considerare următorii factori:

• informaţii anterioare accidentului

• informaţii despre desfăşurarea accidentului

• timpul de reacţie al personalului

• procedurile de urgenţă implementate

• timpul de evacuare şi distanţa până la un loc sigur

• tipul de pericol (gaz toxic, radiaţie termică, explozie etc.)

• protecţia şi atenuarea efectelor (ecranare sau reflecţie)

• nivelul de afectare ca funcţie de timp

• timpul total de expunere

Din punctul de vedere al toxicităţii, cel mai răspândit indicator este LC50,

respectiv concentraţia de poluant care este letală pentru 50% din populaţie după

o anumită perioadă de timp (de regulă 14 zile). LC50 este specific pentru fiecare

specie în parte (şoarece, peşte) şi este determinat prin teste standard de toxicitate

de-a lungul unei perioade de timp (adesea sub 24 h). Totuşi, deoarece

ecosistemele includ specii cu susceptibilităţi diferite la diverse chimicale, este

necesar să se testeze mai mult decât o singură specie, iar testele să fie repetate


71

periodic. În general, indicatorul LC50 este specificat în fişa substanţei

periculoase.

De regulă, LC50 este exprimat în mg substanţă/L aer sau în ppm

(1 ppm = 1 cm3 de gaz conţinut în 1 m3 de aer, sau poate fi determinat din

exprimarea în mg/m3 dacă se cunoaşte densitatea gazului). Pe lângă toxicitate,

sunt luate în considerare persistenţa şi modul de răspândire, atât pentru

substanţele pure, cât şi pentru soluţii sau amestecuri. S-a ajuns astfel la un set

amplu de proprietăţi şi indicatori de risc ai substanţelor, precum şi la sisteme

multiple de clasificare. De exemplu, CMA reprezintă concentraţia maxim admisă

a unei substanţe care se prezintă sub formă gazoasă, de vapori sau materie

suspendată, care nu este vătămătoare pentru sănătatea personalului şi nu

provoacă nici o neplăcere, chiar şi în cazul unei expuneri prelungite şi repetate.

Emisia necontrolată de poluant reprezintă eliberarea în mediu a unei

substanţe toxice pentru oameni şi mediu ca urmare a unui accident. Din locul

din care este eliberată, loc denumit sursă de poluare, substanţa se răspândeşte în

mediu până la mari distanţe, treptat fiind preluată de acesta. Pentru estimarea

efectelor unui poluant trebuiesc urmăriţi următorii parametri:

- nivelul de concentraţie la diferite distanţe de sursă, respectiv concentraţia

de poluant la o distanţă specificată în raport cu sursa (câmpul de concentraţie)

- zona critică în care concentraţia depăşeşte un prag admis (distanţa de

acţiune a toxicului)

Pentru a estima efectele unui agent de risc este necesar să existe

posibilitatea de a cuantifica expunerea, din punctul de vedere al intensităţii,

duratei de expunere şi a consecinţelor. Aceasta este de obicei realizată printr-o

estimare a dozei primite şi a comparării cu datele experimentale prelucrate

statistic. Criteriile de vulnerabilitate pot fi stabilite pentru a determina nivelurile

dozei de expunere care au consecinţe specifice. Criteriile furnizează pragul peste


72

care este necesară protecţia pentru a preveni afectarea funcţiilor necesare unui

individ pentru a se pune în siguranţă.

Există două căi de abordare pentru determinarea efectelor dozei primite:

folosirea funcţiilor Probit şi determinarea dozei nocive (aplicată în cazul

riscurilor toxice sau termice).

Funcţiile Probit

Funcţiile Probit iau în consideraţie variaţia toleranţei la efecte nocive,

pentru o populaţie expusă. Rata de deces a personalului expus la agenţi nocivi pe

o perioadă de timp poate fi calculată utilizând funcţiile Probit care iau, în mod

obişnuit forma:

1 2Y k k ln V

în care, Y este probit (cu un domeniu de valori între 2,67 – 8,09

reprezentând fatalitate între 1 – 99,9%), o măsură a procentajului resurselor

vulnerabile care pot suferi daune. Probabilitatea de deces poate fi astfel

determinată prin evaluarea lui Y pe o diagramă de transformare Probit ca cea a

lui Finney (1971).

k1 şi k2 sunt constante

V - este produsul intensităţii sau concentraţiei compusului toxic la un

exponent n cu timpul de expunere (exprimat în secunde sau minute).

Concentraţia poate fi exprimată în părţi pe milion (ppm) sau miligrame pe

metru cub (mg/m3). Probiturile pot fi obţinute pentru aproape orice agent

periculos.


73

Figura 2.3. Curba de legatură Y = f (P) între variabila Probit Y şi probabilitatea P (%)

de apariţie a evenimentului (după AIChE, 2000).

Tabelul 2.3. Constante Probit pentru gaze toxice (conform Lees (2005) şi efectele

estimate ale dozelor

Substanţa k1 k2 n LC1 (ppm) LC50 (ppm)

5 min 30 min 5 min 30 min

Acroleină -9.93 2.05 1.0 93 16 291 48

Amoniac -35.9 1.85 2.0 15057 6147 28264 11539 Benzen -109.78 5.3 2.0 18096 7388 22545 9204 Monoxid de carbon

-37.98 3.7 1.0 11810 1968 22169 3695

Clor -8.29 0.92 2.0 173 71 613 250 Acid clorhidric -16.85 2.0 1.0 3464 577 11106 1851 Hidrogen sulfurat

-31.42 3.008 1.43 897 256 1543 441

Dioxid de azot -13.79 1.4 2 160 65 367 150 Fosgen -19.27 3.686 1.0 77 13 145 24 Dioxid de sulf -15.67 2.1 1.0 1241 207 3764 627 Toluen -6.794 0.41 2.5 5352 2614 51965 25377 Acid fluorhidric -35.87 3.354 1.0 19652 3260 39184 6531 Acid cianhidric -29.42 3.008 1.43 564 161 969 277

Analiza Probit este o metodologie aproximativă, dar permite cuantificarea

consecinţelor expunerii. Trebuie ţinut seama însă că probabilitatea estimată

pentru deces poate varia semnificativ pentru acelaşi compus toxic, în funcţie de


74

alegerea ecuaţiei Probit. De asemenea, trebuie acordată atenţie la alegerea

unităţilor de măsură potrivite pentru ecuaţia folosită.

Determinarea dozei nocive

Nivelul specificat de toxicitate (SLOT) sau probabilitatea semnificativă a

morţii (SLOD) sunt abordările alternative pentru estimarea nivelului de fatalitate

la expunerea la un agent toxic.

Abordarea SLOT este descrisă de Turner şi Fairhurst (1993) şi implică

utilizarea datelor de toxicitate disponibile, care sunt apoi extrapolate pentru

utilizarea pe om. Doza estimată este denumită SLOT (doză toxică periculoasă).

SLOD folosit în analiza de risc, estimează doza necesară pentru a produce

oprobabilitate semnificativă de moarte.

Consecinţele expunerii (inhalare de substanţe toxice, expunerea la

presiunea exploziilor sau expunerea la radiaţie termică) sunt de obicei evaluate

din informaţiile existente, preferabil date obţinute din accidentele anterioare la

care au fost expuşi oameni sau din experimentele pe animale. Incertitudinile la

translatarea datelor obţinute pe animale la datele relevante pentru om sunt mari

şi, prin urmare, este necesară includerea de "factori de siguranţă" în modelare. În

general, SLOT este considerat ca fiind echivalent cu LC1-5 derivat din

experimentele pe animale.

Abordările SLOT şi SLOD extrapolează datele privind toxicitatea pentru a

determina încărcarea toxicului periculos (A), care provoacă un nivel specific de

prejudiciu pentru o anumită doză primită. Aceste valori sunt calculate ca fiind

produsul dintre expunere şi timp şi, de obicei, au forma:

Cn· t = A

unde:

t = timpul de expunere, în minute

C = concentraţia substanţei, în ppm

n = exponent


75

Exponentul "n" este derivat din extrapolarea datelor de toxicitate utilizate.

SLOT este de obicei definită ca doza care duce la decesul populaţiei

vulnerabile şi la suferinţă severă care necesită atenţie medicală pentru restul

populaţiei expuse şi, ca atare, este echivalentă cu LD1 sau LD1-5.

SLOD este definită ca doza care determină decesul populaţiei expuse în

proporţie de 50%, fiind ehivalentă deci cu DL50.

Tabelul 2.4. Valorile SLOT şi SLOD şi exponentul n pentru câteva gaze uzuale.

Substanţa SLOT SLOD n

Monoxid de carbon 40125 57000 1 Dioxid de carbon 1.5 x 10

40 1.5 x 10

41 8

Hidrogen sulfurat 2 x 1012

1.5 x 1013

4

Amoniac 3.78 x 108 1.03 x 10

9 2

Dioxid de suf 4.66 x 106 7.45 x 10

7 2

Acid fluorhidric 1.2 x 104 2.1 x 10

4 1

Oxizi de azot 9.6 x 104 6.24 x 10

5 2

Cunoscând valorile SLOT sau SLOD şi exponentul n se pot calcula

concentraţiile necesare pentru a produce aceste efecte, în funcţie de diferite

valori ale timpului de expunere.

2.3. EVALUAREA RISCULUI DE MEDIU

Riscul de mediu reprezintă multitudinea de evenimente care pot ameninţa

mediul şi afecta sănătatea populaţiei. Riscurile pot fi de natură chimică, fizică,

mecanică, biologică sau psihosocială.

Caracteristicile generale ale substanţelor chimice, prin prisma efectului lor

asupra mediului, se pot rezuma astfel:

• sunt foarte răspândite;


76

• prezintă o mare diversitate

• pot migra, uneori pe distanţe foarte mari de la sursă, factorii determinanţi

fiind natura substanţei periculoase, configuraţia terenului şi curenţii de aer

sau de apă

• se pot acumula în mediu şi/sau în organismele terestre şi acvatice (unele

substanţe se acumulează în ţesuturi şi se elimină foarte greu);

• au o gamă largă de efecte asupra stării de sănătate (efecte toxicologice) şi

asupra mediului (efecte eco-toxicologice);

• pot avea şi alte efecte nedorite asupra mediului (incediu, explozii,

corozivitate);

• prezintă efecte sinergice, ceea ce reprezintă interacţiunea şi cumularea

efectelor substanţelor periculoase la nivelul organismelor.

Elementele utilizate la cuantificarea efectelor unei substanţe periculoase

evacuate accidental asupra mediului sunt:

− efectele substanţelor chimice asupra mediului şi pericolele asociate;

− proprietăţile intrinseci ale substanţei periculoase (toxicitate, persistenţă,

capacitate de bioacumulare, solubilitate în apă etc.);

− comportamentul substanţei periculoase în mediu (evaporare, diluare,

degradare, sedimentare, reactivitate chimică etc.);

− condiţiile fizice ale mediului (configuraţia terenului, viteza şi direcţia vântului,

debitul de curgere al râurilor, dimensiunile lacurilor, proprietăţile fizico-

chimice ale apei, poluarea de fond etc.);

− populaţia şi sensibilitatea habitatelor existente în zonă.

Indici ISHE - INSIDE (INSIDE-EU-Project, 1997)

Programul elaborat in cadrul unui Proiect EU este capabil să analizeze mai

multe elemente de proiectare, operare şi siguranţă, pe toată durata de


77

funcţionare a unui proces chimic, şi să evalueze opţiunile de operare. Printre

aspectele analizate şi rezultatele obţinute sunt:

• analiza obiectivelor şi a restricţiilor (tehnologice, de proces, mediu etc.)

• generarea variantelor de proces

• generarea opţiunilor de reacţie chimică

• detectarea pericolelor potenţiale

• evaluarea indicilor SHE de performanţă

• evaluarea stabilităţii procesului şi a caracteristicilor cinetice ale reacţiilor

chimice

• analiza funcţională a echipamentelor

• generarea de alternative de simplificare a instalaţiilor sau proceselor

• evaluarea pericolului de emisii gazoase

• recomandări privind proiectarea şi operarea instalaţiei

Strategia indicilor SHE în proiectarea şi modificarea unui proces

urmăreşte în principal patru scopuri:

Minimizare: utilizarea de cantităţi cât mai mici de substanţe periculoase (ex.

utlizarea de reactoare continue în locul celor discontinue; reducerea numărului

de materii prime şi intermediari; utilizarea schimbătoarelor de căldură de mare

eficacitate);

Substituire: înlocuirea unui material cu altul mai puţin periculos (ex.

folosirea acoperirilor şi vopselelor pe bază de apă; utilizarea de compuşi chimici

alternativi; utilizarea de solvenţi mai puţin inflamabili şi toxici);

Moderare: utilizarea de condiţii de operare ale procesului mai puţin

periculoase, a materialului în formă mai puţin periculoasă sau a facilităţilor care

minimizează impactul emisiilor periculoase (ex. folosirea diluţiei; răcirea

substanţelor periculoase volatile; folosirea granulelor în locul prafurilor);


78

Simplificare: proiectarea de facilităţi care să elimine operarea cu grad mare

de complexitate, care să minimizeze erorile sau să le corecteze (ex. tehnologii

simple, cu mai puţine reacţii chimice şi operaţii; eliminarea echipamentului

excesiv, considerarea factorului uman în operare, încă din faza de proiectare).

Modelele de dispersie a poluanţilor

Modelele de dispersie pot prezice, pentru o sursă de poluare dată şi în

condiţii cunoscute de mediu, distribuţia spaţială şi temporală a concentraţiilor de

poluant, din jurul sursei şi până la diluţia sa completă. Cunoscând limitele

maximale ale concentraţiilor poluanţilor în mediu pot fi astfel prezise funcţiile

limită de stare precum şi curbele de risc generate de o sursă, în jurul sursei de

poluare, pentru o probabilitate şi frecvenţă cunoscute de apariţie a emisiilor

necontrolate.

Modelele matematice ce redau evoluţia unui poluant în mediu constau

dintr-un set de ecuaţii diferenţial-algebrice de bilanţ masic, termic şi de moment.

Mecanismele de transport considerate includ difuzia, convecţia şi dispersia,

curgerea putând fi atât difuzională, cât şi convectivă. În eventualitatea unor

reacţii ale poluantului în mediul receptor, acestea trebuie incluse în ecuaţiile de

bilanţ.

Modele de dispersie a poluanţilor în sol şi ape subterane

Datorită producţiei industriale din ce în ce mai intensive şi agriculturii pe

scară largă, apele de adâncime pot fi poluate cu produşi chimici proveniţi din

industrie (compuşi cloruraţi, solvenţi, coloranţi azoici, metale grele, compuşi ai

metalelor grele etc.), şi din agricultură (îngrăşăminte, pesticide, fertilizatori).

Accidentele industriale cu emisii de substanţe chimice pot, pe termen lung,

afecta apele de adâncime prin difuzia contaminanţilor în sol, dacă nu se iau

măsuri imediate de prevenţie şi remediere.


79

Poluarea pânzei freatice şi a apelor de adâncime se poate face în mai multe

feluri: prin infiltrare dintr-o apă de suprafaţă poluată (lac, râu, mare); scurgeri din

conducte îngropate, bazine, rezervoare; antrenarea poluanţilor solului de către

ploi şi infiltrarea în zonele de adâncime; prin infiltrare din depozitele de deşeuri.

Poluanţii sunt foarte diverşi ca natură, dimensiuni sau proprietăţi,

compuşii solubili în apă şi cei de dimensiuni foarte mici fiind cei mai mobili,

putând difuza cu uşurinţă printre granulele solului şi fiind uşor antrenaţi de apa

din sol. O parte din ei pot fi degradaţi de microorganismele din sol, dar există

poluanţi care pot fi eliminaţi cu mare dificultate, pe lângă unii care nu pot fi

degradaţi.

Direcţia de transport al poluantului în sol este de regulă verticală în zona

nesaturată, iar în zona acviferului este orizontală. Din punctul de vedere al

modelelor matematice care pot simula dispersia poluanţilor în soluri, acestea au

diverse grade de complexitate în funcţie de ipotezele considerate şi de gradul de

detaliere al predicţiilor.


80

Figura 2.4. Schema transferului de masă în modelul de dispersie al poluantului în sol

(după Gusev şi colab., 2005)

Pentru exemplificare, în continuare se descrie structura modelului propus

de Gusev şi colab.(2005). Se consideră un poluant aflat în fază gazoasă (POP),

provenit de la o emisie reziduală industrială, sau o emisie necontrolată apărută ca

urmare a unui accident industrial. Prin antrenarea sa de către ploaie, acesta

ajunge la suprafaţa solului şi difuzează în toate cele trei faze ale acestuia (gazoasă,

apoasă, solidă). În plus, fiind antrenat de apă, poluantul migrează vertical către

acviferul de adâncime printr-un mecanism difuzional şi convectiv. Pentru a

determina concentraţia totală de poluant în timp şi la diverse adâncimi, se

porneşte de la ipoteza repartiţiei sale între cele trei faze. Se consideră că

transferul între faze ajunge rapid la echilibru. Ecuaţia de bilanţ masic diferenţial

ce redă migraţia poluantului în sol pe direcţie verticală este:


81

2

wT T TE sol T2

d

Jc c cD k c

t R z z

unde :

t este timpul;

z - direcţia de migraţie verticală;

Jw- fluxul de apă rezultat din precipitaţii, m3/(m2 s);

Rd este coeficientul de partiţie al poluantului în faza lichidă apoasă din sol;

DE reprezintă coeficientul de difuziune efectiv gaz-lichid, m2/s;

ksol- constanta cinetică de biodegradare a poluantului în sol, 1/s.

Coeficientul de difuziune efectiv ţine seama de coeficienţii de difuziune a

poluantului în gaz şi lichid, de porozitatea solului, de coeficientul de partiţie al

poluantului în faza gazoasă şi cea lichidă din sol.

Modelul matematic de dispersie al contaminanţilor atmosferici în sol redă

satisfăcător distribuţia spaţială şi temporală a poluantului în sol. Completând

acest model cu modele de dispersie a poluantului în aer şi apă se poate obţine o

imagine completă aconsecinţelor unui eveniment soldat cu emisie necontrolată

de poluant.

Modele de dispersie a poluanţilor în râuri

Poluarea accidentală a râurilor este o problemă de maximă importanţă

pentru societate şi economie, cu impact pe termen scurt dar şi lung asupra

mediului. Apele industriale şi municipale conţin o gamă largă de poluanţi şi

contaminanţi: compuşi organici, compuşi anorganici, micro-organisme,

substanţe solide în suspensie etc.

Sursele de poluare a apelor de suprafaţă, şi în particular a râurilor, sunt

diverse:

• poluanţi de origine menajeră (proveniţi din apele uzate din reţeaua de

canalizare a oraşelor);


82

• poluanţi de origine industrială (proveniţi din deversările unor unităţi

industriale);

• poluanţi de origine agricolă (ape pluviale care au spălat terenuri agricole

tratate cu îngrăşăminte chimice, ierbicide, pesticide, ape rezultate din

procesele tehnologice aferente complexelor animaliere sau ape infestate cu

fracţia lichidă a deşeurilor animaliere).

Impactul asupra mediului în cazul poluării accidentale a râurilor se poate

manifesta pe termen scurt sau pe termen lung şi constituie o problemă de

maximă importanţă atât pentru calitatea vieţii cât şi pentru economie. Din

această cauză a fost realizat un număr mare de modele de dispersie a poluanţilor

în râuri, la o anumită distanţă în aval faţă de punctul de descărcare. În zona de

dispersie, diluţia poluantului se datorează mai multor procese care se desfăşoară

simultan: convecţia datorată curgerii râului, difuzia turbulentă datorată

gradientului de concentraţie, degradarea poluantului datorită unor reacţii,

acumularea poluantului în sedimentele râului. Modelul matematic rezultat luând

în consideraţie toate aceste aspecte este extrem de complex, complicat, greu de

realizat şi inoperant pentru simulări în timp real.

Dinamica fluidului în râuri este puternic influenţată de forma geometrică

şi caracteristicile de rugozitate ale albiei, iar aproximarea caracteristicilor de

difuzie necesită introducerea unui model de turbulenţă. Dacă se adaugă la

acestea şi procesele bio-chimice de degradare a poluantului şi eventualele

procese de transfer termic între jet şi râu, rezultă un model matematic complex

ce redă în detaliu toate aceste aspecte. Dezavantajul unui asemenea tip de model

îl constituie dificultatea realizării şi a soluţionării din cauza numeroşilor

parametri care trebuie cunoscuţi. Condiţiile de curgere pot fi incluse şi în modele

matematice reduse, prin adoptarea unor ipoteze simplificatoare, cu un grad mai

mare sau mai mic de aproximare a fenomenului real. În practică, modelele de


83

dispersie utilizate au gradul de complexitate corelat cu ipotezele simplificatoare

adoptate şi cu includerea, sau omiterea, unor termeni din ecuaţiile de transport.

Modelul de dispersie bi-dimensional este constituit din ecuaţia de

continuitate şi ecuaţiile de mişcare pe două direcţii (x,y) în care gradienţii de

proprietate sunt consideraţi semnificativi, completate cu bilanţul masic al

poluantului. Astfel, descreşterea concentraţiei de poluant ( c ), precum şi variaţia

vitezelor medii pe direcţia de curgere a râului (ux) şi pe cea transversală (u y), se

obţin prin soluţionarea simultană a ecuaţiilor de bilanţ de moment şi masic ale

transportului difuzional turbulent şi convectiv într-un element de volum

infinitezimal:

x yu h1 u

0h x y

x

2x yx x f

t ,y u

u uu u dhg sin( ) g A

t y y y dx h

x y

t ,y c ii

u c u c cD A r c

x y y y

unde:

x

h h2

x x yu x x y

0 0

1 1A u u dz u u u u dz

h x y h

h h

x yc x y

0 0

1 1A u u c c dz u u c c dz

h x y h

În relaţiile de mai sus:

h

x x

0

1u u dz

h şi

h

y y

0

1u u dz

h sunt vitezele medii ale fluidului pe cele două

direcţii de curgere mediate pe verticală 0 z h ; h este adâncimea râului în

dreptul secţiunii analizate; t ,yD este coeficientul de difuzie turbulentă mediat pe


84

direcţia de curgere y; t ,y este viscozitatea cinematică turbulentă pe direcţia

decurgere; θ este unghiul de înclinare a fundului albiei râului în raport cu direcţia

orizontală; f reprezintă efortul de frecare pe fundul albiei.

Cea de-a treia ecuaţie din sistem descrie conservarea masei de poluant

descărcat în râu şi conţine vitezele de reacţie (ri) chimică, biologică ale

poluantului în râu. Soluţia obţinută este de formă parabolică, luând în

considerare ipoteza simplificatoare a constanţei adâncimii râului pe direcţia de

curgere (dh/dy =0).

Tratarea apei uzate în staţii de epurare

În vederea unei funcţionări optime, staţiile de tratare (epurare, WWT) sunt

proiectate pentru preluarea unui anumit debit de ape uzate, cu o anumită

încărcare maximală de poluanţi.

O staţie clasică de tratare a apelor uzate constă dintr-o serie de secţiuni

legate în succesive: tratarea mecano-chimică (primară), tratarea biologică

(secundară), şi uneori tratarea avansată (terţiară).

Prima treaptă, mecanică,constă în reţinerea materialelor solide suspendate,

având dimensiuni mai mari de 0.2 mm, cu ajutorul grătarelor şi denisipatoarelor,

urmată de decantarea suspensiilor solide (cu dimensiuni ale particulelor până la

2-5 μm) şi separarea lichidelor nemiscibile cu apa (cu densitate mai mică, de tipul

grăsimilor sau produselor petroliere).

Treapta chimică este combinată cu cea mecanică şi presupune eliminarea,

într-un grad avansat, a solidelor mici (coloizi) prin precipitarea lor cu ajutorul

coagulanţilor, precum şi reducerea pH-ului apelor acide.

Treapta biologică constă în trecerea apei uzate peste un nămol activ

(format din colonii de microorganisme) şi degradarea biologică a poluanţilor

solubili (gen nitraţi, nitriţi, compuşi cu fosfor, compuşi organici). O unitate


85

biologică de tratare include şi un separator de nămol activ, prevăzut cu

recircularea şi purjarea nămolului excedentar.

Tratările avansate ale apelor uzate implică metode complexe, cu costuri

ridicate, într-o treaptă suplimentară (terţiară). Printre metodele utilizate se

numără: folosirea schimbătorilor de ioni, membrane de desalinizare prin osmoză

inversă, electro-dializă, procedee chimice (oxidare/reducere) pentru

transformarea poluanţilor recalcitranţi în compuşi simpli, uşor de îndepărtat.

Optimizarea şi controlul avansat al fiecărei trepte de tratament duce la

îmbunătăţirea performanţelor staţiei WWT şi reducerea riscului de evacuări

necontrolate, cu posibilitatea preluării unei supra-sarcini de tratare (respectiv

debite mai mari şi/sau încărcări mai mari de poluanţi).

Treapta biologică este cea mai sensibilă cu privire la calitatea influenţilor

(concentraţii, debite) şi a condiţiilor de operare (temperatură, pH, prezenţa

aditivilor/inhibitorilor, eficienţa aerării, timpi de staţionare lichid şi biomasă,

modul de amestecare în bazine, flexibilitatea separatorului de nămol şi

recircularea eficientă a nămolului activ).

Îndepărtarea poluanţilor se face în această treaptă prin acţiunea micro-

organismelor, în bazine de aerare, în prezenţa nutrienţilor şi altor aditivi care

contribuie la întreţinerea procesului biologic. Comunitatea de micro-organisme,

evolutivă şi adaptabilă, este foarte sensibilă la variaţiile caracteristicilor debitelor

care sunt prelucrate în WWT (concentraţiile de poluanţi, prezenţa anumitor

compuşi chimici sau biologici), din cauza numeroaselor variabile care îl

influenţează procesul fiind greu reproductibil şi prezentând o gamă largă de

constante de timp, neliniaritate, şi chiar instabilitate.

Pentru reducerea riscului de supra-sarcină a staţiei, de funcţionare

defectuoasă, şi de evacuări necontrolate în râuri, s-a propus un număr mare de

variante constructive, de operare, sau de control a treptei biologice:


86

• utilizarea mai multor trepte biologice, operate diferit, dispuse în serie; astfel,

se crează condiţiile bioacumulării în fiecare sub-unitate de micro-organisme

specializate pentru îndepărtarea anumitor tipuri de poluanţi;

• utilizarea unei scheme complexede circulaţie a lichidului şi nămolului (cu

recicluri multiple) între sub-unităţile de tratare biologică cu nămol activ;

• integrarea tratării chimice cu cea biologică, în diverse variante: pre-tratarea

chimică şi inducerea unei biodegradabilităţi sporite;

• folosirea de unităţi moderne de tratare biologică, cu performanţe ridicate

(reactoare cu membrane, cu biofilme etc.);

• politici optimale de operare având drept criteriu reducerea riscului staţiei

WWT la supraîncărcarea influentului;

Modele de dispersie a poluanţilor în aer

Problema predicţiei poluării atmosferice urmăreşte determinarea, pe baza

unor modele de dispersie, a condiţiilor de evacuare a unui poluant în atmosferă,

dintr-o sursă intermitentă sau continuă. Aceste modele determină, în funcţie de

caracteristicile sursei (continuă, instantanee, joasă, înaltă), de cantitatea evacuată,

de condiţiile meteorologice (vânt, temperatură), şi a topologiei zonei (obstacolele

de la suprafaţă), evoluţia dinamică a câmpului de concentraţie de poluanţi pe o

distanţă de până la 10 km, precum şi mărimea ariei afectate. Deoarece

majoritatea evacuărilor sunt sub formă de jet, modelul de dispersie este de regulă

soluţionat în două etape:

I. evoluţia penei de efluent în zona de jet şi de tranziţie deasupra coşului de

evacuare;

II. evoluţia efluentului în zona de dispersie, în care efluentul îşi pierde

energia proprie şi evoluează numai prin acţiunea dinamicii mediului

exterior


87

Din punctul de vedere al modului de evacuare, respectiv al duratei emisiei

de poluant, există trei tipuri de modele:

• emisie instantanee (sub formă de nor, “puff “)

• emisie continuă cu debit constant (sub formă de pană, “plume”)

• emisie continuă cu debit variabil

Din punctul de vedere al densităţii relative în raport cu aerul al substanţei

poluante emise, există trei cazuri posibile:

• gaz/vapori uşori (densitate medie mai mică decât cea a aerului)

• gaz/vapori normali (densitate medie comparabilă cu cea a aerului)

• gaz/vapori denşi (densitate medie mai mare decat cea a aerului)

Înălţimea penei de efluent în zona de jet

Studiul penei de efluent în zona de jet şi cea tranzitorie de deasupra unui

coş industrial se face prin considerarea interacţiunii dinamice şi termice a celor

două curgeri turbulente reprezentate de efluent şi atmosferă. Acest lucru face ca,

deşi înălţimea coşului este h, înălţimea sursei de evacuare H să fie mai mare, prin

adăugarea supra-înălţimii jetului (respectiv înălţimea evacuatului la sfârşitul fazei

de jet şi tranzitorii.

Figura 2.5. Vedere a dispersiei Gaussiene de poluant dintr-o sursă continuă aflată la

înălţime (după AIChE Risk Guidlines, 2000)


88

Calculul supra-înălţimii, Δh = H - h, este complicat, valoarea rezultată

depinzând de temperatură, densitatea şi căldura specifică a aerului, viteza

orizontală a vântului, tensiunea de frecare şi viteza la evacuare. O relaţie

aproximativă este :

în care:

us = 4.27 m/s (viteza caracteristică);

xs= 305 m (distanţa caracteristică);

g = acceleraţia gravitaţională;

Tao= temperatura de referinţă a aerului la înălţimea coşului;

a = densitatea aerului;

cpa = căldura specifică a aerului;

Pe = puterea calorică emisă de sursă (MW);

ua = viteza vântului (m/s);

Pentru o temperatură a aerului de Tao= 283K relaţia devine:

m,u5700PΔh 1a

0.25e

Condiţiile meteorologice din momentul evacuării poluantului joacă un rol

esenţial asupra modului şi vitezei sale de dispersie în aer. Pentru a fi utilizate în

modele de dispersie, condiţiile atmosferice sunt clasificate în şase clase Pasquill

de stabilitate, notate cu literele A (cea mai instabilă) până la F (cea mai stabilă).

Stabilitatea atmosferică este legată de viteza vântului şi de intensitatea luminii

solare, definită în termeni de gradient termic vertical.

Într-o exprimare cuantificată prin numărul lui Richardson (ALR= viteza

de diminuare a temperaturii atmosferei în condiţii adiabate = 0.98 °C/100 m),

gradienţii termici mai mici decât ALR definesc condiţiile stabile, iar cei mai mari

decât ALR pe cele instabile.

1a

0.25e

0.75s

0.25s

0.25

aaa0

6

uPxucpρπ2T

g1032.68Δh


89

Sistemul Pasquill este însă cel mai utilizat, iar încadrarea într-o anumită

clasă este făcută după cum urmează:

clasa A = condiţii extrem de instabile

clasa B = condiţii moderat instabile

clasa C = condiţii uşor instabile

clasa D = condiţii neutre

clasa E = condiţii uşor stabile

clasa F = condiţii stabile

În cazul în care nu se dispune de date meteorologice suficiente, parametrul de condiţii

meteorologice din modelele de dispersie ale poluantului se va lua corespunzător clasei D (cu

u = 5 m/s, ca pentru o zi cu vânt) şi, eventual, clasei F (cu u = 2 m/s, ca pentru noapte).

Un parametru esenţial în modelele de dispersie îl constituie viteza vântului,

definită în mod normal la înălţimea de 10 m de la sol. Cu cât viteza vântului

creşte, cu atât poluantul este purtat către sol mai repede, iar viteza sa de dispersie

în atmosferă creşte. Viteza vântului este influenţată de mai mulţi parametri, cum

ar fi relieful terenului, temperatura, înălţimea.

O formulă aproximativă pentru calculul vitezei vântului la înălţimea z este

dată de relaţia:

z 10

zu u

10

p

Clasa de

stabilitate

Coeficientul adimensional al puterii, p

Mediu urban Mediu rural

A 0.15 0.07

B 0.15 0.07

C 0.20 0.10

D 0.25 0.15

E 0.40 0.35

F 0.60 0.55


90

Modelele de dispersie ale emisiilor gazoase / vapori toxici sau inflamabili,

cu sursa de emisie punctiformă instantanee („Nor”, „Puff”) sau continuă

(„Pană”, „Plume”), sunt folosite la predicţia concentraţiei poluantului în timp pe

direcţia vântului şi cea transversală. Modelele utilizează conceptul dispersiei

turbulente Gaussiene şi sunt dezvoltate pentru două categorii de poluanţi gazoşi:

• gaz / vapori uşori şi normali;

• gaz / vapori denşi.

Modelul se bazează pe ecuaţia generală de transfer de masă ce redă

descreşterea concentraţiei de poluant (c) pe direcţia de propagare (x), şi dispersia

prin mecanism difuzional turbulent şi convectiv în lungul curgerii:

Concentraţiile prezise de modelul Gaussian reprezintă medii temporale.

Concentraţiile instantanee locale pot fi mai mari decât aceste medii. Modelele

sunt satisfăcătoare pentru cazul dispersiilor de gaze / vapori uşori şi normali, pe

distanţe de propagare de până la 10 km. În cazul gazelor / vapori denşi, modelul

Gaussian nu este satisfăcător decât pentru emisii scurte şi de volum mic, fiind

recomandate alte tipuri de modele. O soluţie analitică a acestui model se poate

obţine prin introducerea unor coeficienţi de dispersie (σx≈σy, σz), respectiv

abaterea standard a concentraţiei de poluant pe direcţia longitudinală (x, a

vântului), transversală (y) şi verticală (z). Aceşti coeficienţi depind de condiţiile

atmosferice şi de distanţa faţă de sursa de emisie (pentru emisiile de tip „nor”

sau „pană”).

Modelul Gaussian prezintă mai multe avantaje: este simplu, uşor de utilizat

şi adecvat pentru cazul emisiilor de gaz normal şi uşor. Dintre dezavantaje sunt

de amintit: inadecvanţa pentru cazul emisiilor gazoase dense, adecvanţa slabă

pentru distanţe mai mari de 10 km, precizia de predicţie de ordinul de mărime al

x y z t,x t,y t,z

c c c c c c cu u u D D D

t x y z x x y y z z


91

unui increment de timp de 10 min, ceea ce poate sub-estima concentraţiile

compuşilor inflamabili.

Una dintre problemele importante la o emisie continuă de scurtă durată

este aceea de a stabili, în funcţie de distanţa x de la sursa de evacuare la receptor,

dacă sursa trebuie considerată în calcul ca fiind una continuă (emisie în „pană”)

sau instantanee (emisie în „nor”).

În cazul unei emisii instantanee discontinue, concentraţia medie de

poluant în norul de dispersie depinde de cantitatea de poluant eliberată,

condiţiile atmosferice, înălţimea sursei şi distanţa faţă de sursă. Pentru

soluţionarea ecuaţiei generale de bilanţ masic pentru transportul convectiv -

difuzional turbulent de poluant în atmosferă, se adoptă următoarele ipoteze:

• sursa de poluare este izolată;

• factorii atmosferici sunt constanţi în timp;

• direcţia vântului (Ox) este fixă, iar viteza sa constantă;

• se consideră doar fluxul convectiv pe direcţia x;

• coeficienţii de difuzie turbulentă (pe cele trei direcţii) sunt constanţi.

Dacă se notează cu Q debitul masic de poluant evacuat (kg/s) şi cu mc

masa totală eliberată (kg), rezultă o durată a emisiei tdur:

Durata obţinută a emisiei se compară cu o durată medie de propagare

până la receptor, stabilindu-se tipul emisiei. Condiţiile obţinute pentru un

receptor aflat la distanţa x se transcriu astfel:

- pentru x ≤ 1.8 u·tdur emisie continuă;

- pentru x ≥ 18 u·tdur emisie instantanee;

- pentru 1.8 u·tdur< x < 18 u·tdur este necesară interpolarea soluţiilor

modelelor de dispersie.

cdur

mt

Q


92

Modelul de dispersie pentru o emisie discontinuă instantanee dintr-

o sursă punctiformă (model de tip „nor”)

În cazul unei emisii instantanee discontinue, concentraţia medie de

poluant în norul de dispersie depinde de cantitatea de poluant eliberată,

condiţiile atmosferice, înălţimea sursei şi distanţa faţă de sursă. Pentru

soluţionarea ecuaţiei generale de bilanţ masic pentru transportul convectiv -

difuzional turbulent de poluant în atmosferă, se adoptă următoarele ipoteze:




• se consideră doar fluxul convectiv pe direcţia x;

• coeficienţii de difuzie turbulentă (pe cele trei direcţii) sunt constanţi.

Admiţând o sursă de poluare instantanee, discontinuă, cu originea

sistemului de coordonate la sursă, atunci concentraţia medie de poluant pe

direcţia longitudinală (x, a vântului), transversală (y) şi verticală (z) este (Perry,

1997):

22

1.5

x yx y z

2 2

z z

G * 1 x - ut 1 yc(x, y, z, t) exp exp

2 σ 2 σ2π σ σ σ

1 z H 1 z Hexp exp

2 σ 2 σ

Dacă centrul sistemului de referinţă este centrul „norului” de poluant

atunci soluţia modelului de dispersie este:

2 2 2

1.5

y z zx y z

G * 1 y 1 z H 1 z Hc(x, y, z, t) exp exp exp

2 σ 2 σ 2 σ2π σ σ σ


93

O problemă tipică este aceea de a determina, la o anumită lungime x,

limita „norului” de poluant pentru un anumit nivel de concentraţie ( c* ) impusă

pe frontieră. Aceste limite se numesc „curbe de izo-concentraţie”.

Procedura de calcul constă în următorii paşi:

• se specifică valoarea c* impusă pe frontiera norului;

• se determină concentraţia c(x,0,0,t) cu ajutorul modelului de dispersie pentru

un anumit x;

• se determină valoarea lui ± y (pentru fiecare x) atribuind c(x,y,0,t) = c* şi

soluţionând ecuaţia: ty,0,x,c

tx,0,0,c2lnσy y

Modelul de dispersie pentru o emisie continuă dintr-o sursă

punctiformă (model tip „pană”)

Se soluţionează ecuaţia generală de bilanţ masic a transportului convectiv-

difuzional turbulent de poluant în atmosferă, în prezenţa următoarelor ipoteze

simplificatoare:




• fluxul difuzional pe direcţia x este neglijabil faţă de cel transversal pe

direcţiile y şi z;

• coeficienţii de difuzie turbulentă (pe axele Oy şi Oz) sunt constanţi.

Admiţând o sursă de poluare continuă, punctiformă şi staţionară, şi cu

originea sistemului de coordonate aflată la sursă, atunci concentraţia medie de

poluant pe direcţia longitudinală (x, a vântului), transversală (y), şi verticală (z)

este (Roman,1980; Perry, 1997):


94

2 2 2

y z y z z

G * 1 y 1 z H 1 z Hc(x, y, z, t) exp exp exp

2πσ σ u 2 σ 2 σ 2 σ

în care:

c = concentraţia medie (mg/m3);

G = debitul masic de poluant eliberat în atmosferă (kg/s);

σx ,σy ,σz = coeficienţii de dispersie pe cele trei coordonate (m);

x = direcţia longitudinală a vântului (m);

y = direcţia transversală (m);

z = înălţimea de la sol (m);

H = înălţimea sursei (m);

u = viteza vântului (m/s).

Pentru o sursă aflată la sol, concentraţia maximă este atinsă în punctul de

emisie a poluantului. Pentru o sursă de emisie aflată la înălţimea H, concentraţia

maximă cmax este atinsă de-a lungul axei longitudinale la distanţa xmax,

determinată cu ajutorul relaţiei:

z max max

z max

max 2

y max

Hσ x x

2

σ x2Gc

euH π σ x

Soluţia modelului de dispersie în “pană” la înălţimea solului (z=0) este:

2 2

y z y z

G 1 y 1 Hc x, y, 0 exp exp

σ σ uπ 2 σ 2 σ

2.4. EVALUAREA INTEGRATĂ A RISCULUI

Programul Internaţional pentru Siguranţă Chimică (IPCS) a fost iniţiat în

1980 ca program colaborativ. Unul din obiectivele majore ale IPCS este

dezvoltarea şi utilizarea metodologiilor îmbunătăţite pentru evaluarea riscurilor


95

implicate de expunerea oamenilor şi mediului la substanţele chimice. Din cauze

practice, metodologiile de evaluare a riscului pentru sănătatea umană şi a celui de

mediu s-au dezvoltat independent. Totuşi se simte necesitatea unei abordări

integrate pentru evaluarea riscului, care se adresează situaţiilor din viaţa reală

care presupun expuneri la compuşi chimici multipli. Ca răspuns la această

necesitate, IPCS în colaborare cu Agenţia de Protecţie a Mediului (US EPA)

Comisia Europeană (EC) şi alte organizaţii internaţionale şi naţionale au iniţiat

activităţi pentru a dezvolta şi a promova integrarea abordărilor privind evaluarea

riscului asupra sănătăţii umane şi mediului.

Evaluarea integrată a riscului reprezintă o abordare ştiinţifică care combină

procesul de estimare a riscului pentru oameni, biotopuri şi resurse naturale într-o

singură evaluare. Ca urmare, beneficiile potenţiale ale integrării sunt o exprimare

coerentă a rezultatelor evaluării, interdependenţa rezultatelor, identificarea

speciilor indicatoare, calitate îmbunătăţită a rezultatelor evaluării şi eficienţă în

folosirea şi generarea datelor.

Evaluarea integrată a riscului este o abordare ştiinţifică unitară care

combină procesele de estimare a riscului pentru oameni, biotopuri şi resurse

naturale într-o singură evaluare. Această abordare integrată poate fi aplicată unei

mari diversităţi de procese, printre care:

• evaluarea efectelor acţiunilor propuse

• estimarea efectelor remanente ale acţiunilor trecute

• evaluarea acţiunilor desfăşurate într-un loc specificat

• evaluarea riscurilor legate de substanţe toxice independent de locaţie

Integrarea se manifestă în toate fazele procesului de evaluare de la

planificarea evaluării şi până la luarea deciziei.

Integrarea evaluărilor de sănătate şi ecologice aduce 5 avantaje majore.

Integrarea evaluării riscului asupra sănătăţii şi mediului este facilitată folosind un

cadru care identifică elementele evaluării riscului. Cele mai multe abordări


96

reflectă patru etape de bază: o definire a problemei, o caracterizare a expunerii, o

caracterizare a relaţiei dintre expunere şi efecte şi o sinteză a acestor informaţii

pentru estimarea riscului.

Figura 2.6. Evaluarea integrată a riscului

Definirea problemei este o fază decisivă a procesului de evaluare a riscului.

Prima etapă pentru iniţierea formulării problemei şi evaluarea în sine este un

dialog care clarifică obiectivele de management, scopul şi domeniul de aplicare al

evaluării şi resursele disponibile pentru realizarea evaluării. Se decide dacă este

necesară o evaluare a riscului şi cine ar trebui implicat în procesul de evaluare şi

de management al riscului. Ca activitate iniţială în formularea problemei, sunt

inventariate informaţiile privitoare la elementele de stres cunoscute sau

suspectate la efectele observate sau ipotetice. La sistemele cu risc potenţial

acestea sunt integrate pentru a genera două tipuri de răspuns: obiectivele

evaluării şi modele conceptuale. Obiectivele evaluării sunt atributele specifice şi

entităţile care trebuiesc evaluate şi protejate. Criteriile pentru alegerea

obiectivelor evaluării includ consideraţii despre relevanţă, aplicabilitate şi


97

utilitate. Modelul conceptual este o reprezentare a relaţiilor dintre sursa

elementelor de stres şi obiectivele evaluării. Metodele utilizate în evaluarea

ipotezelor de risc reflectate în modelul conceptual sunt descrise în planul de

analiză, produsul final al etapei de formulare a problemei. Planurile de analiză

asigură informaţiile necesare pentru a determina că evaluarea va furniza tipul şi

calitatea necesară a datelor pentru managementul corect al situaţiei.

Temele de evaluare – o abordare integrată oferă ocazia de a se dezvolta şi

concentra pe probleme comune atât din perspectiva sănătăţii cât şi a mediului.

Ar asigura consistenţa în domeniile spaţiale şi temporale ale celor două tipuri de

evaluare, îmbunătăţind calitatea informaţiilor şi a proceselor utilizate în luarea

deciziilor. O abordare integrată asigură luarea adecvată în considerare a riscurilor

pentru oameni prin evaluarea riscurilor pentru celelalte organisme care

influenţează sănătatea şi bunăstarea oamenilor.

Obiectivele evaluării – integrarea ar favoriza coerenţa obiectivelor utilizate

pentru a evalua sănătatea şi riscurile ecologice. Cunoaşterea comportării

mediului sau a modului de acţiune a unui element de stres poate elucida

senzitivitatea obiectivelor potenţiale ecologice sau privind sănătatea umană. În

plus, cunoaşterea sensibilităţii ecologice poate sugera ce efecte indirecte asupra

oamenilor pot fi identificate ca obiective.

Modelele conceptuale – în evaluările integrate ar reflecta sursele comune şi

căile de transport ale factorilor de stres pentru mediu. Oamenii ar trebui

consideraţi un alt receptor potenţial pe aceste căi. Asemenea modele ar reflecta o

listă mai completă a ipotezelor de risc legată de factorii de mediu, inclusiv

încorporarea surselor multiple, căilor de expunere multiple, efectelor directe

multiple şi a posibilităţii existenţei efectelor indirecte.

Caracterizarea expunerii – reprezintă estimarea concentraţiilor, dozelor sau a

gradului de contact al factorilor de stres chimici, fizici sau biologici la care

indivizii, sau populaţiile, sau ecosistemele sunt sau ar putea fi expuse. Obiectivul


98

caracterizării expunerii este de a măsura sau de a modela expunerea în funcţie de

căile de propagare, intensitate, domeniile spaţiale şi temporale, utilizând

elemente care pot fi combinate cu caracterizarea efectelor. Domeniul spaţial se

referă la dimensiunea geografică a problemei. Domeniul temporal se referă la

durata, frecvenţa şi momentul expunerii.

Caracterizarea expunerii necesită evaluarea caracteristicilor elementului de

stres, identificarea şi proprietăţile factorilor chimici, fizici sau biologici, implică

identificarea şi cuantificarea tuturor surselor. Alt aspect se referă la căile de

răspândire, ceea ce duce la transformarea modelului conceptual într-un model

cantitativ al distribuţiei şi a căilor de expunere pentru organismele şi

ecosistemele vizate, la cuantificarea transportului, transformării şi proceselor de

degradare survenite pe căile de răspândire.

Sursele şi emisiile – într-o abordare integrată este util să se considere întregul

ciclu de viaţă a unui factor de stres astfel încât să se identifice toate sursele

potenţiale de emisie care pot conduce la expunerea oamenilor şi a celorlalte

organisme vii.

Căile de răspândire – cunoscând toate sursele de emisie ar trebui identificate

căile de expunere pornind de la aceste surse la organismele sau ecosistemele

receptoare, precum şi zonele comune ale acestor căi către diferiţi receptori.

Modelele de transport – căile de expunere comune pentru două sau mai multe

organisme sau ecosisteme receptoare pot fi descrise prin modele comune de

transport incluzând aspecte ca difuzia, partiţionarea, bioacumularea şi degradarea

biotică sau abiotică. Aceste procese sunt determinate de caracteristicile

substanţei, de mediul de dispersie şi de organismul sau ecosistemul receptor. Cei

mai mulţi factori nocivi trebuie să fie în contact cu organismele pentru a provoca

un efect. Contactul şi transportul intern pot fi modelate similar pentru diferitele

organisme.


99

Măsura parametrilor expunerii – aplicarea descrierilor comune ale surselor şi

emisiilor şi modelele comune de transport şi contact implică aceleaşi valori şi

unităţi pentru toţi parametrii care nu sunt specifici unui anumit receptor.

Figura 2.7. Model conceptual pentru căile de expunere

Caracterizarea efectelor constă în două etape distincte:

• identificarea pericolului – identificarea efectelor adverse pe care le poate

provoca un factor de stres oamenilor sau populaţiilor, mediului sau resurselor

naturale.

• analiza răspunsului la expunere – estimarea relaţiei dintre nivelul de expunere

şi incidenţa şi severitatea unui efect. Caracterizarea efectelor necesită

evaluarea integrităţii, siguranţei şi relevanţei datelor de care se dispune,

evaluarea naturii, intensităţii şi timpului în care apar efectele adverse cu relaţie

cauzală cu factorul de stres, identificarea modului de acţiune, cuantificarea

relaţiei dintre expunere şi răspuns. De asemenea realizează legătura dintre


100

datele experimentale sau din literatură şi obiectivele evaluării, precum şi

evaluarea efectelor indirecte.

Efectele raportate şi modul de acţiune – integrarea caracterizării efectelor ar

trebui să fie bazată pe înţelegerea modurilor comune de acţiune a factorilor

nocivi asupra organismelor, inclusiv a oamenilor. În plus, identificarea

similarităţii efectelor ca natură, intensitate şi durată asupra diferitelor specii, ca şi

a sensibilităţilor diferiţilor receptori, poate permite o înţelegere mai bună a

riscului real al acestor organisme şi ajută la identificarea punctelor de interes.

Biomarkeri şi indicatori – mecanismele de acţiune comune identificate pentru

mai multe specii pot conduce la identificarea şi utilizarea biomarkerilor şi a altor

indicatori cu efect comun asupra oamenilor şi altor receptori. Cunoaşterea

aplicabilităţii unor asemenea indicatori de efect va îmbunătăţi abilitatea de a

estima efectele asupra altor specii în cadrul evaluării. În plus, standardizarea unor

asemenea măsuri va îmbunătăţi abilitatea de înţelegere a mărimii efectelor asupra

unei varietăţi de receptori.

Modelarea binomului expunere – răspuns folosirea similarităţii mecanismelor de

acţiune dintre oameni şi receptorii ecologici reprezintă adevărata forţă a

abordării integrate. Bazându-se pe mecanisme de acţiune comune, modelarea

binomului expunere-efect pentru oameni şi alte specii vor utiliza aceleaşi

principii aceste eforturi se vor materializa în modele continue expunere –

răspuns, faţă de abordarea bazată pe teste statistice.

Efecte directe şi indirecte – integrarea caracterizării efectelor ar trebui să ia în

considerare atât efectele directe cât şi cele indirecte rezultate la expunerea la un

factor nociv. Efectele indirecte rezultă din relaţia cu procesele de mediu. Analiza

integrată a efectului ar trebui să recunoască influenţele ”în cascadă” a unui sau

mai multor factori nocivi.

Caracterizarea riscului este o fază a evaluării riscului care combină

rezultatele caracteristicilor expunerii şi efectelor ca să stabilească riscurile pentru


101

fiecare obiectiv, estimează incertitudinile asociate cu riscurile şi rezumă

rezultatele pentru utilizatori.

Relaţia expunere-efecte – în cel mai simplu caz, într-un model expunere –

răspuns estimarea unei expuneri este folosită pentru estimarea unui răspuns.

Integrarea devine mai dificilă când au fost observate efectele şi trebuie găsită

cauza sau sunt disponibile mai multe seturi dovezi.

Determinarea cauzelor – cauzele trebuie determinate atunci când efectele

aparente sunt asociate cu contaminare chimică sau cu alt agent nociv. Exemplele

de efecte aparente includ incidenţa crescută a cancerului, moartea speciilor

acvatice sau încetinirea creşterii copacilor. În evaluarea riscului pentru sănătatea

umană sau a riscului ecologic au fost găsite numeroase criterii pentru

determinarea cauzelor. O evaluare integrată ar utiliza un set comun de dovezi, de

criterii şi o interpretare comună pentru a determina cauza efectelor observate la

oameni şi mediu şi care, aparent, sunt asociate cu o cauză comună.

Combinarea dovezilor – caracterizarea riscului trebuie să găsească cea mai

bună estimare a riscului din mai multe surse de efecte. Acestea pot include

rezultatele testelor de toxicitate pe diferite specii, rezultatele testelor de toxicitate

pentru o singură substanţă chimică sau pentru amestecuri, estimări ale

expunerilor derivate din diferite modele şi din măsurători realizate în mediu.

Aceste dovezi pot fi cuantificate cantitativ şi combinate. Aceste tipuri de dovezi

multiple trebuie integrate şi abordarea trebuie să ia în considerare simptomele

specifice unei expuneri asupra mai multor tipuri de receptori.

Incertitudinea – este unul din elementele importante ale evaluării riscului.

Prin analiza incertitudinii riscurile legate de diverşi factori nocivi pot fi exprimate

într-o formă comună. În momentul actual, analiza incertitudinii este îngreunată

de diversitatea terminologiei.

Integrarea evaluărilor de risc asupra sănătăţii umane şi a sistemelor

ecologice prezintă avantaje evidente. Pentru toate evaluările de risc pentru


102

formularea problemelor ar trebui folosită o echipă multidisciplinară care să

identifice sursele de risc, să selecteze obiectivele, să definească mediul afectat şi

să dezvolte un model conceptual.

3. Analiza situaţiilor de urgenţă

103

III. ANALIZA SITUAŢIILOR DE URGENŢĂ

Daniel Dinculescu, Luminiţa Gîjiu

Dezvoltarea industrială actuală pe plan mondial, în special dezvoltarea

industriei chimice şi petrochimice, dar şi a altor industrii de proces, presupune

considerarea posibilităţii producerii unor evenimente nedorite (accidente mai

mult sau mai puţin grave) şi a impactului lor asupra mediului alături de

proiectarea şi operarea instalaţiilor industriale (Maria, 2007). Numărul mare de

substanţe chimice utilizate în prezent, multe dintre ele cu efect nociv, a impus

efectuarea unor studii sistematice şi elaborarea unei metodologii de evaluare a

riscului în unităţi industriale, precum şi de evaluare a impactului poluanţilor

asupra mediului.

Producerea unor accidente chimice majore, larg mediatizate în mass-

media, a impus adoptarea la nivel european a unor acte normative referitoare la

controlul riscului producerii de accidente majore. Legislaţia UE (Directiva

Consiliului 2012/18/UE) actualizează legislaţia anterioară transpusă iniţial în

România prin adoptarea HG-95/2003 (înlocuită de Hotarârea nr. 804 din 25

iulie 2007) şi a unui pachet de acte normative privind „Controlul Activităţilor

care Prezintă Pericole de Accidente Majore în care sunt Implicate Substanţe

Periculoase”. Măsurile prevăzute în aceste acte legislative urmăresc prevenirea


104

accidentelor majore şi limitarea consecinţelor unor astfel de evenimente asupra

omului şi mediului înconjurător.

Cele mai frecvente tipuri de accidente întâlnite (şi cele mai spectaculoase şi

larg mediatizate totodată) sunt cele de tipul exploziei şi/sau combustiei. Nu mai

puţin importante, emisiile de substanţe toxice sunt cunoscute publicului în

special prin daunele produse mediului înconjurător. Reacţiile chimice exoterme

asociate cu situaţiile anterior menţionate implică materiale aflate în toate stările

de agregare. Cunoaşterea datelor legate de aceste reacţii permite obţinerea unor

informaţii absolut necesare pentru analiza accidentelor în vederea modelării lor

pentru estimarea posibilelor consecinţe (Varma şi Morbidelli, 1999; Maria,

2007).

Analiza şi evaluarea riscului în cadrul proceselor industriale constituie deja

metode de rutină în etapele de proiectare, exploatare şi analiză a unei instalaţii

date. Identificarea riscului unui sistem industrial implică:

- Identificarea pericolului de accident;

- Evaluarea consecinţelor unui posibil accident;

- Evaluarea probabilităţii de producere a accidentelor majore;

- Prevenirea accidentelor şi stabilirea unui prag de acceptabilitate a riscului.

În general, termenul de „risc” este asociat cu probabilitatea de apariţie a

unui eveniment nedorit în cadrul unei instalaţii industriale şi este mai puţin

asociat cu consecinţele sale. Siguranţa industrială reprezintă o calitate a

sistemului, fiind exprimată indirect prin intermediul relaţiei sale cu noţiunea de

risc.

Cele mai frecvente definiţii ale riscului utilizate în literatură sunt (Maria,

2007):

- o combinaţie între probabilitatea de apariţie a unui eveniment nedorit şi

consecinţele sale;


105

- probabilitatea de apariţie a unui eveniment nedorit pentru mai multe

scenarii posibile de producere a lui;

- produsul dintre probabilitatea de apariţie a evenimentului nedorit şi

consecinţele cuantificabile ale sale.

Cuantificabil, riscul poate fi definit şi ca o funcţie de probabilitatea ca un

eveniment specific nedorit să se întâmple în viitor, cu o anumită periodicitate sau

în circumstanţe specifice.

Riscul poate fi exprimat în termeni:

- calitativi (înalt, mediu, mic, tolerabil, intolerabil, acceptabil);

- semi-calitativi, când cele două componente ale riscului (probabilitatea

de apariţie a accidentului şi consecinţele evenimentului nedorit) sunt

definite calitativ, dar combinate apoi pentru a furniza valori pseudo-

cantitative ale riscului ce permit o ierarhizare a scenariilor de

evenimente nedorite;

- cantitativi, prin evaluarea numerică a funcţiei de verosimilitate a unui

eveniment nedorit, precum şi a unor indicatori ce iau în considerare

consecinţele potenţiale ale unui accident.

Se pot evidenţia două mari categorii de metode de evaluare a riscului unei

unităţi industriale sau al unui proces chimic: metode probabilistice (de

eşantionare) bazate pe estimarea probabilităţii de apariţie a unor evenimente

viitoare şi a consecinţelor lor şi metode analitice bazate pe modele matematice

deterministe şi pe mecanismul fenomenelor studiate.

Analiza de risc a unei unităţi industriale face parte dintr-un concept mai

larg, şi anume managementul riscului. Acesta consideră toate aspectele legate de

funcţionarea unei unităţi industriale pentru preîntâmpinarea şi tratarea

corespunzătoare a unui eveniment nedorit (Maria, 2007). Managementul riscului

include: evaluarea riscului, măsuri de reducere a riscului şi planuri de intervenţie

în caz de pericol (Fig. 3.1).


106

Evaluarea riscului

Reducerea riscului

Planificarea de urgenţă

Managementul riscului It

erat

iv

Figura 3.1. Procesul iterativ al asigurării calităţii managementului riscului (adaptat după

Maria, 2007)

Pentru asigurarea unei calităţi corespunzătoare, managementul riscului

unei unităţi industriale trebuie să fie un proces iterativ, de reactualizare continuă

a celor trei componente menţionate. Actualizarea cuprinde: reevaluarea riscului,

implementarea unor măsuri de răspuns în caz de urgenţă, determinarea

modalităţilor de reducere a riscului, analiza raportului beneficiu-cost de

implementare a unor măsuri adecvate, implementarea de măsuri de reducere a

riscului la un nivel acceptabil din punct de vedere al practicii industriale.

Managementul riscului implică identificarea continuă a posibilelor pericole şi

evaluarea riscului asociat lor. Trebuie avută în vedere o analiză periodică a

măsurilor de reducere a riscului pentru asigurarea capacităţii de control a

pagubelor post accident prin intermediul planurilor de intervenţie de urgenţă

(Maria, 2007).

Etapele analizei de risc pentru o unitate, sistem sau proces industrial sunt

prezentate în Fig. 3.2. iar etapele analizei de reducere a riscului sunt redate în

Fig. 3.3 (Maria, 2007). Scopul măsurilor de reducere a riscului este acela de a

diminua atât probabilitatea de apariţie a accidentului, cât şi acela de a limita

consecinţele unui accident până când acestea ajung la un nivel acceptabil.


107

Compararea

informaţiilor despre proces/activitate

Reducerea riscului

Identificarea pericolului Evaluarea

riscului Clasificarea pericolului

Definirea scenariului (pentru pericole de risc ridicat)

Iter

ativ

Ajustarea scenariilor pe baza evaluării de risc şi a impactului măsurilor de

reducere a riscului

Figura 3.2. Etapele evaluării riscului (adaptat după Maria, 2007)

Evaluarea riscului

Revizuirea măsurilor

existente

Identificarea

măsurilor

suplimentare

Realizarea analizei

cost/beneficiu

Revizuirea pentru

acceptabilitate – Minim

practicabil rezonabil

Acceptarea sau

implementarea măsurilor

preventive/de control

Reducerea

riscului

Evaluarea riscului

Revizuirea măsurilor

existente

Identificarea

măsurilor

suplimentare

Realizarea analizei

cost/beneficiu

Revizuirea pentru

acceptabilitate – Minim

practicabil rezonabil

Acceptarea sau

implementarea măsurilor

preventive/de control

Reducerea

riscului

Figura 3.3. Etape şi măsuri de reducere a riscului (adaptat după Maria, 2007)

3.1. EVALUAREA RISCULUI DATORAT PREZENŢEI

SUBSTANŢELOR PERICULOASE PENTRU MEDIU. INDICATORI

ŞI METODE DE EVALUARE – ASPECTE GENERALE

Numărul mare de compuşi utilizaţi în economia mondială precum şi

prezenţa celor noi intraţi în fabricaţie în fiecare an reprezintă argumente în


108

favoarea ideii că un număr semnificativ de substanţe chimice pot fi periculoase

pentru om şi mediu.

Pornindu-se de la identificarea tuturor substanţelor periculoase pentru om

şi ţinând seama că omul reprezintă doar o parte a mediului, se conturează

imediat ideea că evaluarea riscului trebuie să ţină cont de toate elementele

mediului în vederea reducerii posibilităţilor de apariţie a unor accidente

industriale (Varma şi Morbidelli, 1999, Maria, 2007, Directiva Consiliului

2012/18/UE). Elementul de pericol pentru mediu este alcătuit din trei elemente:

sursa pericolului, calea de transmitere şi receptorul, acestea fiind interconectate.

Sursa de pericol pentru mediu poate fi dată, pe de o parte, de cantitatea de

materiale periculoase existente, iar, pe de altă parte, de procese ce prevăd

manipularea sau transportul unor substanţe periculoase.

Un compus chimic sau un amestec de compuşi poate fi definit şi evaluat

în funcţie de proprietăţile fizice, chimice şi biochimice, precum şi de proprietăţi

eco-toxicologice sau de persistenţa în mediu.

Evaluarea indicatorului de pericol al unei unităţi industriale se efectuează

pe baza cantităţii de materiale periculoase stocate pe teritoriul unităţii industriale.

Indicatorul de pericol este stabilit pe baza unor limite cantitative,

reglementate prin legislaţie pentru fiecare tip de material în parte (Maria, 2007).

Calea fizică prin care poluantul eliberat ajunge şi se propagă în mediu reprezintă

calea de transmitere a pericolului.

Dacă se doreşte o definire completă a scenariului accidentului în vederea

evaluării consecinţelor acestuia, înţelegerea mecanismului/mecanismelor de

transport implicate capătă o importanţă vitală. Legat de calea de transmitere,

viteza cu care poluantul ajunge de la sursă la receptori reprezintă un aspect

esenţial al unui scenariu de accident (Varma şi Morbidelli, 1999; Maria, 2007).

Căile de transmitere nu se rezumă numai la calea aeriană (influenţată de

factori meteorologici), ci le includ şi pe cele terestre şi subterane prin care


109

poluantul ajunge în afara unităţii la kilometri distanţă. O viteză de propagare

mare induce un potenţial de distrugere a mediului considerabil sporit reducând

posibilitatea de stopare a scurgerilor de poluant la distanţe mari, dar şi timpul

necesar avertizării şi evacuării zonelor aflate în calea poluanţilor. Accidentul

termic, dat fiind impactul puternic asupra mediului, poate afecta considerabil

sursa, căile de transmitere, dar şi receptorii aflaţi în cale. Trebuie menţionat

faptul că incendiile de obicei sunt însoţite şi de emisii de reziduuri de ardere care

pot la rândul lor afecta mediul.

Receptorii unui accident chimic sau biologic sunt legaţi direct sau indirect

de evaluarea consecinţelor respectivului eveniment nedorit. Trebuie avut în

vedere faptul că măsurile de prevenţie pot fi aplicate mai uşor asupra surselor şi

căilor de transmitere, în timp ce receptorii sunt mai dificil de deplasat sau

modificat (Maria, 2007). Dată fiind natura diferită a receptorilor pentru

standardizarea testelor sunt folosite organisme din câteva clase de specii: peşti,

alge, crustacee, moluşte, amfibii, nevertebrate, plancton, protozoare, insecte

(Maria, 2007).

Analiza unei unităţi industriale din punct de vedere al evaluării riscului

pentru mediu implică inventarierea compuşilor periculoşi, a cantităţilor deţinute

de unitatea respectivă, dar şi evaluarea frecvenţei şi a consecinţelor accidentelor.

Estimarea consecinţelor accidentelor se poate face pe baza unor modele

de transport, de acţiune şi evoluţie a scăpărilor de substanţe periculoase şi

cuprinde după caz: diluţia/dispersia poluanţilor în mediu împreună cu profilele

de concentraţie în timp, în zona afectată, relaţii de toxicitate între doza de

poluant şi răspunsul din mediu, criteriile de ecotoxicitate aferente, istoricul

accidentelor, dar şi efecte întârziate şi pe termen lung ale scăpărilor de poluant.


110

3.1.1. Criterii de clasificare a substanţelor chimice (reglementări)

Din numărul total de substanţe chimice cunoscute la această oră

aproximativ o sutime sunt produse comercializate şi utilizate în cantităţi mari.

Multe dintre acestea sunt eliberate accidental şi constituie un pericol pentru

organismele vii, sănătate oameni, mediu. Aceste „substanţe periculoase”

(poluanţi, substanţe toxice) sunt caracterizate şi clasificate pe baza unor criterii şi

indici complecşi (Maria, 2007). De exemplu, ţinându-se cont de modul de

eliberare, se pot identifica „poluanţi ai mediului” (ex. bioxidul de carbon,

bioxidul de sulf etc.), poluanţi eliberaţi tipic la concentraţii mici, dar pe o

perioadă lungă de timp, dar şi poluanţi eliberaţi spontan şi în mod neprevăzut la

concentraţii mari ce reprezentă un pericol acut (ex. compuşi chimici eliberaţi în

caz de accident industrial).

Printre industriile şi domeniile de activitate ce manipulează un număr

însemnat de compuşi periculoşi, în cantităţi mari, cu un pericol potenţial crescut

pot fi enumerate rafinăriile şi depozitele, staţiile de distribuţie combustibili

lichizi, generatoarele de electricitate, sondele petroliere, conductele de gaze,

industria alimentară, industria uşoară, industria metalurgică şi cea electronică,

industria chimică, precum şi unele unităţi publice (Maria, 2007).

Estimarea gradului de pericol implică utilizarea unor indicatori, denumiţi

indici de substanţe periculoase. În afară de aceştia, există şi un set de indicatori

de calitate a mediului (sol, aer, apă) ce defineşte gradul de poluare a unei zone

sau de încadrare în zona de acceptabilitate în raport cu anumite reglementări

(norme privind cantităţi/concentraţii maxime admise) (Maria, 2007; Directiva

Consiliului 2012/18/UE). Posibile efecte ale substanţelor toxice asupra sănătăţii

sau asupra mediului pot fi: intoxicarea, sufocarea, incendiul, oxidarea (iniţierea

aprinderilor), explozia, arsurile chimice, degerăturile, infecţiile, contaminarea

mediului (sol, aer, apă). Date fiind cele anterior menţionate, o posibilă clasificare

a substanţelor după efectul produs ar putea fi:


111

- asfixiante sau sufocante (ex. metanul, bioxidul de carbon etc.);

- toxice generale (ex. monoxidul de carbon, acidul cianhidric etc.).

- iritante (ex. acizi şi baze tari, fenoli etc.);

- narcotice (ex. protoxidul de azot, hidrocarburi etc.);

- toxice diverse (vapori metale, compuşi volatili ai metalelor etc.).

Substanţele periculoase pentru mediu au impus stabilirea unei categorii

aparte, inclusă în scopul reglementării substanţelor chimice care prezintă risc de

producere a unor accidente majore (Maria, 2007). Astfel, se justifică apariţia în

această categorie a substanţelor foarte toxice pentru organismele acvatice,

precum şi a substanţelor toxice ce pot induce efecte negative pe termen lung în

mediu acvatic (Maria, 2007).

România şi-a armonizat (până în 2007) legile, regulamentele şi prevederile

administrative naţionale în conformitate cu prevederile directivelor Europene

(perioada de transpunere). Momentan, se pot distinge multe clasificări şi

indicatori de clasificare a substanţelor periculoase pe baza proprietăţilor fizico-

chimice, stabilităţii, indicilor de toxicitate etc. (de ex. sistemul armonizat EEC

79/831/1981; NOTIF/15/1989; sistemul de clasificare al Environment

Protection Agency EPA – USA, etc.). Anul 1991 a marcat adoptarea de către

Comunitatea Europeană a criteriilor de clasificare a substanţelor periculoase

pentru mediu, iar în anul 1993 au fost reactualizate şi publicate în cadrul

Directivei 93/21/CEE (Maria, 2007). Criterii similare au fost ulterior

implementate în legislaţia tuturor ţărilor vest şi nord europene. Dezvoltarea

capacităţilor de calcul şi de stocare a informaţiei, creşterea presiunii sociale prin

intermediul organismelor internaţionale ONU, UNESCO, EC etc. au condus la

stabilirea unui control cât mai strict, de limitare şi eliminare a surselor de poluare

a mediului, dar şi la caracterizarea şi stocarea informaţiilor privitoare la diverşi

agenţi poluanţi.


112

3.1.2. Scurt istoric al reglementărilor

În anul 1980 au fost demarate două proiecte pentru stabilirea unor criterii

de clasificare a substanţelor periculoase pentru mediu (Maria, 2007), unul iniţiat

de Comisia Comunităţii Europene şi un altul ce a reprezentat o cooperare între

unele ţări nord-Europene (Danemarca, Finlanda, Norvegia, Suedia, Islanda).

Cooperarea ţărilor nordice a presupus trei condiţii: criteriile de clasificare a

compuşilor intrinseci ai substanţelor chimice şi rezultate obţinute de la un număr

limitat de teste trebuie să fie simple şi unanim (internaţional) acceptate; criteriile

de clasificare a compuşilor trebuie să acopere toate aspectele relevante pentru

mediu; criteriile de clasificare a compuşilor trebuie să fie relativ simple şi uşor de

înţeles, chiar de către utilizatorii neexperimentaţi. Ca urmare a celor două studii

anterior menţionate, în anul 1987 s-a luat decizia ca modelele de clasificare

dezvoltate să fie comparate pentru cel puţin 100 de substanţe chimice. Grupul

de Consilieri Ştiinţifici UE a recomandat în 1988 pe baza acestor studii şi teste

privind peste 100 de substanţe clasificate valorile limită pentru încadrarea

substanţelor periculoase. Comisia daneză, pe baza acestor informaţii, a propus

un model de clasificare lărgit, preluat ulterior (1989) într-un sistem unic al UE de

clasificare şi etichetare a substanţelor chimice periculoase pentru mediu. În

comparaţie cu modelul Nordic, acest nou model exclude toxicitatea acută faţă de

mamifere introducând un al treilea nivel de toxicitate acvatică, introduce un nivel

intermediar de toxicitate, iar substanţele periculoase sunt clasificate separat de

cele bioacumulabile (Varma şi Morbidelli, 1999; Maria, 2007; Directiva

Consiliului U.E. 2012/18/UE).

În 1990 Gustafsson şi Ljung (Maria, 2007) publică raportul final al

studiului ţărilor nordice, unde formulează o serie de recomandări pentru

clasificarea şi etichetarea substanţelor periculoase, precum şi prezentarea datelor

de mediu: clasificarea substanţelor periculoase pentru mediu trebuie realizată pe

baza criteriilor de toxicitate, biodegradabilitate, bioacumularea substanţelor în


113

mediu, clasificarea preparatelor rezultate din sinteză se realizează numai în cazul

în care în procesele de sinteză sunt utilizate una sau mai multe substanţe

considerate periculoase pentru mediu, etichetarea substanţelor periculoase

trebuie să se realizeze cu ajutorul unor simboluri speciale, folosind fraze de

pericol (H) şi fraze de precauţie (P), datele privitoare la mediu, sănătate şi

periculozitatea substanţelor trebuie sistematizate şi prezentate în tabele speciale.

Acestea trebuie să conţină, pe lângă datele de bază (proprietăţi, toxicitate,

biodegradabilitate, bioacumulare), şi informaţii privind riscul diverşilor compuşi

chimici, precum şi măsuri de protecţie. Rezultatele sunt adoptate prin Directiva

67/548/EEC/01.03.1991 de clarificare şi etichetare a substanţelor periculoase.

Au existat astfel mai multe sisteme de clasificare şi etichetare a

substanţelor periculoase, precum (Maria, 2007, Directiva Consiliului U.E.

2012/18/UE): clasificarea substanţelor periculoase în sistem german (WGK0-

WGK3); sistemul UE al frazelor de pericol (H200-H499), al frazelor de

precauţie (P100-P509) şi al claselor de substanţe periculoase, bazat pe indici de

toxicitate (Oral LD50, Inhal LC50, Fish LC50, Daphnia EC50, Algae EC50,

Bacteria EC10), bioacumulare (BCF, Kow), biodegradabilitate (BOD5/COD);

sistemul Nordic de excludere a substanţei din analiza de risc bazat pe

disponibilitatea în mediu (MW) şi distribuţia sa în aer (PEDair) şi apă, sistemul

EPA / NFPA (USA) etc.

Pentru armonizarea diverselor sisteme de clasificare s-au luat mai multe

decizii la nivel European, cu participarea reprezentanţilor ţărilor EC şi EFTA:

Conferinţa „Environmental classification and labelling of chemicals”, martie

1991, Uppsala (Sweden); OECD Workshop on „Certain aspects of the

classification of chemicals”, noiembrie 1991, Paris. Cu ocazia evenimentelor

anterior menţionate s-a concluzionat că armonizarea internaţională a clasificării

este absolut necesară, cu atât mai mult cu cât efectele sale influenţează pe termen


114

lung sănătatea utilizatorilor de substanţe chimice; facilitarea comerţului cu

substanţe chimice; reducerea numărului de teste de clasificare.

În urma rediscutării tuturor criteriilor de clasificare a substanţelor din

perioada anilor 1970-1990 la Washington, în februarie 1992 a fost elaborat un

raport analizat ulterior la Bruxelles, în aprilie 1992, la întâlnirea comună a ţărilor

OECD şi a altor organizaţii internaţionale reprezentative. Deciziile finale au

prevăzut următoarele recomandări (Maria, 2007): adoptarea criteriilor elaborate

de specialiştii ţărilor membre UE împreună cu specialiştii din ţările nordice, ca

punct de start pentru elaborarea unui sistem unic de clasificare pentru mediul

acvatic; dezvoltarea comună a criteriilor pentru ceilalţi factori de mediu inclusiv

pentru substanţele care au efect negativ asupra stratului de ozon; dezvoltarea

comună a procedurilor şi metodologiilor de clasificare a proceselor de sinteză

chimică.

Anul 1993 a marcat o nouă etapă de reactualizare a clasificării substanţelor

chimice şi au stat totodată la baza elaborării băncilor de date privind informaţii

referitoare la substanţe chimice.

Deşi cuantificarea informaţiilor în aceste bănci de date nu este unanim

acceptată, existând diferite metode statistico-experimentale de caracterizare

individuală şi combinată a poluanţilor, Directiva 67/548/EEC şi Directiva

2001/59/EC au impus reglementări privind clasificarea, ambalarea şi etichetarea

substanţelor periculoase (Maria, 2007).

Clasificarea substanţelor în funcţie de efectele lor asupra mediului (Varma şi

Morbidelli, 1999; Directiva Consiliului U.E. 2012/18/UE) ţine cont de faptul că

substanţele sunt în general foarte răspândite şi au o mare diversitate structurală,

pot migra relativ uşor pe distanţe considerabile de la sursă, se pot acumula în

mediu şi în organismele terestre sau acvatice şi produc efecte într-o gamă largă

asupra sănătăţii, nu de puţine ori conducând chiar la efecte sinergetice.


115

Clasificarea substanţelor periculoase în funcţie de pericolele asociate se bazează pe

dimensiunea vătămărilor produse de acestea şi limitele de expunere admise,

constatându-se următoarele posibile efecte: mecanice (rănirile datorate acţiunilor

mecanice provocate de unda de şoc şi de obiecte proiectate de suflul

exploziei - de ex. o suprapresiune de 200 mbar poate conduce la spargerea

timpanelor); termice ( rănirile datorate acţiunii radiaţiei calorice, a flăcărilor şi

incendiilor, de ex. o radiaţie de 5 kW/m2 conduce la apariţia veziculelor pe piele,

iar una de 50 kW/m2 conduce la vătămări ale structurilor de oţel) ; toxice (în

principiu nu există substanţă toxică sau netoxică, efectul fiind dăunător sau

folositor în funcţie de cantitatea ingerată).

3.2. EXEMPLE DE ACCIDENTE CE IMPLICĂ EFECTE

TERMICE, TRATATE CANTITATIV ÎN LITERATURĂ

3.2.1. Modelul „mingii de foc”(BLEVE, „Fireball”) (AIChE, 2000;

Maria, 2007) este un caz ce se referă la explozia unui recipient sub presiune în

care se află un lichid inflamabil, la o temperatură peste temperatura de fierbere.

Apariţia unei rupturi în recipient determină o evacuare rapidă a lichidului în

fierbere, rezultând, prin aprindere, o „minge de foc” cu propagare rapidă a

incendiului în mediul înconjurător. Suflul exploziei nu este important (Maria,

2007), în schimb numărul de fragmente de vas este un factor ce trebuie

considerat în calculele privind efectele directe sau indirecte (de tip „domino”

(Maria şi colab., 2014)). Se pot evalua (AIChE, 2000):

• Diametrul maxim al mingii de foc (tipic Dmax = 10-100 m):

3maxD 5,8 M

• Durata combustiei mingii de foc (tipic tBLEVE = 1-10 s):


116

3

BLEVE6

0,45 M , pentru M 30000 kgt

2,6 M , pentru M 30000 kg

• Înălţimea centrului mingii de foc (HBLEVE, m):

BLEVE maxH 0,75 D

• Diametrul iniţial al emisferei de foc la nivelul solului (m):

initial maxD 1,3 D

• Fluxul radiant (Er, W/m2) primit de un receptor situat la distanţa L (m):

2/3

a R cr 2

c

2, 2 ( H) ME

4 X

0,09

a w s2, 02 p X

w

a

5328p 101325 (RH) exp 14,4114

T

• Fluxul radiant (Er, W/m2) primit de un receptor pe durata accidentului

(metoda rapidă):

r a 21E E F

R c

2

max BLEVE

M ( H)E

D t

(fluxul radiant la suprafaţa mingii, tipic

200-400 kW/m2)

2

2 2 1,5

21 2

2 2 1,5

H (D/2), (orizontal), dacă L D/2

(L H )F

L (D/2), (vertical), dacă L D/2

(L H )

Notaţii:

M – masa iniţială a lichidului inflamabil în mingea de foc (kg);

a – transmitanţa atmosferică (adimensională);


117

R – fracţia radiată din căldura de combustie (adimensională, tipic 0,3);

(-H)c – căldura de combustie (J/kg);

Xc – distanţa de la mingea de foc la receptor (m);

pw – presiunea parţială a vaporilor de apă în aer (Pa);

Xs – distanţa curentă de propagare a radiaţiei de la suprafaţa mingii de foc

la receptor (m);

(RH) – umiditatea relativă a aerului (%);

Ta – temperatura ambientală (K);

D – diametrul mingii de foc;

L – distanţa până la receptor măsurată pe orizontală din centrul mingii de

foc;

H – distanţa de la centrul mingii la sol;

F21 – factori de vedere

3.2.2. Modelul arderii în bazin deschis

Modelul determină pericolul potenţial prin efectul de propagare (de

“domino”) al incendiului. Principalele variabile calculate sunt:

• viteza de descreştere verticală a nivelului (y) bazinului lichid

4

max(dy /dt) 0,7 2 10 m s

tipic: 6

max c v(dy/dt) 1, 27 10 ( H) / H

o

v v p BP oH H c (T T )

• viteza de ardere masică a lichidului

B maxm (dy/dt) (pentru densitate lichid cunoscută);

-3

B c vm = 10 (-ΔH) /H (pentru densitate lichid necunoscută);

• diametrul maxim al bazinului (Dmax, m):

max LD 2 F /[ (dy/dt)]


118

• înălţime (vizibilă) flacăra (H, m):

0,254

0,044B

a

mH/D 6, 2 u*

g D

w

3B v

uu*

g m D/

(vânt important)

0,61

B

a

mH/D = 42

g D

(absenţă vânt)

• înclinaţie () flacără faţă de verticală (direcţie flacăra identică cu cea a

vântului):

1, pentru u* 1cos

1/ u* , pentru u* 1

• puterea calorică emisă la sursă

o tipic: Eav = 50-120 kW/m2

o av m sE E exp( S D) E [1 exp( S D)]

• factorul de vedere geometric, prin modelul sursei radiative punctiforme

(FP):

2

PF 1/(4 x )

• factorul de vedere maximal la nivelul solului (F21), prin modelul penei

de transmisie (cazul flăcării circulare verticale sau flăcării înclinate)

disponibil din diagrame (Maria, 2007)

• fluxul radiant primit de un receptor (Er, W/m2):

a B c P

r

a av 21 21

m ( H) A F , prin modelul sursei radiante punctiforme

E

E F , prin modelul de transmisie în pană (F de la modelul mingii de foc)


119

0,09

a w s2, 02 p X

w

a

5328p 101325 (RH) exp 14,4114

T

• distanţa curentă de propagare a radiaţiei de la centrul flăcării la

receptor:

2 2

s eX (H/2) (D L)

e maxD min(D,D )

Notaţii:

H – înălţime flacără (m);

L – distanţa bazin – receptor pe orizontală (m);

(-H)c – căldura de combustie lichid (J/kg);

Hv – căldura de vaporizare lichid la temperatura de fierbere (J/kg);

cp – căldura specifică lichid (J/kg·K)

H0

v – căldura de vaporizare lichid la temperatura atmosferică (J/kg);

TBP

– temperatura de fierbere lichid (K);

FL – debitul de lichid ce se scurge în bazin (m3/s)

dy/dt – viteza de ardere a lichidului (m/s);

D – diametrul echivalent al bazinului (tipic 1-50 m);

a – densitatea aerului (1,2 kg/m3 în condiţii ambiante);

v – densitatea vaporilor la punctul de fierbere (kg/m3);

Em – puterea calorică maxima emisă în spotul luminos (aprox.

140 kW/m2);

Es– puterea calorică maximă emisă de fum (aprox. 20 kW/m2);


120

S – 0,12-1 constantă experimentală;

x – distanţa din centrul flăcării la receptor (m);

a – transmitanţa atmosferică (vezi şi modelul „mingii de foc”);

pw – presiunea parţială a vaporilor de apă în aer (Pa);

– fracţia de energie de combustie radiată (0,15-0,35; tipic 0,3);

(RH) – umiditatea relativă a aerului (%);



Xs – distanţa curentă de propagare a radiaţiei de la centrul flăcării la

receptor (m);

3.2.3. Modelul jetului incandescent

Acest tip de model este aplicabil situaţiei producerii unui jet incandescent

ce iese cu presiune dintr-un vas. Calculul vizează determinarea efectelor produse

asupra unui receptor aflat în apropiere. Într-o variantă simplificată sursa

punctiformă de radiaţie este considerată în centrul flăcării iar geometria flăcării

este considerată a fi dată de două conuri ataşate prin bază. Printre altele se pot

determina mărimi precum:

• Lungimea flăcării turbulente vizibile (L):

f j aT T

j T T f

T T ML 5,3C 1 C

d C M

• Fluxul radiant primit de un receptor (Er):

r a r P a m PcE Q F F H F

Notaţii:

dj – diametrul jetului la ieşire (egal cu cel al orificiului de ieşire, m);

CT – fracţia molară de combustibil în amestecul stoechiometric de


121

combustibil-aer;

(-H)c – căldura de combustie lichid (J/kg);

T – raportul molar reactanţi/produşi în amestecul stoechiometric

combustibil/aer;

Tf, Tj – temperatura adiabată a flăcării şi cea a jetului fluid (K);

Ma – masa molară aer (kg/kmol);

Mf – masa molară combustibil (kg/kmol);

a – transmitanţa atmosferică;

Fm – debitul masic de combustibil ce alimentează jetul (kg/s);

FP – factorul de vedere geometric prin modelul sursei radiante

punctiforme (m-2)

– fracţia de energie de combustie radiată (0,15-0,35; tipic 0,3);

În cazul flăcărilor jet provenite din combustia LPG se pot utiliza relaţiile

simplificate:

• Lungimea torţei/flăcării (L):

0,5

mL 9,1 F 1 < Fm < 3000 kg/s

• Raza conului flăcării (W):

W 0, 25 L

• Raza periculoasă din jurul flăcării unde se constată o letalitate

de 50 % (rs,50):

0,4 0,47

s,50 mr 1,9 t F timpul de expunere t este 10 < t < 300 s

Un model sursă foarte utilizat pentru emisii de gaze combustibile în jet cu

viteze sonice prin orificii este (AIChE, 2000)

k 1 k 1

cm D 1

1

k g M 2F C A p

R T k 1


122

Notaţii:

CD – coeficient de descărcare combustibil, calculat din pierderile de

presiune ale gazului prin frecare

CD – 1 pentru jet sonic

A – aria orificiului de evacuare (m2);

p1 – presiunea din rezervor (Pa);

T1 – temperatura din rezervor (K);

k = cp / cv – raportul căldurilor specifice;

R – constanta gazelor (J/mol·K);

gc – constantă gravitaţională definită ca raport între forţă şi produsul între

masă şi acceleraţie (adimensională). Dacă forţa este greutatea şi

acceleraţia este acceleraţia gravitaţională, atunci gc = 1 N/(kg·m/s2)

4. Analiza inspecţiei şi mentenanţei bazată pe risc

123

IV. ANALIZA INSPECŢIEI ŞI MENTENANŢEI

BAZATĂ PE RISC, ÎN CONTEXTUL

EVENIMENTELOR CU CARACTER

DISTRUCTIV

Ion Durbacă

4.1. CONSIDERAŢII INTRODUCTIVE

Deşi există şi astăzi în practica curentă de la nivelul multor organizaţii

naţionale din domeniul industriilor de proces tendinţa de planificare şi utilizare a

activităţilor preventive de control, monitorizare, inspecţie şi mentenanţă orientate

pe stare şi bazate pe reguli prescriptive şi experienţă, totuşi necesitatea apariţiei şi

aplicării unei actuale şi moderne proceduri conceptuale de mentenanţă şi inspecţie

bazate pe risc (RBM & RBI) şi centrate pe fiabilitate (RCM & RCI) a devenit

aproape iminentă.

Premisa de bază a mentenanţei şi inspecţiei centrate pe fiabilitate (RCM &

RCI) este aceea că toate echipamentele se defectează şi au o durată de viaţă

limitată, dar nici una dintre aceste presupuneri nu este valabilă. Ipotetic însă,

dacă echipamentele sau sistemele industriale sunt bine proiectate, instalate,

operate şi întreţinute, ar însemna că acestea nu se vor defecta niciodată, iar

Ion Durbacă

124

durata lor de viaţă ar fi aproape infinită. Câteva defecţiuni, dacă vor exista, vor fi

întâmplătoare şi influenţele exterioare (cum ar fi, erori de operare sau reparare

necorespunzătoare), sunt cauza tuturor defecţiunilor. Cu excepţia defectărilor

instantanee, cauzate de erori grosolane de operare sau influenţe exterioare total

anormale, metodologia de analiză a dinamicii stării de funcţionare, poate

detecta, izola şi preveni defectarea sistemului.

Totuşi, în mod real, conceptele de mentenanţă şi inspecţie bazate pe risc (RBM

& RBI) care fac obiectul acestui capitol, au în vedere utilizarea unei proceduri

specifice de aplicare şi de evaluare a fiabilităţii şi integrităţii structurale a

echipamentelor şi instalaţiilor industriale şi, respectiv, a riscurilor manifestate

(RIMAP RTD Consortium, 2002). Aceste modele conceptuale bazate pe risc

reprezintă ansamblul lucrărilor cu caracter preventiv stabilite pe baza unui

volum mare de monitorizări, a cunoaşterii evoluţiei parametrilor de la

echipamentele importante, caracteristicilor şi performanţelor elementelor

componente ale echipamentelor, costurilor de înlocuire a echipamentelor

propriu-zise şi a elementelor componente, precum şi a cunoaşterii costurilor

asociate. Aplicarea acestor concepte presupune existenţa unei baze de date

privind:

• performanţele echipamentelor şi instalaţiilor;

• evoluţia parametrilor în exploatare;

• monitorizările şi diagnosticările echipamentelor;

• evidenţa evenimentelor la fiecare echipament de bază;

• costul întreruperilor în alimentarea cu utilităţi.

Alegerea modelelor conceptuale de mentenanţă şi inspecţie bazate pe risc

sau centrate pe fiabilitate este dependentă de caracteristica conform căreia

instalaţiile sau echipamentele sunt noi, retehnologizate, în curs de

retehnologizare sau au o durată normată de viaţă spre limita admisă de fabricanţi

sau reglementările în vigoare.


125

4.2. DESCRIEREA PROCEDURII DE APLICARE A

CONCEPTELOR DE MENTENANŢĂ ŞI INSPECŢIE BAZATE PE

RISC ŞI CENTRATE PE FIABILITATE

Aplicarea conceptelor de mentenanţă şi inspecţie bazate pe risc (RBM & RBI) şi

centrate pe fiabilitate (RCM & RCI) în cadrul echipamentelor şi instalaţiilor pentru

procese industriale solicită ca lucrările asociate tuturor activităţilor specifice

(inspecţie/control, întreţinere, reparaţii etc) să fie executate de către personal cu

experienţă, la toate nivelurile (Durbacă I. şi Durbacă A.C., 2014). De regulă, se

recomandă ca managementul organizaţional să aibă în vedere alcătuirea unei

echipe complexe cu caracter multidisciplinar, având competenţe în inspecţie,

mentenanţă, studiul materialelor de fabricaţie, ingineria mecanicii ruperii

(mecanisme de deteriorare/degradare, siguranţă şi integritate structurală),

operarea şi procesarea echipamentelor şi instalaţiilor, evaluarea fiabilităţii şi a

riscului. În Fig. 4.1, de mai jos, este reprezentată procedura de aplicare a

mentenanţei bazată pe risc, care se compune din 5 etape tehnice de bază (RIMAP

RTD Consortium, 2002):

- analiza preliminară;

- culegerea şi validarea datelor;

- analiza de risc;

- procesul de decizie/plan de acţiune;

- implementarea.

Suplimentar celor 5 etape tehnice de bază, se mai adaugă o etapă tehnico-

organizatorică, definită prin evaluarea eficienţei. Una dintre cele 6 etape specifice

procedurii de aplicare a mentenaţei bazată pe risc, cu dimensiunea cea mai mare,

o reprezintă analiza de risc pe mai multe nivele.

Ion Durbacă

126

Figura 4.1. Reprezentarea procedurii de aplicare a mentenanţei şi inspecţiei bazate pe

risc (RIMAP RTD Consortium, 2002).

4.2.1. Analiza preliminară

Această primă etapă caracterizează amplasamentul tehnologic

(echipamente, instalaţii, componente etc.), stabileşte obiectivele, scopul analizei

şi definirea limitelor sistemului tehnic considerat (componente, mecanisme de

deteriorare principale, scenarii de cedare posibile şi timpul selectat în scopul

analizei de risc).


127

De exemplu, în cazul unui sistem de conducte tehnologice din cadrul instalaţiilor

şi echipamentelor pentru procese industriale, definirea limitelor sistemului tehnic

analizat trebuie să cuprindă următoarele:

- componentele din sistem: conductă magistrală de abur tehnologic

(tipul materialului de execuţie / oţel 12H1MF; presiunea de lucru

P = 150 bar; temperatura de lucru t = 550 ºC; numărul orelor de

funcţionare 141.000; numărul de porniri-opriri 142; dimensiunile ţevii

Ø 325 x 38; fără incidente în exploatare);

- mecanismele de deteriorare principale, în principal solicitarea simplă

la fluaj şi mixtă, la oboseală-fluaj;

- principalul scenariu de cedare posibil: spargere la fluaj; în secundar,

fisurarea la oboseală-fluaj, datorită vibraţiilor;

- timpul selectat în scopul analizei de risc pentru sistemul tehnic

considerat este 100.000 ore de operare, stabilit de proiectant (7,5 ani)

şi 200.000 ore, obiectivul-ţintă stabilit pentru analiză (15 ani).

Criteriile de acceptabilitate se stabilesc de către titularul de activitate

(operatorul industrial), prin intermediul cerinţelor de reglementare (ISCIR, TRD

etc).

4.2.2. Culegerea şi validarea datelor

Scopul ţintă al acestei etape îl reprezintă culegerea şi organizarea tuturor

datelor relevante şi a informaţiilor necesare analizei. Aceste date sunt folosite la

evaluarea atât a probabilităţii cât şi a consecinţei unui scenariu de cedare cu

metodele de analiză care satisfac cerinţele de bază ale procedurii. De exemplu, în

cazul sistemului de conducte tehnologice industriale analizate, se vor colecta

următoarele tipuri de date:

Ion Durbacă

128

• caracteristicile geometrice (diametru interior, grosimea de proiectare a

peretelui etc);

• parametri funcţionali (temperatura şi presiunea de proiectare);

• caracteristicile de material (rezistenţa medie de rupere la fluaj,

rezistenţa la oboseală la temperatura dată);

• timpul de serviciu, în ore de operare;

• parametri din sistemul de monitorizare (temperatura şi presiunea);

• rezultate ale încercărilor anterioare (temperatura de ductilitate nulă,

NDT; temperatură de tranziţie la rupere cu deformaţie plastică

generalizată, FTP), inclusiv înregistrările inspecţiei precedente;

• date de calcul preliminar (de exemplu, codul ASME, codul TRD/EN

14952).

4.2.3. Analiza de risc

Această etapă are ca obiective primordiale identificarea riscurilor relevante

pentru fiecare sistem în limitele scopului de lucru şi determinarea probabilităţilor

şi consecinţelor cedării pentru mai multe nivele (în profunzime, în detaliu) ale

analizei de risc. Scopul unei analize de risc este de a reduce efortul de lucru

pentru obiectele de risc scăzut şi de a spori efortul pentru cele cu risc înalt.

Rezultatul acestei etape este stabilirea unei categorii pentru probabilitatea de

cedare (PoF) şi a altei categorii pentru consecinţa cedării (CoF), corespunzătoare

pentru fiecare componentă a echipamentului analizat. Bazate pe PoF şi CoF,

rezultatele evaluării de risc pot fi trasate grafic în matrice, separate pentru fiecare

tip de risc (riscuri tehnice, de SSM, de mediu, economico-financiare etc).

Deoarece solicitările la fluaj şi/sau oboseală sunt principalele mecanisme de

degradare specifice instalaţiilor şi echipamentelor din industriile de proces,


129

determinarea probabilităţii de cedare (PoF), în cazul exemplului considerat, se

bazează pe epuizarea la fluaj şi pe epuizarea la oboseală.

Conform reprezentării procedurii de aplicare a mentenanţei bazată pe

risc din Fig 1 de mai sus, analiza de risc se realizează pe următoarele nivele:

- calitativă/prin clasificare;

- semicantitativă/intermediară,

- cantitativă/detaliată.

În acest caz, este abordat primul nivel de analiză calitativă a riscului (prin

clasificare) care utilizează datele disponibile de proiectare ale componentei

tehnice analizate, iar ca date suplimentare, numărul real de ore de operare.

Utilizând regulile tehnice germane TRD (EN 14952), se calculează tensiunea de

serviciu şi factorii de epuizare (epuizarea la fluaj, ez;epuizarea la oboseală, ew).

Definirea claselor corespunzătoare probabilităţii de cedare (PoF) şi consecinţei

cedării (CoF) este utilizată pentru realizarea scenariilor de cedare cu ajutorul

diagramei de tip ,,papion”, al cărui exemplu de aplicare pentru sistemul de conducte

tehnologice industriale analizate este prezentat în Fig. 4.2. Astfel, pentru

definirea claselor PoF se utilizează următoarele notaţii: PoF Ez – probabilitatea de

cedare bazată pe epuizarea la fluaj; PoF Ew – probabilitatea de cedare bazată pe

epuizarea la oboseală; PoF E - probabilitatea de cedare combinată pentru PoF Ez

şi PoF Ew.

Figura 4.2. Diagrama de tip ,,papion” pentru sistemul tehnic analizat

Ion Durbacă

130

Analog, se procedează la definirea claselor CoF, prin utilizarea

următoarelor efecte sau consecinţe economice ale cedării: costul suplimentar al

înlocuirii; costul tipic al reparaţiei; pierderea de producţie datorată cedării; costul

global al înlocuirii; costuri combinate de reparaţie/pierdere de producţie; costuri

datorate degradării suplimentare ale echipamentului; costuri datorate

înlocuirii/degradării combinate; valoarea înlocuirii; costuri ale spargerii prin

degradare globală.

Etapa de definire a claselor menţionate anterior este succedată de calculul

valorilor acestora, respectiv pentru PoF şi CoF. În analiza calitativă din etapa de

clasificare s-au definit 5 clase pentru PoF (clasa 1 – practic imposibil; clasa 2 –

foarte improbabil; clasa 3 – improbabil; clasa 4 – oarecum probabil; clasa 5 –

foarte probabil) şi 5 clase pentru CoF (clasa A – reparare / pierdere de timp;

clasa B – repararea sau înlocuirea conductei cu consecinţe financiare; clasa C –

prin spargere şi prin consecinţe financiare şi de mediu; clasa D – spargerea şi

oprirea instalaţiei / consecinţe financiare şi de mediu / pierderea reputaţiei; clasa

E – suplimentar faţă de clasa precedentă - victime umane / morţi, răniţi.

Consecinţa cedării (CoF) s-a evaluat prin expertiză/diagnoză tehnică

combinată cu informaţia existentă din serviciu şi istoria mentenanţei (Brear ş.a.,

1994; Heerings ş.a., 2003). Aspectele consecinţei potenţiale au inclus

consecinţele tehnico-inginereşti care includ următoarele: degradarea, fisurarea,

potenţială / spargere catastrofală prin cedare, precum şi consecinţele financiare

(costul reparării/înlocuirii şi pierderii de producţie, consecinţele poluării

mediului şi consecinţe privind siguranţa personalului, prin morţi, răniţi şi

pierderea reputaţiei firmei etc).

Având în vedere valorile pentru PoF şi CoF şi urmând scenariul definit

anterior prin diagrama ,,papion” aferentă fiecărei compenente, se procedează la

determinarea riscului prin intermediul matricei de risc aferentă acestui prim nivel


131

de analiză calitativă, prin utilizarea claselor corespunzătoare acestor valori. În

cazul exemplului analizat, matricea de risc este prezentată în Fig. 4.3.

PoF

5

4

3

2

1

A B C D E

CoF

Figura 4.3. Matricea de risc pentru analiza calitativă

Întrucât, prin exemplul analizat, durata proiectată de 100.000 de ore a fost

depăşită la acest nivel de analiză a riscului, se consideră că există o probabilitate

de cedare maximă şi o consecinţă a cedării maximă, de asemenea, probabilitatea

de cedare PoF este în clasa 5, iar consecinţele cedării CoF se situează în clasa E.

În acest caz de risc major este necesară pe de o parte, abordarea analizei de risc

la nivele superioare (intermediară şi detaliată) şi pe de altă parte, organizarea

activităţilor de mentenanţă (diagnoză/control, planificare/programare, execuţie,

monitorizare/inspecţie).

4.3. ASPECTE PRIVIND EVALUAREA DETERIORĂRII

ECHIPAMENTELOR PENTRU PROCESE INDUSTRIALE LA

ESTIMAREA FACTORILOR DE DEGRADARE, CONFORM

PROCEDURII API RBI

Ion Durbacă

132

Tendinţa actuală către o abordare bazată pe risc are în vedere o expertiză

atotcuprinzătoare a funcţionării echipamentelor şi instalaţiilor de proces, pe o

înţelegere mai bună a mecanismelor de degradare a materialelor de construcţie a

acestora, precum şi pe disponibilitatea procedurilor de evaluare a adaptării la

condiţiile de funcţionare (fitness for service) (RIMAP RTD Consortium, 2002).

Anumite sectoare ale industriei, în special sectoarele industriei chimice,

petrochimice şi de rafinării, ale industriei metalurgice, termoenergetice,

cimentului etc, au început să stabilească priorităţi ale inspecţiei şi mentenanţei, în

baza riscurilor specifice ale avariilor elementelor componente ale structurilor

mecanice de bază şi în conformitate cu conceptele RBI corespunzătoare

cerinţelor codurilor de inspecţie API pentru recipiente sub presiune (API 510),

sisteme de conducte (API 570) şi recipiente de depozitare (API 653). Abordarea

procedurii API RBI este o practică recomandată pentru dezvoltarea inspecţiilor

bazate pe risc pentru echipamente statice (recipiente sub presiune, rezervoare de

depozitare, schimbătoare de căldură, sisteme de conducte etc) din cadrul

industriilor de proces menţionate (American Petroleum Institute, 2000, 2001 şi

2002).

Actualmente, sunt abordate în general, trei tipuri de evaluare RBI:

• calitativă, în baza datelor descriptive folosind expertiza tehnică şi

experienţa;

• cantitativă/detaliată, în baza modelelor probabilistice sau statistice;

• semicantitativă/intermediară, care cuprinde atât elemente calitative cât şi

cantitative.

Evoluţia actuală către o abordare bazată pe risc este susţinută de o

expertiză cuprinzătoare a funcţionării echipamentelor şi instalaţiilor industriale,

înţelegerea îmbunătăţită a mecanismelor de degradare a materialelor, precum şi

disponibilitatea procedurilor de evaluare a adaptării la utilizare.


133

Modalitatea îmbunătăţită de utilizare a evaluărilor RBI oferă industriei

beneficii potenţiale, precum:

• management îmbunătăţit al sănătăţii şi securităţii ocupaţionale şi a

altor riscuri posibile;

• identificarea la timp şi repararea sau înlocuirea echipamentului

deteriorat;

• economisiri de costuri prin eliminarea inspecţiei ineficiente,

extinderea intervalelor de inspecţie şi disponibilitatea mai mare a

echipamentelor şi instalaţiilor.

În limbajul ,,tehnico-ingineresc”, riscul de producere a unui accident tehnic

este asociat cu probabilitatea de deteriorare (până la cedare, rupere, distrugere,

eveniment nedorit) a unui sistem sau instalaţie industrială, fiind mai puţin asociat

cu consecinţele evenimentului nedorit. Deşi probabilitatea de deteriorare este o

măsură a siguranţei industriale, aceasta din urmă este înţeleasă mai degrabă ca o

stare pe care sistemul trebuie să o îndeplinească. Riscul R(t) reprezintă partea

cuantificabilă a analizei de siguranţă, fiind funcţie de timp şi exprimat ca produs

între probabilitatea de deteriorare PD(t) sau de apariţie a evenimentului nedorit şi

consecinţele deteriorării CD(t) sistemului tehnic:

( ) ( ) ( )D DR t P t C t

în care: PD(t) este probabilitatea de deteriorare, definită prin frecvenţa sau viteza

medie cu care evenimentul nedorit specificat, ar fi de aşteptat să se producă într-

o perioadă de timp dată, în mod normal un an; CD(t) - consecinţele deteriorării (sau

efectul evenimentului nedorit), prin eliberarea neintenţionată a energiei stocate şi a

materialului periculos reprezintă un potenţial pentru defecţiuni.

Aşadar, riscul de producere a unui accident tehnic combină probabilitatea

de deteriorare cu mărimea efectelor acelui eveniment nedorit. Dacă acestea sunt

evaluate numeric, atunci riscul este definit ca produsul ratei de probabilitate de

producere a evenimentului şi al efectului măsurat. Dar există diferite riscuri

Ion Durbacă

134

asociate cu măsuri diferite şi efecte diferite. În ciuda acestei definiţii, riscul este

deseori evaluat din punct de vedere calitativ fără acest factor normal. În această

situaţie, riscul este o combinaţie de probabilităţi şi efecte evaluate din punct de

vedere calitativ şi este deseori prezentat ca un element în cadrul unei matrice de

tip probabilitate – efect.

4.3.1. Analiza probabilităţii de deteriorare

Într-un program RBI, analiza probabilităţii de deteriorare este realizată în

scopul estimării probabilităţii unei consecinţe specifice nefavorabile, ca urmare a

apariţiei unui eveniment nedorit din cauza prezenţei unui mecanism de

degradare. Probabilitatea unei anumite consecinţe este, în principiu, produsul

probabilităţii de deteriorare PD(t) şi probabilitatea scenariului considerat,

presupunând că deteriorare a avut loc.

Analiza probabilităţii de deteriorare trebuie să ia în considerare efectul tuturor

mecanismelor de degradare la care echipamentul este considerat susceptibil. În

conformitate cu procedura API RBI, probabilitatea de deteriorare PD(t) se determină

folosind următoarea relaţie (RIMAP RTD Consortium, 2002, Murariu, 2013):

( ) ( )D GD D SMP t f F t F

în care: fGD este frecvenţa generică de deteriorare (probabilitate bazată pe un volum

mare de date referitoare la componente, neincluzând efectele mecanismelor de

degradare specifice); FD(t) – factorul de degradare (factor de ajustare aplicat

frecvenţei generice de deteriorare a unei componente pentru a cuantifica

mecanismele de degradare ce sunt active în respectiva componentă); FSM –

factorul sistemelor de management (factor de ajustare ce justifică porţiunile sistemului

de management al instalaţiei care au cel mai mare impact direct asupra

probabilităţii de defectare a unei componente).


135

4.3.1.1. Frecvenţa generică de deteriorare

Frecvenţa generică de deteriorare fGD, pentru diferite tipuri de echipamente a

fost stabilită la o valoare reprezentativă pentru datele specifice avariilor din

industriile de proces. Aceasta este menită să reprezinte frecvenţa de deteriorare

înainte de orice expunere la degradare sau mediu de lucru şi este prezentată

numai pentru anumite tipuri de echipamente (recipiente sub presiune, coloane,

sisteme de conducte, rezervoare de stocare etc), precum şi pentru anumite

dimensiuni ale orificiilor. Dimensiunile discrete ale orificiilor şi frecvenţele

corespunzătoare de deteriorare sunt introduse în evaluare pentru modelarea

scenariilor de scurgere la avarii. Procedura API RBI utilizează 4 dimensiuni

discrete ale orificiilor pentru a modela scenariile de scurgere care acoperă o gamă

completă de evenimente (orificii mici, medii, mari şi spărturi) şi prezintă o listă

recomandată de frecvenţe generice de deteriorare [avarii/an] corespunzător

tipului de echipament şi componentă specifică funcţie de mărimile orificiilor

relevante, cu specificarea valorilor totale per component (RIMAP RTD

Consortium, 2002).

4.3.1.2. Factorul de degradare

Factorul de degradare FD(t), se determină în baza mecanismelor de degradare

aplicabile (coroziune locală şi generală, fisurare, fluaj etc.) relevante pentru

materialul componentei şi condiţiile de operare, starea fizică a componentei şi

tehnicile de inspecţie utilizate pentru cuantificarea degradării.

Scopul principal al determinării factorului de degradare îl constitue

evaluarea statistică a stării de degradare, care poate fi considerată ca o funcţie a

timpului de funcţionare, precum şi a eficienţei inspecţiei, pentru cuantificarea

degradărilor.

Ion Durbacă

136

Având în vedere mecanismele de degradare cunoscute, sunt operaţionali în

prezent, următorii factori de degradare:

• S

DF t - la subţiere;

• DCC

DF t - la deteriorarea căptuşelilor componentelor;

• FE

DF t - la factori externi;

• CFT

DF t - la coroziune fisurantă sub tensiune;

• AHTI

DF t - atac de hidrogen la temperatură înaltă;

• OM

DF t - la oboseală mecanică;

• RF

DF t - la rupere fragilă.

În cazul existenţei mai multor mecanisme de degradare, pentru

determinarea factorului total de degradare Total

DF t se impune necesitatea

combinării factorilor de degradare mai sus menţionaţi, prin aplicarea principiului

suprapunerii efectelor, astfel:

a) în cazul unei degradări prin subţiere locală:

max ,Total S FE CFT AHTI OM RF

D D D D D D DF F F F F F F

b) în cazul unei degradări prin subţiere generală:

Total S FE CFT AHTI OM RF

D D D D D D DF F F F F F F

Când se efectuează însumarea factorilor de degradare pentru determinarea

factorului total de degradare utilizând relaţiile (3) sau (4), în cazul în care un

factor de degradare este mai mic sau egal cu 1, atunci acest factor de degradare

se stabileşte la valoarea zero în cadrul însumării. Dacă valoarea Total

DF t ≤ 1,

atunci rezultatul final se consideră Total

DF t = 1.

Analiza preliminară (screening) a oricărei componente fabricată din oţel

carbon sau oţel slab aliat presupune evaluarea susceptibilităţii la rupere fragilă,

necesitând îndeplinirea condiţiilor de funcţionare la temperatura minimă de


137

proiectare Tmin (Minimum Design Metal Temperature - MDMT) în condiţii normale,

inclusiv gestionarea perturbărilor în funcţionare. În Fig. 4.4 de mai jos, se

prezintă procedura de determinare a factorului de degradare la rupere fragilă RF

DF t .

Corespunzător acestei proceduri, factorul de degradare de bază RF

DBF t se

determină în funcţie de grosimea componentei analizate şi respectiv, valoarea

diferenţei (Tmin - Tref ) ºC (RIMAP RTD Consortium, 2002).

Factorul de degradare la rupere fragilă RF

DF t se determină cu ajutorul

următoarei relaţii (RIMAP RTD Consortium, 2002):

RF RF VE

D DB AF t F t F

în care: VE

AF este factorul de ajustare pentru vechimea în exploatare, care are

următoarele valori:

• 0,01 – în cazul în care componenta analizată a fost expusă timp de

mai mulţi ani la cele mai scăzute temperaturi aşteptate şi nu este

solicitată la oboseală sau coroziune fisurantă sub tensiune;

• 1,00 – în caz contrar (componenta nu a fost expusă timp de mai mulţi

ani la cele mai scăzute temperaturi aşteptate, dar este solicitată la

oboseală sau coroziune fisurantă sub tensiune).

4.3.1.3. Factorul sistemelor de management

Factorul sistemelor de management FSM ia în considerare influenţa

sistemului de management al amplasamentului industrial asupra integrităţii

mecanice a echipamentelor de proces. Acest factor cuantifică faptul că este

descoperită degradarea care provoacă diverse deteriorări care se acumulează în

timp şi este direct proporţional cu calitatea programului de mentenanţă mecanică

a integrităţii instalaţiei tehnologice. Acest factor derivă din rezultatele evaluării

sistemului de management organizaţional, în ceea ce priveşte riscul industrial.

Ion Durbacă

138

Procedura API RBI conţine un modul destinat evaluării componentelor

sistemului de management având cel mai mare impact asupra probabilităţii de

deteriorare a echipamentelor. Această evaluare constă într-o serie de interviuri cu

personalul de conducere, operatori, inspectori, personal de mentenanţă,

tehnicieni şi personalul de securitate. Importanţa unei evaluări eficiente a

sistemului de management a fost de mult timp recunoscută ca un instrument

eficient pentru a preveni deteriorările şi pentru a menţine integritatea mecanică a

echipamentelor de procesare.

Figura 4.4. Procedura de determinare a factorului de degradare la rupere fragilă (RIMAP

RTD Consortium, 2002).


139

4.3.2. Analiza consecinţelor deteriorării

În cadrul unei evaluări API RBI, analiza consecinţelor deteriorării CD(t) este

efectuată pentru a ajuta la stabilirea unei clasificări a elementelor echipamentului

luând în considerare riscul. Aşadar, sunt analizate următoarele categorii de consecinţe

(RIMAP RTD Consortium, 2002, Murariu, 2013, Selva & Mech, 2012):

• inflamabile şi explozive;

• toxice;

• scurgeri neinflamabile, non-toxice;

• financiare.

De asemenea, metodologia API RBI cuprinde două niveluri de evaluare a

consecinţelor deteriorării:

• analiza consecinţelor - Nivel I: este o metodă simplificată putând fi

folosită pentru un număr limitat de fluide reprezentative şi cuprinde căutări

tabelare şi grafice care pot fi folosite cu uşurinţă pentru a calcula consecinţele

deteriorărilor, fără să fie nevoie de software specializat sau tehnici de modelare a

consecinţelor; scopul acesteia constă în:

- determinarea fluidului reprezentrativ şi a proprietăţilor asociate;

- selectarea diametrului orificiului de scurgere;

- calculul ratei de scurgere;

- estimarea cantităţii de material disponibilă a se scurge;

- determinarea sistemelor de detectare şi de izolare asupra mărimii

scurgerii,

respectiv, cuprinde următoarele etape:

I. determinarea debitului şi a masei scurgerii pentru analiza

consecinţelor;

II. determinarea consecinţelor inflamabile şi explozive;

III. determinarea consecinţelor toxice;

Ion Durbacă

140

IV. determinarea consecinţelor neinflamabile şi non-toxice;

V. determinarea zonelor finale de consecinţe cu deteriorări de

componente şi vătămări umane;

VI. determinarea consecinţelor financiare.

• analiza consecinţelor - Nivel II: se utilizează în cazurile în care ipotezele

nivelului I nu sunt valide, necesitând calcule mai riguroase pentru etapele

precedente (într-o faza mai avansată) şi cuprinde suplimentar, următoarele etape:

VII. determinarea compoziţiei fluidului şi a proprietăţilor asociate;

VIII. calculul debitului de scurgere;

IX. determinarea tipului de scurgere;

X. estimarea impactului sistemelor de detectare şi de izolare asupra

mărimii scurgerii.

Bibliografie

141

Bibliografie

*** - Codul de bune practici în fermă - Institutul Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru

Pedologie Agrochimie şi Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti, Ministerul Mediului

şi Gospodăririi Apelor

*** - TOPRAK Wastewater Engineering - Design, Construction, Operation -

web.deu.edu.tr/atiksu/ana58/kompost.htlm

***, 2005 - Codul de bune practici agricole pentru protecţia apelor împotriva poluării cu nitraţi din

surse agricole – Ministerul Mediului şi Gospodăririi Apelor, Bucureşti

***, 2006 - In Situ and Ex Situ Biodegradation Technologies for Remediation of Contaminated Sites

– Engineering Issue – EPA–United States Environmental Protection Agency, Office of

Research and Development National Risk Management Research Laboratory

Cincinnati, OH 45268, EPA/625/R-06/015

***, 2009 - Raport privind starea mediului în România – capitolul 5 Solul – Agenţia Naţională

pentru Protecţia Mediului

***, 2010 - Ghid de bune practici – Proiectul Controlul Integrat al Poluării cu Nutrienţi,

actualizat

***, 2011 - O R D I N privind aprobarea Programului naţional privind realizarea Sistemului

naţional de monitorizare sol-teren pentru agricultură, a Normelor de conţinut pentru studiile

pedologice şi agrochimice elaborate în vederea realizării şi reactualizării periodice a Sistemului

judeţean de monitorizare sol-teren pentru agricultură şi a realizării Sistemului naţional de

monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km şi bazele de date aferente, a

Metodologiei privind realizarea şi reactualizarea Sistemului judeţean de monitorizare sol-teren

pentru agricultură şi a Sistemului naţional de monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile

8x8 km şi a bazelor de date aferente, a Normelor de conţinut privind realizarea Sistemului

naţional de monitoring al calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km şi a Bazei de date aferente

reţelei de profile 8x8 km, precum şi realizarea bazei de date la nivel naţional aferente Sistemului

judeţean de monitorizare sol-teren pentru agricultură şi a Modului de finanţare a Sistemului

judeţean de monitorizare sol-teren pentru agricultură, a Sistemului naţional de monitoring al

calităţii solului în reţeaua de profile 8x8 km, precum şi a bazelor de date aferente – Ministerul

Bibliografie

142

Agriculturii şi Dezvoltării Rurale - MONITORUL OFICIAL AL ROMÂNIEI,

Partea I, Nr. 928/28.XII.2011

***, 2012 - Chemicals in the Environment and their Health Implications – The European Union

takes action – European Commision

AIChE, 2000 – Guidelines for chemical process quantitative risk analysis, Center for Chemical

Process safety of the American Institute of Chemical Engineers (AIChE), New

York.

AIChE, 2000 – Guidelines for chemical process quantitative risk analysis, Center for Chemical

Process Safety of the American Institute of Chemical Engineers (AIChE), New

York.

AMERICAN PETROLEUM INSTITUTE, 2000 – API 510 – Pressure Vessel

Inspection.

AMERICAN PETROLEUM INSTITUTE, 2001 – API 570 – Piping Inspection.

AMERICAN PETROLEUM INSTITUTE, 2002 – Risk-based Inspection, API

Recommended Practice 580 (is intended to supplement API 510 Pressure Vessel Inspection

Code, API 570 Piping Inspection Code and API 653 Tank Inspection, Repair, Alteration and

Reconstruction), First Edition.

APOSTOL, T., ISTRATE, I., 2011 – Ecologizarea solurilor – Editura Politehnica Press,

Bucureşti, ISBN 978-606-515-267-0

BARBU, C.H., SAND, C., 2004 – Teoria şi practica modernă a remedierii solurilor poluate cu

metale grele – Editura “Alma Mater”, Sibiu, ISBN 973-632-161-4

BELC, N., 2013 - Siguranţa alimentară “de la produsul agricol la aliment” - Institutul Naţional

de Cercetare Dezvoltare pentru Bioresurse Alimentare, Bucureşti

BLOJ, C., MEGHEŞAN-BREJA, A., 2015 -Aspecte privind determinarea reziduurilor de

pesticide din plante şi produse vegetale – U.F. Mureş, Revista PP nr.94/4

BREAR, J.M., AUERKARI, P., DE ARUJO, C., 1994 – Metallographic techniques for

condition assessment and life prediction in SP 249 guidelines, MPA Seminar, Oct.

1994, paper 2

CRĂCIUN, V.I., 2011 – Studii asupra substanţelor biologic active folosite ca aditivi şi nutrienţi

alimentari în scopul creşterii calităţii şi securităţii alimentare - Teză de doctorat – Universitatea

Bibliografie

143

“Lucian Blaga” din Sibiu, Facultatea de Ştiinţe Agricole, Industrie Alimentară şi

Protecţia Mediului, Sibiu

DILEA, M.N., 2011 – Metode şi metodologii în monitorizarea relaţiei sănătate-mediu - Teză de

doctorat – Universitatea POLITEHNICA din Bucureşti

Directiva Consiliului U.E. 2012/18/UE (SEVESO III) privind controlul pericolelor de

accidente majore în care sunt implicate substanţe periculoase, cu modificările şi

completările ulterioare, Jurnalul Oficial al Uniunii Europene, L 197/1-18

DUMITRU, M., MANEA, ALEXANDRINA, CIOBANU, C. şi colab., 2011 -

Monitoringul stării de calitate a solurilor din România – Institutul Naţional de Cercetare-

Dezvoltare pentru Pedologie Agrochimie şi Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti,

Editura SITECH, Craiova

DURBACĂ, I., 2014 – Aspecte privind evaluarea deteriorării echipamentelor pentru

procese industriale la estimarea factorilor de degradare, conform procedurii API

RBI, A 2-a Conferinţă Naţională de Echipamente pentru Procese Industriale, Facultatea de

Inginerie Mecanică şi Mecatronică, Departamentul Echipamente pentru Procese Industriale,

Bucureşti, 16 mai 2014, Volum Conferinţă, Editura Printech, pag. 149, ISBN 978-606-23-

1212-2.

DURBACĂ, I., DURBACĂ, A.C., 2014 - Procedural aspects on the application

maintenance concept based risk and reliability centered in the case assessment

structural integrity of equipments for industrial processes, ICAMS 2014 – The 5th

International Conference on Advanced Materials and Systems, National Research & Development

Institute for Textile and Leather (INCDTP), Division Leather & Footwer Research Institute

(ICPI), Bucharest, Romania, 23-25 oct. 2014, Editura Certex, Bucureşti, 2014, pag.

585, ISSN 2068 - 0783.

FAIRHURST, S., TURNER R. M.,1993 – Toxicological Assessments in Relation to

Major. Hazards, Journal of Hazardous Materials, 33, 215-227

FINNEY, D. J. 1971 – Probit Analysis, 3rd ed. Cambridge University Press

FLOREA GABRIAN, C., 2013 – Stategia Naţională şi Planul Naţional de Acţiune pentru

Gestionarea Siturilor Contaminate din România –varianta 2013 – Ministerul Mediului şi

Schimbărilor Climatice, Bucureşti

Bibliografie

144

GAVRILĂ, L., 2015 - Biotehnologii de depoluare şi remediere a solului - Universitatea din

Bacău, Facultatea de Inginerie, Departamentul de Inginerie Chimică şi Alimentară

GROWES, W.A., 2013- Hazardous Waste Remediation - Department of Energy and

Mineral Engineering, College Of Earth and Mineral Sciences, The Pensylvania State

University

GUSEV, A., MANTSEVA, E., SHATALOV, V., STRUKOV, B., 2005 – Regional

multicompartment model MSCEPOP, EMEP/MSC-E Technical Report 5/2005,

Meteorological Synthesizing Centre East, Moscow (Russia)

HEERINGS, J., DEN HERDER, A., JOHANSON, M. AND REINDERS., J., 2003 –

Assesment of Probability/Likelihood of Failure, Growth Project GIRD-CT, 2001-

03008, RIMAP

http://ec.europa.eu/environment/chemicals/reach/reach_en.htm

http://echa.europa.eu/ro/information-on-chemicals/pic/chemicals

http://echa.europa.eu/ro/regulations

http://www.who.int/ipcs/methods/risk_assessment/en/

MALSCHI, D., 2014 - Biotehnologii şi depoluarea sistemelor ecologice - Manual on-line - Bioflux

Publishing House, Cluj-Napoca, ISBN 978-606-8191-71-3

MANNAN S., 2005 – Lees' Loss Prevention in the Process Industries, Hazard Identification,

Assessment and Control, Elsevier

MARIA, G., 2007 – Evaluarea cantitativă a riscului proceselor chimice şi modelarea consecinţelor

accidentelor, Editura PRINTECH, Bucureşti.

MARIA, G., DINCULESCU, D., KHWAYYIR, H.H.S., 2014 – Proximity risk

assessment for two sensitive chemical plants based on the accident scenario

consequence analysis, Asia-Pacific Journal of Chemical Engineering, 9 (1), 146-158

MARIA, Gh., 2007 – Evaluarea cantitativă a riscului proceselor chimice şi modelarea consecinţelor

accidentelor, Ed. Printech, Bucureşti

MURARIU, A.C., 2013 – Managementul Riscului Industrial - Curs, Programul de Cooperare

Tranfrontalieră Ungaria-România, 2007-2013, ISIM Timişoara.

ONUŢU, I., 2015 – Poluarea solului, subsolului şi acviferului, datorată extracţiei şi transportului

ţiţeiului şi produselor petroliere – Universitatea de Petrol şi Gaze Ploieşti

http://ec.europa.eu/environment/chemicals/reach/reach_en.htm

http://echa.europa.eu/ro/information-on-chemicals/pic/chemicals

http://echa.europa.eu/ro/regulations

http://www.who.int/ipcs/methods/risk_assessment/en/

Bibliografie

145

PERRY, R.H., GREEN, D.W., MALONEY, J.O., 1997 – Perry’s chemical engineers’

handbook. Seven-th Editions. McGraw-Hill, New York (Cap. 25- Waste

Management; Cap. 26 – Process Safety).

POTRA, A. F., MICLE, V., BĂBUŢ, C. S., 2012 - Studiu privind bioremedierea solurilor

contaminate cu hidrocarburi petroliere - Journal of Environmental Research and

Protection, no. 31, pp 68-73

RĂUŢĂ, C. şi colectiv, 1998 – Monitoringul stării de calitate a solurilor din România (volumele I

şi II) – Institutul de Cercetări pentru pedologie şi Agrochimie, Bucureşti, ISBN 973-

0-00452-8, 973-0-00453-6

RIMAP RTD Consortium, 2002 - Generic RIMAP Procedure

ROMAN, P., 1980 – Introduction in the fluid pollution physics, Bucharest: Scientific Publ.

House

SELVA, R.A, MECH, F.I, 2012 – Risk Based Inspection (RBI), Best Practice: The

Technical Specification for Ensuring Successful Implementation, 13th International

Conference on Pressure Vessel & Piping Technology, London, Keynote Paper – Technical

Session: Managing Risk.

SEVESO, 2012. http://ec.europa.eu/environment/seveso/

SOCEANU, A.D., 2009 - Studiul fizico-chimic şi analitic al unor poluanţi din plante - Teză de

doctorat – Universitatea POLITEHNICA din Bucureşti

VARMA, A., MORBIDELLI, M., 1999 – Parametric Sensitivity in Chemical Systems,

Cambridge University Press.

VINCENT, R., BONTHOUX, F., LAMOISE, C., 2000 – Evaluation du risque chimique.

Hiérarchisation des "risques potentiels", Hygiène et sécurité du travail, 178

ZARA, M., 2006 - Inocuitatea produselor alimentare – Editura EuroPlus

http://ec.europa.eu/environment/seveso/

REFLECŢII, SOLUŢII ŞI ABORDĂRI ÎN ANALIZA ŞI EVALUAREA...

Documents

Transcript of REFLECŢII, SOLUŢII ŞI ABORDĂRI ÎN ANALIZA ŞI EVALUAREA...