UNIVERSITATEA TEHNIC Ă DE CONSTRUC II BUCURE TI...

UNIVERSITATEA TEHNIC

Facultatea de Hidrotehnic

TEZA DE DOCTORAT

Cercetări privind solurile contaminate cu

poluanți organici persisten

solu

Doctorand

Ing. Mirela-Alina S. GRIGORA

UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCȚII BUCURE

Facultatea de Hidrotehnică

TEZA DE DOCTORAT

ri privind solurile contaminate cu

i organici persistenți în România

soluții de management

GRIGORAȘ

Conducător de doctorat

Prof.univ.dr.ing.

BUCUREŞTI

2013

II BUCUREȘTI

ri privind solurile contaminate cu

i în România și

tor de doctorat

rof.univ.dr.ing. Ioan BICA

Titularul prezentei teze de doctorat a beneficiat pe întreaga perioadă

a studiilor universitare de doctorat de bursă atribuită prin proiectul

strategic „Burse oferite doctoranzilor în Ingineria Mediului

Construit”, beneficiar UTCB, cod POSDRU/107/1.5/S/76896, proiect

derulat în cadrul Programului Operaţional Sectorial Dezvoltarea

Resurselor Umane, finanţat din Fondurile Structurale Europene, din

Bugetul Naţional şi cofinanţat de către Universitatea Tehnică de

Construcții București.

UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCȚII BUCUREȘTI

Facultatea de Hidrotehnică

TEZĂ DE DOCTORAT

Cercetări privind solurile contaminate cu

poluanți organici persistenți în România și

soluții de management

Doctorand

ing. Mirela-Alina S. GRIGORAȘ

Conducător de doctorat

prof.univ.dr.ing. Ioan BICA

BUCUREŞTI

2013

Cercetări privind solurile contaminate cu POP în România și soluții de management

1

CUVÂNT ÎNAINTE

Poluanţii organici persistenți și efectele lor asupra sănătății oamenilor și mediului constituie una din problemele actuale ale politicilor de mediu din întreaga lume. Evaluarea corectă a impactului produs de contaminarea asupra mediului în cazul unei mari varietăți de specii și practic la toate nivelurile trofice, evaluarea vulnerabilităţii oamenilor, întocmirea hărţilor de risc precum şi găsirea măsurilor corecte din punct de vedere tehnic şi economic de remediere al sourilor poluate reprezintă un desiderat greu de atins datorită varietăţii foarte largi a problemei. Elaborarea şi fundamentarea ştiinţifică a unei teze de doctorat este posibilă doar prin prisma unei îndrumări ştiinţifice de calitate realizate cu profesionalism şi exigenţă. Deosebită recunoştinţă şi mulţumiri datorez domnului Prof. Univ. Dr. Ioan Bica care, în calitatea sa de îndrumător ştiinţific mi-a pus la dispoziţie atât cunoştinţele şi experienţa sa, cât şi un material bibliografic personal foarte preţios. Pentru încrederea şi sprijinul moral acordat, pentru îndrumările şi recomandările făcute cu înalt profesionalism, adresez, cele mai sincere mulţumiri doamnei Conf. dr. ing. Ana Vîrsta care, cu tact, răbdare şi discreţia ce o caracterizează m-a călăuzit , fiindu-mi permanent alături atât în perioada stagiului de pregătire cât şi pe parcursul elaborării lucrării propriu-zise. Doresc de asemenea să adresez mulţumirile mele domnului dr. ing. Mihai Lesnic, care, datorită experienței profesionale în acest domeniu m-a determinat să-mi îndrept studiile spre acest subiect. Respectul şi mulţumirile mele se îndreaptă către Dl. Director dr. ing. Mihail Dumitru și întregului personal din cadrul Institutului Național de Cercetare-Dezvoltare pentru Pedologie, Agrochimie și Protecția Mediului (ICPA) din București pentru sprijinul acordat în cercetările experimentale realizate. În mod special doresc să mulţumesc doamnei dr. ing. Mihaela Preda pentru bunăvoinţa şi amabilitatea de care a dat dovadă pe toată durata colaborării noastre. Mulţumesc conducerii companiei SETCAR S.A., D-lui Director Gheorghe Franga pentru șansa de a vizita și de a mă documenta în legatură cu tehnologiile de remediere a solurilor. Pentru opiniile formulate şi materialele bibliografice puse la dispoziţie, doresc să mulţumesc doamnei prof. dr. ing. Lucia Nedelcu, doamnei șef lucr. dr. ing. Patricia Mocanu, domnului dr. ing. Laurențiu Mocanu, precum și domnului conf. dr. ing. Dan Popescu precum și care, prin încurajări, sugestii şi critici, bine venite, au contribuit la realizarea acestui demers ştiinţific. Gânduri de recunoştinţă se îndreaptă către Prof. dr. ing. Giullia Loretta Batali, Prof. dr. ing. Virgil Petescu, Dr. ing. Mihail Dumitru, Conf. dr. ing. Ana Vîrsta, care m-au onorat, în calitate de preşedinte, respectiv referenţi, în comisia de doctorat. Multumesc tututor cadrele didactice din Facultatea de Hidrotehnică din Universitatea Tehnică de Construcții București pentru căldura cu care am fost primită, pentru sugestii și tot sprijinul acordat.


2

Adresez, în egală măsură, mulţumiri pentru sprijinul şi sugestiile acordate tuturor colegilor din Facultatea de Îmbunătățiri Funciare și Ingineria Mediului din cadrul USAMV București. Mulţumesc colegilor din Departamentul de Mediu și Îmbunătățiri Funciare, în cadrul căreia îmi desfăşor activitatea, pentru atmosfera de reală prietenie şi colegialitate fără de care elaborarea acestei lucrări ar fi fost mai dificilă. Calde mulțumiri pentru suportul necondiționat acordat se îndreaptă către colega și prietena mea drd. ing. Veronica Ivănescu. Doresc să mulțumesc tuturor celor care într-un fel sau altul mi-au oferit ajutorul pe durata acestor ani de pregătire a tezei și cer scuze pentru eventualele omisiuni. În mod special, doresc să mulţumesc pentru suportul financiar asigurat de Programul Operaţional Sectorial Dezvoltarea Resurselor Umane, finanţat din Fondurile Structurale Europene, din Bugetul Naţional şi cofinanţat de către Universitatea Tehnică de Construcții București, 2010-2013, Contract POSDRU/107/1.5/S/76896 " Burse oferite doctoranzilor în Ingineria Mediului Construit”. Mulţumesc familiei care m-a sprijinit pe toată perioada derulării stagiului de doctorat, părinţilor mei fiindu-le dedicată această reuşită. Mulţumesc îndeosebi soţului meu care a avut încredere în mine şi mi-a fost alături.

Autorul


3

CUPRINS CUVÂNT ÎNAINTE 1 CUPRINS 3 Listă figuri 5 Listă tabele 7 Liată planșe 9 Liată anexe 9 CAPITOLUL 1. INTRODUCERE 10 1.1. Obiectivele cercetării și conținutul tezei de doctorat 10 1.2. Actualitatea subiectului 11 1.3. Politici şi reglementări internaţionale privind poluanţii organici persistenţi 14

1.3.1. Politici internaţionale privind poluanţii organici persistenţi 14 1.3.2. Evaluarea de ansamblu a poluanţilor organici persistenţi pe plan internaţional 15

CAPITOLUL 2. ANALIZA ȘI INVENTARUL POLUANȚILOR ORGANICI PERSISTENȚI LA NIVEL NAȚIONAL 21 2.1. Legislația națională 21 2.2. Poluanţii organici persistenţi evidenţiaţi în anexele Convenţiei de la Stockholm înainte de anul 2009 23

2.2.1. Aldrin, Dieldrin, Endrin, Clordan, Heptaclor şi Toxafen 23 2.2.2. Difenil Diclor Tricloretan (DDT) 23 2.2.3. Dioxine şi Furani 24 2.2.4. Bifenili policloruraţi (PCB) 25 2.2.5. Hexaclorbenzen (HCB) 27

2.3. Substanţe noi – poluanţii organici persistenţi introduse în anexele Convenţiei de la Stockholm 28

2.3.1. Alfa – Hexaclorociclohexan şi Beta – Hexaclorociclohexan 28 2.3.2. Clordecon 28 2.3.3. Hexabromobifenil 28 2.3.5. Lindan 28 2.3.6. Pentaclorobenzen – PeCB 30 2.3.7. Tetrabromodifenil eter (tetra BDE) şi Pentabromodifenil eter (penta BDE) 30 2.3.8. Endosulfan 30 2.3.9. Perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) cu sărurile sale şi Perfluorooctane sulfonil fluoride (PFOS-F) 31

2.4. Inventarul naţional al poluanţilor organici persistenţi 31 CAPITOLUL 3. IMPACTUL POLUANȚILOR ORGANICI PERSISTENȚI ASUPRA SĂNĂTĂȚII ȘI MEDIULUI 36 3.1. Identificarea poluanţilor organici persistenţi 36 3.2. Caracteristicile chimice şi toxicologice ale poluanţilor organici persistenţi 38


4

3.2.1. Caracteristicile chimice ale poluanţilor organici persistenţi 38 3.2.2. Toxicologia poluanţilor organici persistenţi 39

3.3. Efectele poluanţilor organici persistenţi asupra sănătăţii oamenilor 42 CAPITOLUL 4. EVOLUȚIA POLUANŢILOR ORGANICI PERSISTENŢI ÎN MEDIU 46 4.1. Procese de mediu în care sunt implicaţi poluanţii organici persistenţi 46 4.2. Sorbţia poluanţilor organici persistenţi în sol 48

4.2.1. Factorii care influenţează procesele de sorbţie în sol 48 4.2.2. Izoterme de adsorbţie 50

4.3. Degradarea poluanţilor organici în sol 51 4.3.1. Degradarea chimică 52 4.3.2. Degradarea biologică 53

4.4. Mobilitatea şi transportul poluanţilor organici persistenţi în sol 54 4.4.1. Volatilizarea 55 4.4.2. Transportul pesticidelor în sol 55

CAPITOLUL 5. MANAGEMENTUL SOLURILOR CONTAMINATE CU POLUANȚI ORGANICI PERSISTENȚI – O ABORDARE BAZATĂ PE RISC 58 5.1. Strategii privind managementul solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi 58 5.2. Integrarea evaluarii riscului în managementul solurilor contaminate 61

5.2.1. Opţiunile de management a riscului 61 5.2.2. Managementul/remedierea solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi 63

5.3. Prezentarea generală a tehnologiilor de remediere a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi 69 5.4. Evaluarea riscului solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi 76 5.5. Sisteme de suport a deciziei 79

5.5.1. SADA (Spatial Analysis and Decision Assistance) 81 CAPITOLUL 6. CERCETĂRI PRIVIND POLUANȚII ORGANICI PERSISTENȚI ÎN SOL. METODE DE INVESTIGARE 89 6.1. Obiectivele cercetării 89 6.2. Metode de investigare a solurilor 89

6.2.1. Prelevarea probelor de sol 89 6.2.2. Pregătirea probelor 95 6.2.3. Determinarea caracteristicilor fizico-chimice a probelor de sol 96

6.3. Metode de analiză 105 6.3.1. Extracţia şi purificarea poluanţilor organici persistenţi din sol 105 6.3.2. Determinarea gaz-cromatografică a poluanţilor organici persistenţi din sol 105

CAPITOLUL 7. CERCETĂRI PRIVIND POLUANȚII ORGANICI PERSISTENȚI ÎN SOL. REZULTATELE INVESTIGAȚIILOR 108 7.1. Cercetări privind prezenţa bifenililor policloruraţilor în soluri din arealele studiate 108

7.1.1. Prezenţa bifenililor policloruraţilor în solurile municipiului Bucureşti 110 7.1.2. Prezenţa bifenililor policloruraţilor în solurile municipiului Ploieşti 116


5

7.2. Cercetări privind prezenţa insecticidelor organoclorurate în soluri din arealele studiate 120

7.2.1. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile municipiului Bucureşti 121 7.2.2. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile municipiulu Ploieşti 127 7.2.3. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile Combinatului SC. Oltchim SA. 133

CAPITOLUL 8. EVALUAREA RISCULUI PENTRU SĂNĂTATEA UMANĂ ÎN ZONELE STUDIATE UTILIZÂND SOFTUL SADA 137 8.1. Evaluarea riscului în Municipiul București 137

8.1.1. Scenarii de utilizare a terenului 138 8.1.2. Căile de expunere și parametrii utilizați 138 8.1.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor 140 8.1.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate 143 8.1.5. Concluzii 145

8.2. Evaluarea riscului în Municipiul Ploiești 146 8.2.1. Scenarii de utilizare a terenului 146 8.2.2. Căile de expunere 146 8.2.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor 146 8.2.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate 149 8.2.5. Concluzii 150

8.3. Evaluarea riscului din cadrul Combinatului S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea 151

8.3.1. Scenarii de utilizare a terenului 151 8.3.2. Căi de expunere 151 8.3.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor 151 8.3.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate 153 8.3.5. Concluzii 153

8.4. Remedierea, managementul și monitorizarea riscului în zonele studiate 154 CAPITOLUL 9. CONCLUZII, CONTRIBUȚII ȘI PERSPECTIVE 162 9.1. Concluzii 162 9.2. Contribuții originale 169 9.3. Direcții de cercetare pentru viitor 170 BIBLIOGRAFIE 171

Listă figuri Figura 1.1. Numărul de transformatoare cu, conținut de PCB în Europa Centrală şi de Est 17

Figura 1.2. Emisiile atmosferice de PCB în emisfera de Nord în anii 1980(stânga), 1990 (mijloc) şi 2000 (dreapta), t/an. (Shatalov, și alții, 2007) ........................................................ 18

Figura 1.3. Emisiile atmosferice de PCDD/FS în ţările europene în anii 1980 (stânga), 1990 (mijloc) şi 2000 (dreapta), ng TEQ/m2/an. (Shatalov, și alții, 2007) ....................................... 19

Figura 1.4. Tendinţele emisiilor şi a concentraţiilor de γ-HCH din aer, sol şi apa de mare din Emisfera de Nord între anii 1990-1996. (Shatalov, și alții, 2007) .......................................... 20

Figura 1.5. Producția de PFOS (Beesoon, și alții, 2011) ........................................................ 20


6

Figura 2.1. Evoluţia emisiilor totale de dioxină (ANPM, 2010) ............................................ 24

Figura 2.2. Evoluţia principalelor surse de emisii de dioxină (ANPM, 2010) ....................... 24

Figura 2.3. Evoluţia emisiilor totale de PAH (ANPM, 2010) ................................................. 25

Figura 2.4. Evoluţia emisiilor de PAH din principalele surse (ANPM, 2010) ....................... 25

Figura 2.5. Evoluţia emisiilor totale de PCB (ANPM, 2010) ................................................. 26

Figura 2.6. Evoluţia emisiilor de PCB provenite din surse industriale şi procese de ardere (ANPM, 2010) .......................................................................................................................... 26

Figura 2.7. Evoluţia emisiilor anuale de HCB (ANPM, 2010) ............................................... 27

Figura 2.8. Evoluţia emisiilor de HCB provenite din surse industriale, tratarea deşeurilor şi procese de ardere (ANPM, 2010) ............................................................................................ 27

Figura 2.9. Cantităţile de pesticide şi numărul depozitelor de pesticide ca deşeuri existente la nivelul regiunilor de dezvoltare în anul 2005. (ANPM, 2010) ................................................ 32

Figura 2.10. Repartizarea pe judeţe a transformatoarelor înregistrate în anul 2009. (ANPM, 2010) .......................................................................................................................... 33

Figura 2.11. Stadiul eliminării transformatoarelor ce conţin ulei cu PCB – nr. buc. – date provizorii. (ANPM, 2010) ........................................................................................................ 33

Figura 2.12. Stadiul eliminării condensatoarelor ce conţin ulei cu PCB – nr. buc. ............... 34

Figura 2.13. Stadiul eliminării echipamentelor (transformatoare şi condensatoare) ............. 34

Figura 2.14. Cantităţi de pesticide cu conţinut de endosulfan utilizate în anul 2009 ............. 35

Figura 2.15. Potenţial risc de infestare cu pesticide cu conţinut de endosulfan. .................... 35

Figura 4.1. Evoluţia contaminanţilor organici în sol (Andreu V., 2004)................................ 47

Figura 4.2. Analogie schematică a efectului de sorbție privind migrația contaminantului. ... 49

Figura 4.3. Diagrama a trei tipuri de izoterme (Alvarez, și alții, 2006) ................................. 51

Figura 4.4. Transportul pesticidelor în sol (Xuefeng, și alții, 2004) ....................................... 56

Figura 4.5. Procesele de transport în care sunt implicate pesticidele (Xuefeng, și alții, 2004) .................................................................................................................................................. 57

Figura 5.1. Planul de remediere pentru poluanţii organici persistenţi ................................... 58

Figura 5.2. Paşii pentru remedierea şi evaluarea solurilor contaminate ............................... 61

Figura 5.3. Componentele riscului şi opţiunile corespunzătoare de management .................. 62

Figura 5.4. Componentele riscului .......................................................................................... 77

Figura 5.5. Căile de expunere umană la solurilor contaminate (EPA, 2009) ......................... 83

Figura 5.6. Modelul conceptual al expunerii (SADA, 2005) .................................................. 88

Figura 6.1. Localizarea oraşelor pe harta României .............................................................. 89

Figura 6.2. Eşantioane de sol .................................................................................................. 90

Figura 6.3. Sonda manuală ...................................................................................................... 90

Figura 6.4. Gaz-cromatograf Carlo Erba - model Mega 5380 ................................................ 106

Figura 6.5. Separarea unui amestec etalon de insecticide organoclorurate pe coloană capilară .................................................................................................................................. 107

Figura 6.6. Cromatograma unui amestec standard de bifenili policloruraţi ........................ 107

Figura 7.1. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din parcurile orașului Bucureşti . 112

Figura 7.2. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din grădinile orașului Bucureşti 112

Figura 7.3. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din intersectiile şi străzile orașului Bucureşti ................................................................................................................................. 113

Figura 7.4.Gradul de încărcare cu compuși PCB în orașul București .................................. 114


7

Figura 7.5. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din intersectiile şi străzile orașului ................................................................................................................................................ 118

Figura 7.6. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile zona industrială a orașului Ploiești ................................................................................................................................................ 118

Figura 7.7. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din parcurile orașului Ploiești ... 119

Figura 7.8. Gradul de încărcare cu compuși PCB în orașul Ploiești .................................... 119

Figura 7.9. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din parcurile orașului București ........... 124

Figura 7.10. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din parcurile orașului București ......... 124

Figura 7.11. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din grădinile orașului București .......... 125

Figura 7.12. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din grădinile orașului București .......... 125

Figura 7.13. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din străzile orașului București ............. 126

Figura 7.14. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din străzile orașului București ............. 126

Figura 7.15. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din străzile orașului ............................. 130

Figura 7.16. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din străzile orașului.............................. 130

Figura 7.17. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din zona industrială a orașului ............ 131

Figura 7.18. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din zona industrială a orașului ............ 131

Figura 7.19. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din parcurile orașului .......................... 132

Figura 7.20. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din parcurile orașului .......................... 132

Figura 7.21. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din Combinatul SC.Oltchim SA. .......... 134

Figura 7.22. Variația concentrației pe adâncime în zona Pesticide ...................................... 135

Figura 7.23. Variația concentrației pe adâncime în fosta HCH-Lindan ............................... 135

Figura 7.24. Variația concentrației pe adâncime în zona Batalului de reziduuri organice .. 136

Figura 8.1. Riscul total cumulat în cazul utilizării agricole pentru PCB Total .................... 143

Figura 8.2. Determinarea grafică a suprafețelor de teren contaminate cu PCB Total ......... 145

Figura 8.3. Riscul total cumulat în cazul utilizării industriale pentru PCB Total ................ 149

Figura 8.4. Determinarea grafică a suprafețelor de teren contaminate cu PCB Total ......... 150

Figura 8.5. Riscul total cumulat în cazul utilizării industriale pentru HCH Total................ 152

Figura 8.6. Determinarea grafică a suprafețelor de teren contaminate cu HCH Total ........ 153

Listă tabele Tabelul 1.1. PNI - Obiective şi măsuri ..................................................................................... 12

Tabelul 1.2. Producția totală de PCB în lume menționată în literatură (în tone) ................... 16

Tabelul 2.1. Cantitǎţi de deşeu de lindan................................................................................. 28

Tabelul 2.2. Terenuri contaminate cu lindan în judeţul Cluj ................................................... 29

Tabelul 2.3. Cantitǎţi de pesticide cu conţinut de endosulfan ................................................. 30

Tabelul 3.1. Efecte semnificative ale unor poluanți organic persistenți pe subpopulații specifice .................................................................................................................................... 44

Tabelul 4.1. Timpul de înjumătăţire a poluanţilor organici persistenţi în sol ......................... 52

Tabelul 5.1. Sistemul de gradare pentru matricea de selectare ............................................... 66

Tabelul 5.2. Matrice de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru o zonă contaminată .............................................................................................................................. 67

Tabelul 5.3. Căile de expunere pentru sol utilizați de SADA ................................................... 84

Tabelul 5.4. Parametrii de expunere prin ingestie................................................................... 84

Tabelul 5.5. Parametrii de expunere prin inhalare ................................................................. 85


8

Tabelul 5.6. Parametrii de expunere prin contact dermal ....................................................... 86

Tabelul 6.1. Caracteristicile fizice ale solurilor din oraşul Bucureşti ..................................... 98

Tabelul 6.2. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din oraşul Bucureşti ................ 99

Tabelul 6.3. Caracteristicile fizice ale solurilor din oraşul Ploieşti ...................................... 101

Tabelul 6.4. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din oraşul Ploieşti ................. 103

Tabelul 6.5. Caracteristicile fizice ale solurilor din oraşul Râmnicu Vâlcea ........................ 104

Tabelul 6.6. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din oraşul Râmnicu Vâlcea ... 104

Tabelul 6.7. Încadrarea solurilor în subclasa texturală ........................................................ 105

Tabelul 7.1. Valori de referinţă în sol ale compușilor bifenili policlorurați conform Ordinului nr. 756/1997 ........................................................................................................................... 109

Tabelul 7.2. Bifenilii policloruraţi în solurile din parcurile orașului Bucureşti ................... 110

Tabelul 7.3. Bifenilii policloruraţi în solurile din grădinile particulare din orașul Bucureşti ................................................................................................................................................ 110

Tabelul 7.4. Bifenilii policloruraţi în solurile din interscţiile şi străzile orașului Bucureşti . 111

Tabelul 7.5. Bifenilii policloruraţi în probe de sol recoltate din zona periurbană a orașului Bucureşti ................................................................................................................................. 115

Tabelul 7.6. Bifenilii policloruraţi în solurile din interscţiile şi străzile orașului Ploiești .... 116

Tabelul 7.7. Bifenilii policloruraţi în solurile din parcurile orașului Ploiești ...................... 116

Tabelul 7.8. Bifenilii policloruraţi în solurile din zona industrială a orașului Ploiești ........ 116

Tabelul 7.9. Valori de referinţă în sol ale pesticidelor organoclorurate conform Ordinului nr. 756/1997 ................................................................................................................................. 120

Tabelul 7.10. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din parcurile orașului Bucureşti ................................................................................................................................. 122

Tabelul 7.11. Conţinutul de insecticide organoclorurate din interscţiile şi străzile orașului Bucureşti ................................................................................................................................. 122

Tabelul 7.12. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din grădinile particulare cultivate ale orașului Bucureşti .............................................................................................. 123

Tabelul 7.13. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din interscţiile şi străzile orașului Ploiești ..................................................................................................................... 128

Tabelul 7.14. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din zona industrială a orașului Ploiești ..................................................................................................................... 128

Tabelul 7.15. Conţinutul de hexaclorciclohexan în solurile din incinta SC. Oltchim SA. ..... 134

Tabelul 8.1. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul orașului București ................................................................................................................................. 138

Tabelul 8.2. Parametrii de contaminante pe calea lanțului alimentar .................................. 139

Tabelul 8.3. Parametrii de expunere utilizaţi în aplicaţie ..................................................... 139

Tabelul 8.4. Parametrii toxicologici ...................................................................................... 139

Tabelul 8.5. Nivele de risc ...................................................................................................... 139

Tabelul 8.6. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare rezidenţială ......................................... 141

Tabelul 8.7. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare recreațională ...................................... 141

Tabelul 8.8. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare agricolă .............................................. 142

Tabelul 8.9. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul orașului Ploiești .................................................................................................................................... 146

Tabelul 8.10. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare recreațională .................................... 147


9

Tabelul 8.11. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare rezidențială ....................................... 147

Tabelul 8.12. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare industrială ........................................ 148

Tabelul 8.13. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul orașului Ploiești .................................................................................................................................... 151

Tabelul 8.14. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare industrială ........................................ 152

Tabelul 8.15. Matrice de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru zonele contaminate ............................................................................................................................ 160

Listă planșe

Planșa 1. Distribuţia punctelor de recoltare din orașul Bucureşti .......................................... 91

Planșa 2. Distribuţia punctelor de recoltare din orașul Ploieşti ............................................. 92

Planșa 3. Distribuţia punctelor de recoltare din platforma S.C.Oltchim S.A.......................... 95

Listă anexe

Anexa 1. Caracterizarea individuală a poluanţilor organici persistenţi ............................... 180

Anexa 2. Borderouri ............................................................................................................... 186


10

CAPITOLUL 1. Introducere

1.1. Obiectivele cercetării și conținutul tezei de doctorat Lucrare tratează o temă de mare interes național și internațional – Poluanții Organici Persistenți (POP). Aceștia sunt substanţe chimice care contaminează practic întreaga lume, chiar şi Arctica, Antarctica şi insulele îndepărtate din Oceanul Pacific. Oamenii și animalele de jur împrejurul globului “poartă” cantități de poluanți organici persistenți care, uneori se află la praguri ce pot provoca boli. Din numeroșii poluanți existenți în mediu, 22 dintre acești au fost identificați cu prioritate și au devenit ținta Convenției de la Stockholm. Obiectivele prezentei teze de doctorat au fost:

- Dezvoltarea cunoștințelor generale, teoretice și practice legate de problematica poluanților organici persistenți.

- Determinarea gradului de încărcare al unor soluri din România cu unii din acești contaminanți.

- Abordarea unei metodologii de management al solurilor contaminate cu poluanți organici persistenți bazată pe evaluarea riscului asupra populației.

Prezenta lucrare este structurată în 9 capitole şi conţine 170 de pagini precum şi bibliografia utilizată la elaborarea sa. Capitolul 1 prezintă motivaţia alegerii temei lucrării, susţinută de obiectivele sale. De asemenea, având în vedere tema tezei, sunt abordate aspecte relevante privind politicile și reglementările internaționale ale poluanților organici persistenți, precum și o evaluare de ansamblu a acestora. Capitolul 2 este destinat expunerii legislației actuale în domeniu, analizei și inventarului poluanților persistenți evidențiați în anexele Convenției de la Stockholm la nivel național. În Capitolul 3 sunt identificați și caracterizați poluanții organici persistenți din punct de vedere al proprietăților fizice, chimice și toxicologice, aspecte obligatorii pentru a înțelege impactul acestora asupra sănătății oamenilor și mediului. Capitolul 4 abordează evoluția acestor contaminanți în sol și procesele de mediu care favorizează persistența lor. Capitolul 5 abordează pas cu pas dezvoltarea strategiilor de management a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi și conturează tehnologiile de remediere a solurilor contaminate cu acești poluanţi. De asemenea, în cadrul acestui capitol s-a prezentat importanţa utilizării sistemelor de suport a deciziilor în domeniul managementului solurilor poluate, şi a fost descris softul SADA, utilizat ulterior în evaluarea riscului asupra sănătății umane. În Capitolul 6 sunt prezentate metodele și tehnicile utilizate pentru determinarea poluanților organici persistenți din soluri. Pentru a stabili concentrația acestora s-a utilizat extracția cu solvenți organici și metoda gaz-cromatografică.


11

Capitolul 7 prezintă rezultatele investigațiilor anterioare și anume, gradul de încărcare cu poluanți organici persistenți din arealele urbane și împrejurimile luate în studiu, precum și platforma S.C. OLTCHIM S.A. Râmnicu Vâlcea. Tot aici s-a studiat și evoluția pe profil a acestor poluanți în zonele cu grad de încărcare mai ridicat. Capitolul 8 este destinat evaluării riscului asupra populației expuse la poluanți organici persistenți pe baza unui sistem de support a deciziei: SADA. Scopul a fost de a prezenta beneficiile utilizării sistemelor de suport a deciziei pentru a introduce, procesa şi disemina rezultate către diverşi beneficiari implicaţi în procesul decizional de management a solurilor contaminate. În cadrul acestui capitol s-au propus și soluții de management/remediere și monitorizare a zonelor contaminate pe baza unei matrici de selectare a tehnologiilor disponibile. Concluziile generale, contribuţiile originale şi dezvoltările viitoare sunt prezentate în cadrul Capitolului 9. Bibliografia de la sfârşitul tezei cuprinde lucrările consultate, precum şi lucrările elaborate de autor pe parcursul activităţii de doctorat. Unele aspectele investigate în cadrul cercetării au fost incluse în articole ştiinţifice publicate de către autor în colaborare cu experţi în domeniu (Sandu, și alții, 2012), (Sandu, și alții, 2013), (Sandu, și alții, 2013), (Sandu, și alții, 2013), (Sandu, 2013). Rezultatele originale ale tezei de doctorat au fost diseminate astfel: 2 articole publicate în reviste cotate ISI Web of Science, 1 articol în curs de evaluare în revistă cotată ISI Web of Science, 2 articole publicate în reviste cotate BDI, 1 articol publicat în revistă de circulaţie naţională recunoscută.

1.2. Actualitatea subiectului Pornind de la obiectivul Convenției de la Stockholm: “protejarea sănătății oamenilor şi a mediului ambiant de poluanţii organici persistenţi”, este suficient pentru a ridica problema evaluării riscului şi managementului solurilor contaminate cu aceștia. Datorită celor patru proprietăți comune: toxicitate înaltă, persistență îndelungată în mediu, transport pe distanțe îndepărtate de sursă, bioacumulare și biomagnifiere, poluanții organici persistenți au ajuns subiectul Convenţia de la Stockholm care este focalizată pe reducerea şi, unde este cazul, eliminarea lor. Convenţia de la Stockholm privind la Poluanţii Organici Persistenţi a fost ratificată în România prin Legea nr. 261/2004. Convenţia prevede elaborarea unui Plan Naţional de Implementare (PNI) pentru a realiza, dezvolta şi implementa într-un mod sistematic şi participativ aspecte prioritare privind poluanţii organici persistenţi. In România Planul Naţional de Implementare a fost alcătuit în cadrul proiectului “Activităţi pregătitoare în elaborarea Planului Naţional de Implementare a Convenţiei de la Stockholm privind Poluanţii Organici Persistenţi în Romania”, finanţat de UNIDO/GEF, şi aprobat de autorităţile guvernamentale.


12

PNI cuprinde 11 obiective cheie focalizate pe o abordare comună pentru rezolvarea problemelor legate de sănătatea umană şi protecţia mediului, probleme generate de producţia şi folosirea poluanților organici persistenți. Aceste obiective sunt prezentate în Tabelul 1.1.

Tabelul 1.1. PNI - Obiective şi măsuri

OBIETIVE MĂSURI

1. Interzicerea producerii POP şi a substanţelor care ar putea fi incluse pe viitor în listă.

1.1. Eliminarea completă a POP produşi şi utilizaţi în mod intenţionat. 1.2. Promovarea substanţelor alternative şi a substanţelor "curate".

2. Eliminarea stocurilor existente de PCB.

2.1. Distrugerea deşeurilor de PCB. 2.2. Managementul depozitelor de PCB într-o manieră sigură, eficientă şi ecologică. 2.3. Identificarea şi inventarierea PCB existenţi.

3.Eliminarea depozitelor şi stocurilor de pesticide existente, precum şi a deşeurilor care conţin pesticide.

3.1. Reducerea şi în final eliminarea prin mijloace şi acţiuni specifice a cantităţilor de deşeuri de POP (cu excepţia PCB) inclusiv a produselor şi articolelor ce urmeazã a deveni deşeuri. 3.2. Securizarea ecologicã eficientã a depozitelor de POP existente (cu excepţia PCB). 3.3. Identificarea şi inventarierea POP existenţi sau a altor substanţe cu conţinut de POP.

4. Eliminarea POP încă neidentificaţi, susceptibi de a intra în această categorie.

4.1. Eliminarea sau îndepărtarea finală a POP. 4.2. Managementul stocurilor, substanţelor presupuse a fi POP, într-o manieră sigură, eficientă şi ecologică. 4.3. Identificarea substanţelor care pot fi POP.

5. Reducerea emisiilor de POP datorate incineratoarelor de deşeuri şi a activităţii crematoriilor.

5.1. Reducerea emisiilor de dioxine, HCB şi PCB rezultate din incinerarea deşeurilor municipale, sanitar-veterinare, medicale şi din activitatea crematoriilor. 5.2. Reducerea emisiilor provenite de la arderea deşeurilor periculoase în cuptoarele de ciment.

6. Îmbunătăţirea performanţelor de mediu în sectorul industrial.

6.1. Creşterea siguranţei în exploatare şi diminuarea emisiilor accidentale de POP. 6.2. Intărirea politicii de mediu în sectorul industrial. 6.3. Aplicarea principiilor Evaluării Impactului asupra Mediului (EIM)/Evaluării Strategice de Mediu (ESM) la toate nivelurile decizionale în cadrul sectorului industrial. 6.4. Promovarea tehnologiilor şi mijloacelor de control a poluării aerului în industria neferoasă.

7. Îmbunătăţirea transportului în sectorul urban.

7.1. Descurajarea traficului în zonele dens populate. 7.2. Stimularea unui transport public urban eficient şi de calitate. 7.3. Întărirea politicilor transport – mediu. 7.4. Îmbunătăţirea condiţiilor privind mersul pe jos şi cu bicicleta. 7.5. Încurajarea folosirii transportului public pentru deplasările pe distanţă scurtă în zonele urbane.


13

8. Îmbunătăţirea performanţelor de mediu în sectorul transporturilor.

8.1. Aplicarea principiilor EIM/ESM la toate nivelele decizionale, în domeniul transporturilor. 8.2. Promovarea vehiculelor mai ecologice sau economice. 8.3. Îmbunătăţirea utilizării eficiente a infrastructurii. 8.4. Promovarea combustibililor ecologici. 8.5. Promovarea transportului public interurban.

9. Îmbunătăţirea performanţelor de mediu în sectorul energetic.

9.1. Aplicarea principiilor EIM/ESM la toate nivelele decizionale, în domeniul producerii, transportului şi utilizării energiei. 9.2. Stabilirea obiectivelor de mediu pentru sectorul energetic. 9.3. Promovarea utilizării combustibililor ecologici şi alternativi - în special în centrale. electrice de termoficare (CET) şi centrale termoelectrice (CTE). 9.4. Întărirea politicilor energie-mediu. 9.5. Îmbunătăţirea producţiei de energie hidro sau neconvenţională. 9.6. Îmbunătăţirea eficienţei energetice a CET şi CTE.

10. Realizarea şi dezvoltarea durabilă a unei agriculturi ecologice.

10.1. Implementarea unor preţuri rezonabile pentru produsele agricole şi încurajarea produselor agriculturii ecologice. 10.2. Promovarea utilizării unor produse care nu afectează mediul.

11. Sporirea producţiei şi a utilizării de substanţe "mai curate" şi mai ieftine, în vederea controlului vectorilor de propagare a bolilor.

11.1. Eliminarea completă a produselor pe bază de DDT. 11.2. Promovarea utilizării substanţelor neincluse în Anexa B a Convenţiei de la Stockholm, în vederea controlului vectorilor de propagare a bolilor.

Sursa: (IPEP, 2005)

Planul Naţional de Implementare în România a Convenţiei de la Stockholm include pe lângă Inventarul POP-urilor o Strategie Naţională privind Accesul la Informaţie, Comunicare, Conştientizarea Publicului şi Educaţie. Stategia are un timp de implementare până în anul 2025 şi conţine 3 obiective principale ce au la bază articolele convenţiei. Două dintre aceste obiective se referă la aspectele conştientizării publicului asupra pericolului reprezentat de poluanții organici persistenți.


14

1.3. Politici şi reglementări internaţionale privind poluanţii organici persistenţi

1.3.1. Politici internaţionale privind poluanţii organici persistenţi Convențiile internaționale care reglementează controlul utilizării substanţelor chimice periculoase, considerate poluanţi organici persistenţi (POP), reducerea emisiilor şi eliminarea acestor substanţe sunt:

1. Convenţia de la Basel (1989) privind controlul transportării transfrontaliere a deşeurilor periculoase şi eliminării acestora cu următoarele obiective:

- reducerea circulaţiei transfrontaliere a deşeurilor periculoase până la un nivel minim la care se poate asigura gestionarea ecologică raţională;

- eliminarea deşeurilor periculoase în locuri cât mai apropiate sursei de producere a lor; - minimizarea producerii deşeurilor periculoase, în termeni de cantitate şi periculozitate; - interzicerea exportului deşeurilor periculoase către ţările în curs de dezvoltare care nu

au tehnologii de eliminare adecvate. Transportul transfrontalier al deşeurilor periculoase sau al altor deşeuri poate avea loc

doar în baza unei notificări prealabile scrise a autorităţilor competente. Orice transport transfrontalier al deşeurilor periculoase sau al altor deşeuri, întreprins în afara sistemului de notificare, este considerat trafic ilicit.

2. Convenţia de la Stockholm privind poluanţii organici persistenţi, care controlează scoaterea din uz a poluanţilor organici persistenţi (POP) la scară mondială. Aceasta a fost adoptată în cadrul Conferinţei la Nivel Înalt la 22 mai 2001 în Stockholm, Suedia. Convenţia a intrat în vigoare la 17 mai 2004, la nouăzeci de zile de la depunerea a cincizeci de instrumente de ratificare, de acceptare, de aprobare sau de aderare, în acord cu Convenţia.

Convenția de la Stockholm are în vedere 12 categorii de poluanţi organici persistenţi (ratificată de România prin legea nr. 261/2004), iar amendamentele la Convenţie au adus pe listă încă 10 substanţe poluante, ultimul fiind endosulfanul (ratificate prin Legea 227/2010). Aceasta are trei Anexe, care cuprind trei liste de substanţe:

ANEXA A cuprinde o listă de substanţe care trebuie eliminate. Aceste substanţe sunt: Aldrin; Endrin; Mirex; Clordan; Heptaclor; Toxafen; Dieldrin; Hexaclorobenzen; Bifenilii Policloruraţi (PCB); Alfa hexaclorociclohexan (Alfa HCH); Beta hexaclorociclohexan (Beta HCH); Clordecon; Hexabromobifenil; Hexabromodifenil eter şi Heptabromodifenil eter (comercial Octabromodifenil eter); Lindan Gama-HCH; Pentaclorobenzen – PeCB (şi în Anexa C);Tetrabromodifenil eter şi Pentabromodifenil eter (comercial, Pentabromodifenil eter); Endosulfanul.

ANEXA B se referă la substanţele a căror folosinţă trebuie restricţionată. Din această anexă fac parte următoarele substanţe: DDT; Perfluorooctan sulfonic acid (PFOS) şi sărurile sale şi Perfluorooctan sulfonil fluoride (PFOS-F).

ANEXA C se referă la substanţe – POP emise neintenţionat. Substanţele din această anexă sunt: PCDD (dioxine) şi PCDF (furani); Hexaclorobenzen (HCB); PCB (bifenili policlorurați).


15

Anexele A, B şi C stabilesc 22 de substanţe chimice identificate drept poluanți organici persistenți, luate în considerare în diferite articole ale Convenţiei. Conform Convenţiei de la Stockholm, Părţile trebuie să ia următoarele măsuri:

- reducerea sau eliminarea emisiilor de la producerea intenţionată şi utilizare; - minimizarea generării neintenţionate a emisiilor de POP; - eliminarea stocurilor şi deşeurilor contaminate cu POP într-un mod ecologic raţional; - utilizarea echipamentului care conţine PCB până în anul 2025, cu condiţia luării unor

măsuri de securitate şi precauţie; - eliminarea într-un mod ecologic raţional, până în anul 2028, a echipamentului cu

conţinut de PCB; - de a dezvolta planuri pentru implementarea propriilor obligaţii ce decurg din

Convenţie; - de a promova şi facilita acţiuni pentru educarea, conştientizarea şi informarea publică

în legătură cu problema POP, ca şi dezvoltarea activităţilor de cercetare şi a sistemelor de monitorizare; suportul financiar şi stimulentele trebuie furnizate de către Părţi pentru a îndeplini obiectivele Convenţiei. Obiectivul Convenţiei de la Stockholm este de a proteja sănătatea umană şi mediul de

efectele poluanţilor organici persistenţi. 3. Convenţia de la Rotterdam a intrat în vigoare la 24 februarie 2004 și

reglementează comerţul cu pesticide şi alte substanţe chimice periculoase. Obligațiile părților semnatare constau în:

- stabilirea unei proceduri de notificare oficiale, prin care ţara importatoare să fie informată despre furnizarea unei substanţe chimice de pe lista Convenţiei, înainte de prima livrare;

- informarea ţării importatoare despre furnizarea unei substanţe chimice care este interzisă sau sever restricţionată pe teritoriul ţării exportatoare, înainte de prima livrare;

- informarea altor ţări despre interzicerea sau restricţionarea severă a unor substanţe chimice pe teritoriul naţional.

1.3.2. Evaluarea de ansamblu a poluanţilor organici persistenţi pe plan internaţional

Pesticidele aldrin, dieldrin, endrin, clordan, DDT, heptaclor, chlordecone, mirex, şi toxafen au fost în mare parte produse şi utilizate ca insecticide în agricultură în anii 1950 şi 1960.

Cele mai multe dintre aceste substanţe au fost, de asemenea, utilizate pe scară largă în Uniunea Europeană existând încă stocuri învechite unele state membre ale UE.

Luând în considerare toate informaţiile disponibile, rezultă un volum de pesticide cu conţinut de poluanţi organici persistenţi în stoc de aproximativ 5370t (Republica Cehă 19t; Estonia, 6t; Ungaria 59t; Letonia 375t; Lituania, 378t; Polonia 4500t; Slovacia 29t), (http://ec.europa.eu/environment/dioxin/index.htm).


16

Componente majore ale poluanţilor organici persistenţi în cadrul acestor 5,370t sunt: DDT (622t); HCH (270t); toxafen (213t); endrin (0,2t); aldrin/dieldrin (40t); HCB (62t). Cea mai mare cantitate, a pesticidelor POP de (4500t), se află în Polonia în stocuri nespecificate (http://ec.europa.eu/environment/dioxin/index.htm)

Distrugerea termică este singura opţiune de tratament recomandată pesticidelor cu conţinut de poluanţi organici persistenţi (http://ec.europa.eu/environment/dioxin/index.htm).

DDT-ul este acceptat pentru controlul bolilor vectoare în state precum: Botswana,

China, Etiopia, India, Madagascar, Insulele Marshall, Mauritius, Maroc, Mozambic, Myanmar, Senegal, Africa de Sud, Swaziland, Uganda, Yemen, Zambia.

Producţia globală de DDT în 2009 a fost estimată la 3314 de tone (exprimate în substanţă activă), reprezentând o reducere de 43% în raport cu producţia din 2007. India a fost singurul producător. China, celălalt producător major de DDT până în 2007, a confirmat oprirea producţiei.

PCB-urile sunt recunoscute ca fiind reprezentanţii-cheie ai "industriei" poluanţilor

organici persistenţi. Cele mai noi date disponibile privind producția totală de PCB-uri (Tabelul 1.2) au fost publicate de Brevik (Breivik, 2007) arătând o producție totală globală de aproximativ 1,3 milioane tone între anii 1930 – 1993.

Tabelul 1.2. Producția totală de PCB în lume menționată în literatură (în tone)

Producător Țara Anul

începerii Anul

opririi Cant.

estimată % Referințe

Monsanto SUA 1930 1977 641,246 48,4 (De Voogt, și

alții, 1989)

Bayer AG Germania de

Vest 1930 1983 159,062 12,0

(De Voogt, și alții, 1989)

Orgsteklo Rusia 1939 1990 141,800 10,7 (ANPM, 2010)

Prodelee Franța 1930 1984 134,654 10,2 (De Voogt, și

alții, 1989)

Monsanato Anglia 1954 1977 66,542 5,0 (De Voogt, și

alții, 1989)

Caffaro Italia 1958 1983 31,092 2,3 (De Voogt, și

alții, 1989)

S.A. Cros Spania 1995 1984 29,012 2,2 (De Voogt, și

alții, 1989)

Chenko Cehoslovacia 1959 1984 21,482 1,6 (De Voogt, și

alții, 1989)

Xian China 1960 1979 8,000 0,6 (De Voogt, și

alții, 1989) Mitsubishi Japonia 1969 1972 2,641 0,2 (Breivik, 2007)

Electrochemical Polonia 1966 1970 1,000 0,1 (Breivik, 2002) TOTAL GLOBAL 1930 1993 1,325,81 100 Unele estimări sunt mai mari, sugerând o producție mai mare de 2 milioane tone de PCB (Fiedler, 2001).

Cercetări privind solurile contaminate cu POP în România

Aproximativ jumătate din producprovine din șase țări cu cea mai mare produc Se estimează că aproximativ 48% din PCBtransformatoare, circa 21% pentru capacitoare mici, aproximativ 10% în sisteme închise 21% pentru sistemele deschise

Aproximativ 41131 de identificate în Europa CentralăSlovenia, Rusia şi Polonia.

În majoritatea ţărilor depozitate (Figura 1.1), neavând tehnicile adecvate pentru eliminare nepoluantcantităţi substanţiale din ele sunt

Figura 1.1. Numărul de transformatoare cu, con

Brevik (Breivik, 2002)află în Emisfera Nordică.

În general, estimările de emisie pentru PCBmetodologică şi empirică şi sunt diferite

Conform rezultatele inventarelor de emisii cât sursă se poate observa o scădere a emisiilor măsurilor luate în diferite ţări

Odată cu oprirea produc– 16,5% din PCB-uri rămân în uz, (Breivik, 2007). Multe transformatoare electrice cu conpoluanți organici persistenți rastfel de echipamente au nevoie de solu

ri privind solurile contaminate cu POP în România și soluții de management

ătate din producția totală de PCB aparține SUA mai mare producție ca Rusia, Germania, Franța, Anglia

aproximativ 48% din PCB-uri au fost utilizate în uleiuri de transformatoare, circa 21% pentru capacitoare mici, aproximativ 10% în sisteme închise

deschise (Breivik, 2007). de transformatoare care conţin sau pot conţine PCB

Europa Centrală şi de Est. Majoritatea dintre acestea au fost g

din Europa Centrală şi de Est aceste deşeuri de, neavând tehnicile adecvate pentru eliminare nepoluant

din ele sunt transportate în Franţa, Germania şi Elveţia pentru

rul de transformatoare cu, conținut de PCB în Europa Central(Jaromír, 2002)

(Breivik, 2002), sugerează că aproximativ 97% din totalul utiliz

ările de emisie pentru PCB-uri sunt greu de comparat ca bazşi sunt diferite (Breivik, 2002) (Breivik, 2007).

ultatele inventarelor de emisii cât şi datelor de monitorizare din regiunile ădere a emisiilor atmosferice în ultimii zeci de ani, ca urmare a

pentru eliminarea producţiei utilizării PCB-urilor. cu oprirea producției de PCB, în 1993 (Breivik, 2002), s-a estimat c

mân în uz, - marea majoritate fiind încă active în sistemele închiseMulte transformatoare electrice cu conținut de PCB sau contaminate cu ace

ți rămân în uz și se estimează că aproximativ 4 milioane tone de astfel de echipamente au nevoie de soluții de management (Weber, 2008).

ții de management

17

ine SUA și numai 10% ța, Anglia și Japonia.

uri au fost utilizate în uleiuri de transformatoare, circa 21% pentru capacitoare mici, aproximativ 10% în sisteme închise și

ţine PCB-uri au fost dintre acestea au fost găsite în Georgia,

şeuri de PCB se află , neavând tehnicile adecvate pentru eliminare nepoluantă şi astfel

ţia pentru distrugere.

Europa Centrală şi de Est

aproximativ 97% din totalul utilizării globale se

uri sunt greu de comparat ca bază

de monitorizare din regiunile de ani, ca urmare a

urilor. a estimat că între 12,95

active în sistemele închise, inut de PCB sau contaminate cu acești

aproximativ 4 milioane tone de


18

Figura 1.2. Emisiile atmosferice de PCB în emisfera de Nord în anii 1980(stânga), 1990 (mijloc) şi 2000 (dreapta), t/an. (Shatalov, și alții, 2007)

Cifrele însă pot fi mult mai mari. Secretariatul Convenției de la Stockholm a revizuit datele privind PCB-urile provenite de la 88 de state membre până în decembrie 2008, rezultatele arătând că există aproximativ 6,431,886 tone de uleiuri contaminate cu PCB şi 472,853 tone de echipamente contaminate (Convention, 2009). Abordarea adoptată privind PCB-urile de către multe părți semnatare ale Convenției acoperă numai sistemele închise, adică transformatoarele și uleiul din transformatoare. În timp ce transformatoarele și echipamentele electrice sunt sursa importantă majoră de PCB (Breivik, 2004) ele nu reprezintă cea mai mare sursă de contaminare în mediu. Datele prezentate de Meijer (Meijer, 2003) și confirmate de Bignert (Bignert, 1998) arată că la ora actuală nivelul de aer contaminat cu PCB în Europa este datorat în mare parte surselor primare, decât surselor secundare. Sistemele deschise cu conținut de PCB includ plasticele, imprimantele fără carbon , cerneluri, vopseluri, adezivi folosiți în cimenturi și plastice, uleiuri de imersie, pesticide (Breivik, 2002). În Japonia, majoritatea sistemelor deschise au fost raportate pentru imprimantele fără carbon (Breivik, 2002). În SUA, plasticele au fost principala sursă pentru aceste sisteme deschise. În 1972, Monsanto, singura Fabrică din America de Nord, a încetat din proprie voință utilizarea PCB-urilor în aceste în produse comerciale (CEC, 1996). Producerea PCB –ului a fost oprită în 1977. Încă de la mijlocul anului 1990 zonele urbane au fost identificate ca o sursă majoră și curentă de eliminare de PCB-uri în atmosferă (Halsall, 1995), (Gasic, 2009), (Du, 2009), (Cachada, 2009). Multe case, în special clădiri de birouri construite cu materiale contaminate cu PCB în perioada 1950 – 1970 există încă (Heinzow, 2007). Se estimează că numai în Germania aproximativ 20000 tone de PCB au fost utilizate la constucția de grădinițe, școli, clădiri de birouri, licee și spitale (Benthe, 1992), acest lucru reprezentând un potențial de expunere pe termen lung. Pentru Anglia estimările sunt de 500 de tone (ENDS, 2002). În Danemarca se aproximează un total de 75 de tone de PCB în clădiri (Wilkins, 2002).


19

Indiferent dacă PCB-urile sunt colectate din sisteme deschise sau închise, o atenție deosebită trebuie acordată inventarului național împreună cu dezvoltarea tehnologiilor de eliminare și management adecvat.

PCDD/PCDF (dibenzo-p-dioxine şi dibenzo-furanii-policloruraţi) sunt produse secundare involuntare ale unor procese de ardere diferite în care clorul este prezent.

Figura 1.3. Emisiile atmosferice de PCDD/FS în ţările europene în anii 1980 (stânga), 1990 (mijloc) şi 2000 (dreapta), ng TEQ/m2/an. (Shatalov, și alții, 2007)

Potrivit lui Pacyna (Pacyna, și alții, 2003), cele mai importante categorii de surse de

PCDD/PCDF din Europa în timpul mijlocul anilor 1990, au fost: (1) non-industriale, instalaţii de ardere, (2) procesele de producţie, (3) tratarea şi eliminarea deşeurilor. În urma unui studiu privind nivelurile de mediu şi de expunere umană în ceea ce

priveşte PCDD / PCDF sa afirmat că nivelurile de contaminare din mediu şi oameni au scăzut în ultimul deceniu, în cele mai multe dintre ţările UE din cauza măsurilor de reducere a emisiilor (http://ec.europa.eu/environment/dioxin/index.htm).

Emisiile atmosferice de γ-HCH sunt în principal un rezultat al utilizării de lindan ca

insecticid (> 99% γ-HCH) şi a HCH tehnic (8-15% γ-HCH). Lindanul nu a fost fabricat sau utilizat mult timp în UE, dar este încă folosit ca produs

farmaceutic pentru combaterea păduchilor şi scabiei în ţări precum China şi America de Nord (ANPM, 2010), (Li, și alții, 2004).

γ-HCH este unul dintre cele mai volatile insecticide organoclorurate regăsindu-se în aer, apă, sol şi organisme (Li, și alții, 2004).

Un studiu recent (IHPA, 2006) oferă informaţii cu privire la cantităţile de lindan aflate în mediu în Uniunea Europeană. Acest studiu indică faptul că aproximativ 300,000 de tone de lindan au fost utilizate în cadrul UE între 1950 şi 2000. Pentru UE, contaminarea istorică a solului cu HCH este, probabil, una dintre principalele probleme legate de compuşii organici persistenţi.


20

Figura 1.4. Tendinţele emisiilor şi a concentraţiilor de γ-HCH din aer, sol şi apa de mare din Emisfera de Nord între anii 1990-1996. (Shatalov, și alții, 2007)

Perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) cu sărurile sale şi Perfluorooctane sulfonil

fluoride (PFOS-F) sunt acceptate pentru unele folosinţe: fotografie, în industria semiconductoarelor sau în chimicalele fotolitografice, incluzând generatoarele foto-acide şi învelişurile anti-reflectorizante, în fluidul hidraulic Skydrol, aplicat în aviaţia civilă, sisteme pentru anumite aparate medicală, spumele aplicate în operaţiile de stingere a incendiilor, momeli pentru insecte. PFOS - scutiri specifice: acoperiri pentru covoare, hârtie şi ambalaje, textile şi tapiţerie, piele şi îmbrăcăminte, alţi aditivi de acoperire, insecticide pentru controlul furnicilor şi termitelor, placare din metal dur, măşti foto în industria semiconductorilor şi LCD, electrice/piese electronice pentru unele imprimante/copiatoare.

Unele folosinţe care au utilizat PFOS nu sunt listate în temeiul Convenţiei dar utilizarea acestor nu este permisă: agenţi de curăţare, produse de lustruit autoturisme, podeaua, ceara, vopsele, cosmetice. PFOS este încă produs în ţări precum China, Germania, Italia.

Figura 1.5. Producția de PFOS (Beesoon, 2011)

Aproximativ 6000 de tone de hexabromodifenil eter (hexa-BDE) şi heptabromodifenil eter (hepta-BDE) au fost produse în Statele Unite între 1970 – 1976. Datorită producţiei timpurie şi relativ mici, utilizarea acestora este de importanţă minoră, deoarece cele mai multe materiale care conţin hexa-BDE şi hepta-BDE au fost eliminate deja cu zeci de ani în urmă.


21

CAPITOLUL 2. Analiza şi inventarul poluanţilor organici persistenţi la nivel naţional

2.1. Legislația națională Problema poluanţilor organici persistenţi (POP) a ieşit în prim planul agendei de mediu a României odată cu semnarea Convenţiei de la Stockholm în anul 2001. De atunci, aceşti poluanți au început să fie trataţi ca un domeniu prioritar printre principalele probleme de mediu ale ţării, România elaborând Planul Naţional de Implementare (PNI) al Convenţiei de la Stockholm și acţionând responsabil în vederea îndeplinirii obligaţiilor care îi revin, în cadrul Convenţiei de la Stockholm. Legislaţia naţională în domeniu conform OM nr. 1179/2010 cuprinde o serie de acte și normative, respectiv:

- Legea nr. 261/2004 pentru ratificarea Convenţiei privind poluanţii organici persistenţi, adoptată la Stockholm la 22 mai 2001;

- Legea nr. 91/2003 pentru aderarea României la Convenţia privind procedura de consimţământ prealabil în cunoştinţă de cauză, aplicabilă anumitor produşi chimici periculoşi şi pesticide care fac obiectul comerţului internaţional, adoptată la Rotterdam la 10 septembrie 1998;

- Legea nr. 6/1991 pentru aderarea României la Convenţia de la Basel privind controlul transportului peste frontiere al deşeurilor periculoase şi al eliminării acestora;

- Legea nr. 8/1991 pentru ratificarea Convenţiei asupra poluării atmosferice transfrontiere pe distanţe lungi, încheiată la Geneva la 13 noiembrie 1979;

- Legea nr. 271/2003 pentru ratificarea protocoalelor Convenţiei asupra poluării atmosferice transfrontiere pe distanţe lungi, încheiată la Geneva la 13 noiembrie 1979, adoptate la Aarhus la 24 iunie 1998 şi la Gothenburg la 1 decembrie 1999;

- Legea nr. 360/2003 privind regimul substanţelor şi preparatelor chimice periculoase, cu modificările şi completările ulterioare;

- Regulamentul (CE) nr. 850/2004 al Parlamentului European şi al Consiliului din 29 aprilie 2004 privind poluanții organici persistenți şi de modificare a Directivei 79/117/CEE;

- Hotărârea Guvernului nr. 561/2008 privind stabilirea unor măsuri pentru aplicarea Regulamentului Parlamentului European şi al Consiliului (CE) nr. 850/2004 privind poluanţii organici persistenţi şi pentru modificarea Directivei 79/117/CEE;

- Hotărârea Guvernului nr. 1497/2008 privind aprobarea Planului naţional de implementare a prevederilor Convenţiei privind poluanţii organici persistenţi, adoptată la Stockholm la 22 mai 2001, aferent perioadei 2008 – 2029;

- Hotărârea Guvernului nr. 173/2000 pentru reglementarea regimului special privind gestiunea şi controlul bifenililor policloruraţi şi ale altor compuşi similari, cu modificările şi completările ulterioare;


22

- Regulamentul 689/2008 al Parlamentului European şi al Consiliului din 17 iunie 2008 privind exportul şi importul de produse chimice periculoase;

- Regulamentul UE nr. 15/2010 al Comisiei din 7 ianuarie 2010 de modificare a Anexei I la Regulamentul (CE) nr. 689/2008 privind exportul şi importul de produse chimice periculoase;

- Regulamentul UE nr. 196/2010 al Comisiei din 9 martie 2010 de modificare a Anexei I la Regulamentul (CE) nr. 689/2008 privind exportul şi importul de produse chimice periculoase;

- Hotarârea Guvernului nr. 305/2007 privind unele măsuri pentru aplicarea Regulamentului nr. 304/2003 privind exportul şi importul produşilor chimici periculoşi;

- Ordinul ministrului mediului şi dezvoltării durabile, al ministrului economiei şi finanţelor, al ministrului sănătăţii publice, al ministrului muncii, familiei şi egalităţii de şanse nr. 1239/1338/1460/753/2007 privind modalităţile de realizare a controlului exportului şi importului produşilor chimici periculoşi, precum şi modalităţile de colaborare dintre autorităţi, conform Hotărârii Guvernului nr. 305/2007 privind unele măsuri pentru aplicarea Regulamentului Parlamentului European şi al Consiliului (CE) nr. 304/2003 privind exportul şi importul produşilor chimici periculoşi;

- Hotărârea Guvernului nr. 349/2005 privind depozitarea deşeurilor; - Ordinul ministrului mediului şi gospodăririi apelor nr. 757/2004 pentru aprobarea

Normativului tehnic privind depozitarea deşeurilor, cu modificările ulterioare; - Decizia Consiliului nr. 2003/33/CE privind stabilirea criteriilor şi procedurilor pentru

acceptarea deşeurilor la depozite ca urmare a art. 16 si anexei II la Directiva 1999/31/CE; - Ordinul ministrului mediului şi gospodăririi apelor nr. 95/2005 privind stabilirea

criteriilor de acceptare şi procedurilor preliminare de acceptare a deşeurilor în fiecare clasă de depozit;

- Hotărârea Guvernului nr.128/2002 privind incinerarea deşeurilor, cu modificările şi completările ulterioare;

- Ordinul ministrului mediului şi gospodăririi apelor nr. 756/2004 pentru aprobarea Normativului tehnic privind incinerarea deşeurilor;

- Hotărârea Guvernului nr. 235/2007 privind gestionarea uleiurilor uzate; - Regulamentul (CE) nr. 1013/2006 al Parlamentului European şi al Consiliului privind

transferurile de deşeuri; - Regulamentul (CE) nr.1418/2007 al Comisiei din 29 noiembrie 2007 privind exportul

anumitor deşeuri destinate recuperării enumerate în anexa III sau IIIA la Regulamentul (CE) nr.1013/2006 al Parlamentului European și al Consiliului în anumite ţări în care Decizia OCDE privind controlul circulaţiei transfrontaliere a deşeurilor nu se aplică;

- Hotărârea Guvernului nr. 788/2007 privind stabilirea unor măsuri pentru aplicarea Regulamentului Parlamentului European şi al Consiliului (CE) nr. 1013/2006 privind transferul de deşeuri, cu modificările şi completările ulterioare;

- Hotărârea Guvernului nr. 1061 /2008 privind transportul deşeurilor periculoase si nepericuloase pe teritoriul Romaniei;

- Ordonanţa de urgenţă a Guvernului nr. 78/2000 privind regimul deşeurilor, aprobată cu modificări şi completări prin Legea nr. 426/2001, cu modificările şi completările ulterioare;


23

- Hotărârea Guvernului nr. 1470/2004 privind aprobarea Strategiei naţionale de gestionare a deşeurilor şi a Planului naţional de gestionare a deşeurilor, cu modificările şi completările ulterioare;

- Ordinul ministrului mediului şi gospodăririi apelor şi al ministrului integrării europene nr. 1364/1499/2006 de aprobare a planurilor regionale de gestionare a deşeurilor;

- Ordinul ministrului mediului şi dezvoltării durabile nr. 951/2007 privind aprobarea Metodologiei de elaborare a planurilor regionale şi judeţene de gestionare a deşeurilor;

- Decizia nr. 2000/532/CE (modificată de Decizia 2001/118/CE, Decizia 2001/119/CE şi Decizia 2001/573/CE) de înlocuire a Deciziei 94/3/CE de stabilire a unei liste de deşeuri în conformitate cu art. 1 lit. a) din Directiva 75/442/CEE şi a Deciziei 94/904/CE de stabilire a unei liste de deşeuri periculoase în conformitate cu art. 1 alin. (4) din Directiva Consiliului 91/689/CEE privind deşeurile periculoase;

- Hotărârea Guvernului nr. 856/2002 privind evidenţa gestiunii deşeurilor şi aprobarea listei cuprinzând deşeurile, inclusiv deşeurile periculoase.

2.2. Poluanţii organici persistenţi evidenţiaţi în anexele Convenţiei de la Stockholm înainte de anul 2009

2.2.1. Aldrin, Dieldrin, Endrin, Clordan, Heptaclor şi Toxafen

Pesticidele organoclorurate în România au fost folosite timp îndelungat în agricultură încă din anul 1948.

Aceste substanţe nu au fost produse la noi în ţară, ele au fost importate şi folosite pe suprafeţe mari agricole, în lunci, la culturile de lucernă, pentru combaterea insectelor, sub formă de granule sau pulberi.

Dieldrinul a fost utilizat pentru combaterea insectelor din sol, fiind utilizat în România între anii 1965-1970.

Din toate cercetările efectuate, rezultatul a fost că, după anul 1988, aceste tipuri de produse nu au mai fost acceptate în România.

2.2.2. Difenil Diclor Tricloretan (DDT)

DDT a fost sintetizat în 1874 iar activitatea sa pesticidă a fost descoperită în 1939,

fiind folosit de armata americană în cel de al doilea război mondial pentru controlul tifosului şi malariei (Crinnion, 2000).

În România, DDT a fost produs la Combinatul Petrochimic Borzeşti şi a fost utilizat pe suprafeţe agricole întinse ca insecticid.


24

2.2.3. Dioxine şi Furani

Emisiile de poluanţi organici persistenţi cunosc, în general, o evoluţie descendentă din 2005 până în 2009, de la 296,8 g I-Teq la 140,33 g I-Teq. În anul 2009, emisiile totale de dioxină au scǎzut cu 5,55%, atingând valoarea de 140,33 g I-Teq. Această scǎdere a fost cauzatǎ de scǎderea cantitǎţilor de deşeuri industriale şi spitaliceşti incinerate, precum şi de scǎderea activitǎţii în sectorul metalurgiei (Figura 2.1).

Figura 2.1. Evoluţia emisiilor totale de dioxină (ANPM, 2010)

Principalele surse de dioxine şi furani (Figura 2.2) sunt procesele de combustie, cum ar fi: incinerarea resturilor municipale şi spitaliceşti, combustia cărbunelui, a lemnului şi a altor combustibili, inclusiv a celor folosiţi în locuinţe, procese de combustie naturale, (focurile din păduri şi erupţiile vulcanice); producerea şi reciclarea unor metale; producerea şi utilizarea erbicidelor fenoxiacetice precum şi unele accidente industriale.

Figura 2.2. Evoluţia principalelor surse de emisii de dioxină (ANPM, 2010)

0

50

100

150

200

250

300

350

2005 2006 2007 2008 2009

gI-Teq

0

20

40

60

80

100

120

Ard

eri in s

ecto

rul

rezid

ential

Incin

era

rea d

eseurilo

r

spitalic

esti

Ard

eri in industria

meta

lurg

ica

Pro

ductia d

e fonta

si

ote

l

Alte a

rderi in industrie

Incin

era

rea d

eseurilo

r

industria

le

Pro

ductia d

e e

nerg

ie

term

ica s

i ele

ctric

a

Ard

eri in s

ecto

rul

com

erc

ial/in

stitu

tional

Ard

ere

a d

eseurilo

r

agricole

gI-Teq

2005 2006 2007 2008 2009


25

Figura 2.3. Evoluţia emisiilor totale de PAH (ANPM, 2010)

Emisiile naţionale anuale de hidrocarburi aromatice policiclice (PAH) au tendinţă de creştere în perioada 2005 - 2009, de la 131,94 t la 133,54 t, (Figura 2.3). Cele mai mari emisii au fost înregistrate în sectoarele “Arderi în sectorul rezidenţial", “Producţia de aluminiu" şi “Arderi în industria metalurgicǎ” (Figura 2.4).

Figura 2.4. Evoluţia emisiilor de PAH din principalele surse (ANPM, 2010)

2.2.4. Bifenili policloruraţi (PCB)

Odată cu implementarea Convenţiei de la Stockholm în România, a început acţiunea de eliminare a echipamentelor ce conţin PCB.

Începând cu anul 2008 a fost reactualizat un inventar în ceea ce priveşte echipamentele electrice cu conţinut de PCB, inventar care conţine în prezent informaţii privind peste 8000 de transformatoare şi baterii de condensatoare.

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

2005 2006 2007 2008 2009

tone

0

20

40

60

80

100

120

Ard

eri

in s

ec

toru

l

rez

ide

ntia

l

Pro

du

ctia

de

alu

min

iu

Ard

eri

in in

du

str

ia

me

talu

rgic

a

Alte

ard

eri

in in

du

str

ie

Em

isii

fug

itiv

e d

in

ind

us

tria

de

tra

ns

form

are

Ard

eri

in s

ec

toru

l

co

me

rcia

l/in

stit

utio

na

l

ton

e

2005 2006 2007 2008 2009


26

Un alt demers a fost eliminarea echipamentelor electrice-deşeuri cu conţinut de PCB (circa 1200 tone).

La noi în ţară, la sfârşitul anului 2009, existau trei instalaţii autorizate pentru eliminarea echipamentelor cu conţinut de PCB: PRO AIR CLEAN Timişoara -incinerare, IF TEHNOLOGII Cluj - incinerare şi SETCAR Brăila - tratare fizico-chimică şi biologică, totuşi o mare parte a echipamentelor cu conţinut de PCB este transportată spre a fi eliminată în instalaţii autorizate din alte state membre, transferul acestora realizându-se cu respectarea prevederilor Regulamentului (CE) nr. 1.013/2006 al Parlamentului European şi al Consiliului privind transferurile de deşeuri.

În România se constată o scădere a emisiilor de bifenili policloruraţi, de la 223,6 kg în 2005, la 62,855 kg în 2009 (Figura 2.5). Cele mai importante surse de emisii de bifenili policloruraţi o reprezintă producerea fontei, a plumbului şi a oţelului (Figura 2.6).

Figura 2.5. Evoluţia emisiilor totale de PCB (ANPM, 2010)

Figura 2.6. Evoluţia emisiilor de PCB provenite din surse industriale şi procese de ardere (ANPM, 2010)

0

50

100

150

200

250

2005 2006 2007 2008 2009

kg

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Producţia de

plumb

Producţia de

fontă şi oţel

Producţia de

zinc

Producţia de

cupru

Arderi în

industria

metalurgică

Arderi în

sectorul

rezidenţial

Alte arderi în

industrie

Arderi în

sectorul

comercial-

instituţional

kil

og

ram

e

2005 2006 2007 2008 2009


27

2.2.5. Hexaclorbenzen (HCB)

Emisiile de hexaclorbenzen (HCB) au o tendinţă descrescătoare, de la 2,51 kg în 2005, la 1,63 kg în 2009, (Figura 2.7). O evoluţie a emisiilor de HCB sunt prezentate în Figura 2.8.

Figura 2.7. Evoluţia emisiilor anuale de HCB (ANPM, 2010)

Figura 2.8. Evoluţia emisiilor de HCB provenite din surse industriale, tratarea deşeurilor şi procese de ardere (ANPM, 2010)

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

2005 2006 2007 2008 2009

kg

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

Incin

era

rea d

eseurilo

r

spitalic

esti

Ard

eri in s

ecto

rul

rezid

ential

Pro

ductia d

e fonta

si

ote

l

Alte a

rderi in industrie

Ard

eri in industria

meta

lurg

ica

Ard

eri in s

ecto

rul

com

erc

ial/in

stitu

tional

kg

2005 2006 2007 2008 2009


28

2.3. Substanţe noi – poluanţii organici persistenţi introduse în anexele Convenţiei de la Stockholm

2.3.1. Alfa – Hexaclorociclohexan şi Beta – Hexaclorociclohexan

Alfa şi Beta – HCH apar ca produse secundare ale lindanului, ele fiind utilizate cu mult timp în urmă. În ţara noastră se găsesc cantităţi considerabile de alfa şi beta – HCH în terenurile poluate cu lindan.

2.3.2. Clordecon

Nu a fost produs sau utilizat în România. 2.3.3. Hexabromobifenil

Hexabromobifenilul nu se mai produce şi nici nu se mai foloseşte, regăsindu-se în alţi

agenţi chimici cum sunt granulele de polistiren expandat. 2.3.4. Hexabromodifenil eter (hexa-BDE) şi Heptabromodifenil eter (hepta-BDE)

În România nu existǎ producţie, dar existǎ în uz în mai multe articole care conţin

aceste substanţe chimice. 2.3.5. Lindan

Lindanul a fost utilizat atât ca insecticid în agricultură cât şi ca produs farmaceutic,

pentru tratarea scabiei şi a păduchilor, fiind produs şi folosit la noi în ţară în cantităţi semnificative.

În anul 2005, la fabrica de Lindan de la Chimcomplex SA Borzeşti, valorile înregistrate în afara amplasamentului au fost cuprinse între 0,14 mg/kg s.u. (substanţǎ uscată) şi 1,13 mg/kg s.u., cu toate că activitatea fusese stopată din anul 2001.

În Tabelul 2.1 este înregistrat un stoc de deşeuri de lindan, în judeţul Teleorman, iar în Tabelul 2.2 este prezentatǎ situaţia terenurilor posibil contaminate cu lindan din judeţul Cluj.

Tabelul 2.1. Cantitǎţi de deşeu de lindan

Judeţul Operator economic

Denumirea deşeului

Denumirea substanţei

Concentraţia de substanţǎ

Cantitate deşeu

generatǎ

Stoc 01.01.2010

(kg)

Teleorman SA CALNISTEA-BOTOROAGA

Produs de uz fitosanitar LINDATOX 20

Gama hexaclorciclohexan (linden) CAS 58-89-9

20% 563 563

Sursa: (ANPM, 2010)


29

Tabelul 2.2. Terenuri contaminate cu lindan în judeţul Cluj

Nr. crt.

Operator economic

Denumirea deseului de articol

Cantit.deşeu generată

(Kg)

Metode de eliminare

Cantitate eliminată

Stoc 01.01.2010 (Kg)

Observaţii

1. Compania Naţională de Autostrăzi şi Drumuri Naţionale din România SA

sol contaminat cu izomeri HCH 46400000 incinerare 0 46400000

2. Compania Naţionala de Autostrăzi şi Drumuri Naţionale din România SA

sol contaminat cu izomeri HCH 1200000 incinerare 0 1200000


sol contaminat cu izomeri HCH 8000000 depozitare in mina de sare

0 8000000


sol contaminat cu izomeri HCH 37000000 depozit deseuri periculoase

0 37000000


sol contaminat cu izomeri HCH 3753600 depozit deseuri periculoase

0 3753600

6. Sit contaminat Batal Arieş - în administrarea primăriei Turda, jud. Cluj

sol contaminat cu izomeri HCH 14800000 nu s-au stabilit

0

deşeul se găseşte încă pe amplasamentul sitului contaminat

Suprafaţa = 4000 mp, grosime strat deşeuri = 2m, volum deseu depozitat = 8000 mc

7. Sit contaminat în incinta SC Constructorul SCCA Cluj-Şantier Turda


0


Suprafaţa = 2400 mp, grosime strat deşeuri = 3m, volum deseu depozitat = 7200 mc

8. Sit contaminat Poşta Rât - în administrarea primăriei Turda, jud. Cluj


0


Suprafaţa = 10000 mp, volum deşeu depozitat = 10000 mc

9. Sit contaminat DN1 - în administrarea Primăriei com. Mihai Viteazu, jud. Cluj

sol contaminat cu izomeri HCH, rămas după executarea proiectului CNADNR - aprox 5000 mp

18810000 nu s-au stabilit

0


Suprafaţa = 5000 mp, grosime strat deşeuri = 1.5 m, volum deşeu depozitat = 7500 mc

Sursa: (ANPM, 2010)


30

2.3.6. Pentaclorobenzen – PeCB

PeCB a fost utilizat în produse PCB, ca fungicid şi ca solvent. Acum se găseşte sub formă de impurităţi în solvenţi sau pesticide sau ca emisii din procesele termice industriale. Sunt necesare investigaţii suplimentare pentru determinarea prezenţei acestuia în emisiile neintenţionate.

În prezent nu există monitorizare.

2.3.7. Tetrabromodifenil eter (tetra BDE) şi Pentabromodifenil eter (penta BDE)

Principala utilizare o constituie fabricarea de spumǎ poliuretanicǎ flexibilǎ (PUR), folositǎ pentru ambalarea mobilierului şi tapiţeriei pentru locuinţe şi vehicule, precum şi aditivi în substanţele care reduc inflamabilitatea materialelor. În ţara noastră, aceste substanţe nu au fost produse, dar există în multe articole.

2.3.8. Endosulfan

Endosulfanul nu s-a produs la noi în ţară, el fost importat şi utilizat în agricultură. Tabelul 2.3 prezintă situaţia cantitǎţilor de pesticide cu conţinut de endosulfan utilizate la nivelul anului 2009 pe teritoriul României.

Tabelul 2.3. Cantitǎţi de pesticide cu conţinut de endosulfan

Judeţ Operator Economic Cant. utilizată

substanţă (THIONEX35EC)

DOMENIUL DE UTILIZARE

ARAD 200 Raticid

ARGES MOLTAGRO NATURAL SRL PITESTI (MOLTAGRONATURAG)

840 Combatere rozătoare în culturile agricole

BUCUREŞTI CARGILL AGRICULTURA SRL (CARGILLAGRICULT)


CONSTANŢA TANC CRISTAV SRL CUMPANA (TANCCRISTAVSRL)


DOLJ 5000 Raticid

GIURGIU

DADR UNITATEA FITOSANITARA GIURGIU (DADRGR)

2355

Combatere rozătoare în culturile agricole

LAPMOR IMPEX SRL MALU (LAPMORIMPEXGR)


SCORPION SRL GIURGIU (SCORPIONGIURGIU)


ILFOV DADR UNITATEA FITOSANITARA ILFOV (DADRIF)

1843.5 Combatere rozătoare în culturile agricole

OLT GIGARTU MARUNTEI (GIGARTUOT) 9130 Combatere rozătoare în culturile agricole

TELEORMAN

CEREALCOM SA ALEXANDRIA (CEREALCOMALEXAN)


DELCEL SAG ROSIORI DE VEDE (DELCELTR)


TIMIŞ 1300 Raticid

TULCEA DADR UNITATEA FITOSANITARA TULCEA (DADRTL)

146.5 Combatere rozătoare în culturile agricole

VÂLCEA PROTECTIA PLANTELOR SRL DRAGASANI 150 Combatere rozătoare în culturile agricole

VASLUI DADR UNITATEA FITOSANITARA VASLUI (DADRVASLUI)


TOTAL (litri) 44800

Sursa: (ANPM, 2010)


31

2.3.9. Perfluorooctane sulfonic acid (PFOS) cu sărurile sale şi Perfluorooctane sulfonil fluoride (PFOS-F)

În România, aceste substanţe au fost identificate în materiale elastice (cauciucuri), plastice şi în materiale textile (covoare, mochete).

2.4. Inventarul naţional al poluanţilor organici persistenţi Inventarul este o evidență a surselor și a cantităților de poluanți organici persistenți aflate sau emise în mediul înconjurător. Principalul scop al realizării unui inventar este acela de a determina prezența poluanților organici persistenți într-o anumita zonă sau chiar la nivel național. Cu aceste date de bază, se poate face o estimare a existenței acestora, dezvoltând acțiuni de management a riscului.

Obiectivele inventarului poluanţilor organici persistenţi sunt: - Cunoaşterea cantităţilor de poluanţi organici persistenţi produse în România şi a

unităţilor care îi produc; - Cunoaşterea cantităţilor de poluanţi organici persistenţi importate în România şi

exportate din România; - Cunoaşterea stocurilor de poluanţi organici persistenţi; - Cunoaşterea utilizatorilor de poluanţi organici persistenţi, adică a persoanelor (juridice şi fizice) care îi folosesc;

- Cunoaşterea amplasamentelor contaminate cu poluanţi organici persistenţi şi a foştilor şi actualilor proprietari. Identificarea surselor de poluanţi organici persistenţi:

- Producătorii de poluanţi organici persistenţi; - Producătorii de substanţe, produse în articole (bunuri de consum) conţinând poluanţi

organici persistenţi ; - Distribuitorii (comercianţii) de substanţe, produse şi articole care conţin poluanţi

organici persistenţi; - Utilizatorii; - Proprietarii depozitelor de poluanţi organici persistenţi; - Proprietarii de terenuri contaminate cu poluanţi organici persistenţi.

Conform hărţii din Figura 2.9, unde se prezintă distribuţia numărului de depozite de

deşeuri de pesticide şi cantităţile de deşeuri de pesticide existente la nivelul regiunilor de dezvoltare, se observă în regiunea 1 (Nord-Est) o cantitate mare de deşeuri de pesticide stocate în depozite (289 tone) şi un număr relativ mic de depozite (35), spre deosebire de regiunea 2 (Sud-Est) unde sunt depozitate cantităţi mai mici de deşeuri de pesticide (263 tone) stocate într-un număr aproape de 3 ori mai mare de depozite.


32

În harta din Figura 2.10 se prezintă distribuţia transformatoarelor identificate pe judeţe observând un număr maxim în regiunea 4 (Sud –Vest Oltenia), în special în judeţul Gorj (1350 buc.).

În Figura 2.11 respectiv Figura 2.12, sunt prezentate distribuţiile eliminării condensatoarelor şi a transformatoarelor. Analizând aceste date se observă un număr maxim de transformatoare în regiunea 2 (Sud – Est), respectiv 179 de bucăţi şi un stoc maxim de condensatoare - 14074 bucăţi, aflate în stoc în regiunea 1 (Nord-Est) în anul 2010.

Examinând Figura 2.13 se observă situaţia tuturor echipamentelor cu conţinut de PCB (transformatoare şi condensatoare).

Distribuţia de endosulfan pe terenurile agricole din diverse judeţe din România este prezentată în harta din Figura 2.14 iar riscurile de contaminare a terenurilor agricole cu aceste pesticide în diverse judeţe ale ţării sunt prezentate în Figura 2.15.

Figura 2.9. Cantităţile de pesticide şi numărul depozitelor de pesticide ca deşeuri existente la nivelul regiunilor de dezvoltare în anul 2005. (ANPM, 2010)


33

Figura 2.10. Repartizarea pe judeţe a transformatoarelor înregistrate în anul 2009. (ANPM, 2010)

Figura 2.11. Stadiul eliminării transformatoarelor ce conţin ulei cu PCB – nr. buc. – date provizorii. (ANPM, 2010)


34

Figura 2.12. Stadiul eliminării condensatoarelor ce conţin ulei cu PCB – nr. buc. (ANPM, 2010)

Figura 2.13. Stadiul eliminării echipamentelor (transformatoare şi condensatoare) ce conţin ulei cu PCB – nr. buc. (ANPM, 2010)


35

Figura 2.14. Cantităţi de pesticide cu conţinut de endosulfan utilizate în anul 2009 pe teritoriul României. (ANPM, 2010)

Figura 2.15. Potenţial risc de infestare cu pesticide cu conţinut de endosulfan. (ANPM, 2010)


36

CAPITOLUL 3. Impactul poluanţilor organici persistenţi asupra sănătăţii şi mediului

3.1. Identificarea poluanţilor organici persistenţi

Interesul publicului pentru poluanții organici persistenți datează din anii 1960-1970 când trei substanțe chimice - DDT, PCB și dioxina – au început să atragă în mod deosebit atenția publicului. În 1962 apărea cartea “Silent Spring” unde, Rachel Carson a arătat cu ajutorul datelor modul în care pesticidul DDT a distrus populații de păsari și ecosisteme și a cauzat cancer și alte boli oamenilor. În 1964, un cercetător suedez, Soren Jensen, care încerca să studieze nivelurile de DDT din sângele uman, a descoperit că un grup misterios de substanțe chimice din mostrele lui interferă cu analizele sale. La o examinare mai atentă, aceste substanțe s-au dovedit a fi bifenili policlorinati (PCB), o familie de substanțe chimice industriale, utilizate la scară largă la acea vreme în sistemele de transmisie electrică și în alte aplicații.

În timp ce alți oameni de știință au continuat cercetările, atât DDT-ul cât și PCB-urile au fost găsite ca fiind prezente în mare măsură atât în țesuturi din viața sălbatică cât și în corpul uman. Ambele substanțe erau legate de numeroase boli și deficiențe de sănătate. Oamenii de știință, ONG-urile și membrii ai publicului au început să-și exprime îngrijorarea și ca rezultat, multe state – în special multe state puternic industrializate – au interzis continuarea producției și vânzării de DDT și PCB în anii 70 și 80. În anii 70, dioxina, o altă substanță chimică cu prorietăți similare, a început să producă îngrijorare. Dioxina este o substanță chimică care nu a fost niciodata produsă intenționat pentru vreo utilizare anume. Totuși, în timpul războiului din Vietnam, expunerea umană la dioxină a fost asociată cu forme rare de cancer și cu rate neașteptat de mari ale altor boli în rândul piloților americani și al civililor vietnamezi. În ciuda faptului că armata Statelor Unite a negat inițial, aceste pagube au fost în cele din urmă legate de cei 77 de milioane de litri de Agent Orange (Agent Portocaliu) și alte ierbicide pe care forțele aeriene ale Statelor Unite le-au pulverizat deasupra Vietnamului pentru despădurire între 1962 și 1971.

S-a descoperit că Agentul Orange și alte câteva ierbicide conțineau dioxină neintenționat. Ceea ce a atras atenția întregii lumi a fost faptul că piloților americani li s-a făcu rău, dar, mult mai mult rău s-a făcut milioanelor de vietnamezi care trăiau în regiunile stropite. Conform estimărilor furnizate de către Guvernul vietnamez, 400,000 de oameni au fost uciși sau mutilați de către substanțele de despădurire; 500,000 de copii s-au născut cu defecte variind de la retard la spina bifidă și înca 2 milioane de oameni au suferit de cancer și alte boli.

DDT-ul, PCB-urile și dioxina sunt substanțe chimice cu o serie de proprietăți comune. În cele din urmă, termenul de “poluant organic persistent” a fost utilizat pentru toate substanțele chimice care posedă aceste proprietăți.


37

Poluanții organici persistenți sunt compuși organici chimici, ceea ce înseamnă că au o structură chimică care conține carbon și hidrogen. Acești poluanți au patru proprietăți comune:

1. Persistență ridicată: Poluanții organici persistenți sunt substanțe chimice cu rezistență foarte ridicată la degradarea fizică, chimică și biologică. Odată pătrunși în mediu, rămân acolo pentru perioade îndelungate de timp.

2. Bioacumulare și biomagnificare în cadrul lanțului trofic: Datorită caracterului lipofil, acești poluanți pot ajunge de la concentrații scăzute în sol și apă, la valori ale concentrațiilor foarte ridicate la animale și om .

3. Transport la distanțe mari: Acești poluanți pot ajunge și contamina regiuni îndepărtate de sursa originală. Poluanții organici persistenți sunt transportați în principal la distanțe mari pe calea aerului, dar pot fi de asemenea transportați și de apă sau speciile migratoare.

4. Toxicitate crescută: Poluanții organici persistenți au potențialul de a provoca daune sănătății umane și/sau ecosistemelor, chiar și la concentrații scăzute.

Conform Convenţiei de la Stockholm, Poluanţii Organici Persistenţi (POP) sunt substanţele chimice care rămân intacte în mediu perioade îndelungate, toxice pentru oameni şi organismele sălbatice şi care se acumulează în ţesuturile grase, sunt volatile şi au o circulaţie globală prin atmosferă şi apele mărilor şi oceanelor. Un aspect unic al poluanţilor organici persistenţi îl reprezintă pătrunderea lor într-un segment al lanţului trofic, având posibilitatea de a trece de la mamă la copil prin placentă şi laptele matern.

Aceste substanțe sunt fie produse intenţionat, cum sunt pesticidele, fie produse şi eliberate neintenţionat ca rezultat al activităţilor umane sau produse intenţionat şi utilizate pentru controlul vectorilor de propagare a bolilor, de exemplu pentru controlul malariei (DDT). Poluanții organici persistenți se regăsesc ca:

- Pesticide: aldrin, clordan, diclordifeniltricloretan, dieldrin, endrin, hexaclorbenzen, heptaclor, mirex, toxafen, alfa şi beta hexaclorciclohexan, clordecon, lindan, pentaclorobenzen, endosulfan;

- Produse secundare: dioxine, furani, alfa şi beta hexaclorciclohexan, pentaclorobenzen, lindan, hexabromobifenil eter şi heptabromobifenil eter;

- Produse chimice industriale: hexaclorbenzen, hexabromobifenil, hexabromobifenil eter şi heptabromobifenil eter, pentaclorbenzen, acidul perfluorooctan sulfonic şi sărurile lui şi perfluorooctan sulfonidele, tetrabromobifenil eter şi pentabromobifenil eter, lindan.

În prezent, pe listele Convenţiei de la Stockholm, sunt înregistrate 22 de substanţe: 1. aldrin 2. clordan 3. diclordifeniltricloretan 4. dieldrin 5. dioxine 6. endrin 7. furani 8. hexaclorbenzen 9. heptaclor


38

10. mirex 11. bifenili bolicloruraţi 12. toxafen 13. alfa hexaclorciclohexan 14. beta hexaclorciclohexan 15. clordecon 16. hexabromobifenil 17. hexabromobifenil eter şi heptabromobifenil eter (octabromobifenil eter) 18. lindan 19. pentaclorobenzen 20. acidul perfluorooctan sulfonic şi sǎrurile lui şi perfluorooctan sulfonil

fluoridele 21. tetrabromobifenil eter şi pentabromobifenil eter (pentabromobifenil eter) 22. endosulfan

Caracterizarea individuală a poluanților organici persistenți este realizată în Anexa 1.

3.2. Caracteristicile chimice şi toxicologice ale poluanţilor organici persistenţi

3.2.1. Caracteristicile chimice ale poluanţilor organici persistenţi

Poluanții organici persistenți sunt, prin definiție, compuși organici cu o rezistență mare la degradare prin procese biologice, chimice sau fotolitice. Acești sunt adesea halogenați, dar cel mai des sunt compuși clorurați. Legătura carbon-clor este foarte stabilă față de hidroliză și, cu cât este mai mare numărul de substituții ale clorului, cu atât este mai mare și rezistența la degradare fotolitică și biologică. Clorul atașat unui inel aromatic este mult mai stabil la hidroliză decât clorul din structurile alifatice. Rezultă astfel că, poluanții organici persistenți clorurați sunt de obicei structuri inelare cu un lanț sau un cadru de lanțuri ramificate.

În virtutea gradului lor înalt de halogenare, prezintă o solubilitate foarte scăzută în apă și o solubilitate ridicată în lipide, ceea ce duce la predilecția acestora pentru trecerea rapidă prin structura fotolipidică a membranelor biologice și acumularea în depozitele de grăsimi.

Hidrocarburile halogenate reprezintă o grupă importantă în cadrul poluanților organici persistenți și, dintre acestea, organoclorurile formează de departe cea mai importantă grupă. Această clasă a organohalogenilor cuprinde dioxinele și furanii, bifenilii policlorurați, hexaclorbenzenul, mirex, toxafen, heptaclor, clordan și DDT-ul. Aceste substanțe se caracterizează prin solubilitate redusă în apă și solubilitate ridicată în lipide și, la fel ca majoritatea poluanților organici persistenți sunt cunoscute pentru rezistența lor în mediul înconjurător, timpii mari de înjumătățire, potențialul de bioacumulare și biomagnifiere în cadrul lanțului trofic.


39

Aceată clasă de poluanți provine aproape în totalitate din surse antropogene asociate în mare măsură cu producția, utilizarea și amplasarea anumitor substanțe chimice. În opoziție, hexaclorbenzenul, dioxinele și furanii se formează involuntar într-o gamă largă de procese de producție și combustie.

Poluanții organici persistenți sunt compuși semivolatili, această caracteristică favorizând transportul la scară largă a acestora, purându-se deplasa astfel pe distanțe mari prin intermediul atmosferei. Volatilizarea se poate produce și ulterior aplicării poluanților ca pesticide de pe suprafața plantelor și a solului.

Compușii organici halogenați, și în mod special cei clorurați au fost înrădăcinați în societatea contemporană, fiind utilizați de către industria chimică în producerea unei game largi de produse variind de la clorura de polivinil (milioane de tone pe an) până la solvenți (câteva sute de mii de tone), la pesticide (zeci de mii de tone) și substanțe chimice și farmaceutice caracteristice (în cantități de la mii de tone până la kilograme). În plus, atât sursele antropogene cât și cele non antropogene duc la producția de derivați și emisii indezirabile caracterizate adesea prin persistență și rezistență la descompunere (cum ar fi clorurile, dioxinele).

În mediu, organoclorurile pot fi transformate prin intermediul unei varietăți de procedee microbiene, chimice și fotochimice. Eficiența acestor procedee ale mediului este dependentă în mare măsură de proprietățile fizico-chimice ale compusului specific și de carcateristicile mediului

Compușii ciclici aromatici, de tip ciclodiene cum ar fi anumite pesticide clorurate, cu mase moleculare mai mari de 236 g/mol au fost remarcate pentru capacitatea lor de a se acumula în țesuturile biologice, și de a se concentra în mod special în organisme care ocupă poziții în lanțurile trofice superioare; nu întâmplător, acești compuși sunt cunoscuți și pentru persistența lor în mediu.

Compușii care fac parte din această clasă au adesea aceleași proprietăți fizico-chimice ca unele dintre pesticidele organoclorurate menționate anterior și includ câteva dintre acestea, cum ar fi DDT, clordan, lindan, heptaclor, dieldrin, aldrin, toxafen, mirex şi clordecon.

Dimpotrivă, hidrocarburile clorurate cu masa moleculară mai mică (mai puțin de 236 g/mol) pot cuprinde o serie de alcane și alchene (diclormetan) și sunt adesea asociate cu o toxicitate acută redusă, efecte toxicologice reversibile și timpi biologici de înjumătățire relativ scurți.

În mod remarcabil, anumiți poluanți organici pot fi de asemenea convertiți în metaboliți mai rezistenți decât compusul de bază așa cum este cazul conversiei metabolice a DDT-ului în DDE. În mod asemănător, conversia metabolică rapidă a aldrinei în metabolitul său extrem de rezistent la mediu, dieldrina, este de asemenea de remarcat.

3.2.2. Toxicologia poluanţilor organici persistenţi

Prezența unor poluanți organici persistenți va fi aproape întotdeauna semnalată dacă se analizează țesuturi sau mostre de mediu. La fel ca în cazul multor poluanți din mediu, este foarte dificil de stabilit cauzalitatea bolilor care poate fi direct atribuită expunerii la un anumit poluant organic persistent sau la un grup de astfel de poluanți. Această dificultate este


40

subliniată mai bine de faptul că poluanții organici persistenți există rar sub formă de compuși unici, iar studiile individuale de teren sunt adesea insuficiente pentru a asigura o evidență obligatorie a cauzei și efectului acestora. Totuși este clar că acești poluanți organici persistenți se vor acumula, vor persista și se pot bioconcentra și astfel, ar putea atinge concentrații toxicologice relevante chiar dacă expunerea poate părea limitată.

În mod experimental, poluanții organici persistenți au fost asociați cu un impact semnificativ asupra mediului în cazul unei mari varietăți de specii și practic la toate nivelurile trofice. În timp ce documentația în legătură cu efectele acute ale acestora a fost stabilită, efectele adverse asociate expunerii la niveluri cronice joase în mediu sunt în desfășurare. De menționat în acest context estetimpul lung de înjumătățire al poluanților organici persistenți în organismele bilologice, facilitând astfel acumularea unor concentrații unitare aparent mici pe perioade mari de timp. Pentru anumiți poluanți organici persistenți există dovezi experimentale că astfel de expuneri cumulative la nivel slab pot fi asociate cu efecte cronice neletale inclusiv imunotoxicitate potențială, efecte cutanate, deteriorarea performanței reproductive și cancer.

Imunotoxicitatea în asociere cu expunerea la diferiți poluanți organici persistenți a fost relatată de câțiva autori. Aceștia au demonstrat că disfuncțiile sistemului imunitar pot constitui o cauză plauzubilă a mortalității crescute în rândul mamiferelor marine, iar consumul de hrană contaminată cu poluanți organici persistenți în cazul focilor poate duce la carențe de vitamine și deficiențe tiroidiene concomitent cu susceptibilitatea la infecții microbiene și disfuncții ale aparatului reproducător. Totodată, aceștia au observat de asemenea că imunodeficiența a fost indusă unei varietăți de specii sălbatice printr-un număr predominant de poluanți organici persistenți, inclusiv PCB, hexaclorciclobenzen, toxafen și DDT.

Expunerea la acești poluanți a fost corelată cu scăderea numărului de populații în cazul mai multor mamifere marine inclusiv foca, marsuinul, delfinul mare săritor și beluga din râul St. Lawrence.

Literatura științifică a demonstrat existența unei relații clare de tip cauză - efect în cazul nurcilor și dihorilor între expunerea la PCB și disfuncții ale sistemului imunitar, disfuncții ale aparatului reproducător, mortalitate crescută în rândul puilor, deformații și mortalitate în rândul adulților. În mod asemănător, cercetătorii au demonstrat o corelație convingatoare între concentrațiile de PCB și dioxine din mediu cu viabilitatea redusă a larvelor în cazul câtorva specii de pești. O incidență de 100% a leziunilor tiroidiene în cazul somonilor coho, roz și chinook eșantionați din Marile Lacuri în ultimii 20 de ani a fost asociată cu o încărcare cresută cu poluanți organici persistenți.

În cazul efectelor asupra mediului înconjurător, este dificil de stabilit o relație de tip cauză – efect. La fel ca în cazul speciilor sălbatice, oamenii sunt expușii la o gamă largă de substanțe chimice care de cele mai multe ori sunt amestecate.

Rămân multe de făcut în ceea ce privește studiul impactului asupra sănătății umane a expunerii la poluanți organici persistenți, în special în ceea ce privește gama largă de expuneri experimentate concomitent de către oameni.

Dovezile științifice sugerează că anumiți poluanți organici persistenți au potențialul de a cauza efecte adverse semnificative asupra sănătății umane, la nivel local, și la niveluri regionale și globale prin transportul pe distanțe mari.


41

Pentru anumiți poluanți organici persistenți expunerea ocupațională și accidentală este de importanță atât în ceea ce privește expunerea acută cât și cea cronică a lucrătorilor. Riscul cel mai mare este în țările în curs de dezvoltare unde utilizarea de poluanți organici persistenți în agricultura tropicală a dus la un număr mare de morți și accidentări. Pe lângă alte moduri de expunere, expunerea lucrătorilor la acești poluanți în timpul exploatării deșeurilor reprezintă o sursă de risc ocupațional în multe state. Expunerea pe termen scurt la concentrații mari din anumiți poluanți organici persistenți s-a demonstrat că duce la boala și chiar moarte. Spre exemplu, un studiu din Filipine a arătat că în 1990, endosulfanul a devenit cauza numărul unu pentru otrăvirea acută cu pesticide în rândul cultivatorilor de orez de subzistență și al celor care se ocupau de stropirea culturilor de mango. Expunerea ocupaționala precum și a celor din vecinătate sau care se află întâmplător în apropierea chimicalelor toxice este adesea greu de minimizat în tările în curs de dezvoltare. Obstacolele în calea administrării expunerii la locul de muncă se datorează în parte instruirii deficitare sau inexistente, lipsei echipamentului de protecție și condițiilor de lucru sub standard. În același mod, problemele legate de expunerea persoanelor din vecinatate sunt greu de identificat din cauza insuficienței monitorizării mediului înconjurător și a unei monitorizări medicale. Acești factori contribuie la lipsa datelor epidemologice. Rapoartele cele mai vechi despre expunerea la poluanți organici persistenți sunt legate de un episod de intoxicare cu hexaclorciclobenzen prin mâncare în sud-estul Turciei, care a dus la moartea a 90% din cei afectați și la alte cazuri de ciroză hepatică, afecțiuni neurologice și artrită.

USEPA analizează în prezent efectele dioxinelor asupra sănătății, în special în ceea ce privește obiectivele non-cancerigene cum ar fi imunotoxicologia, disfuncțiile sexuale și neurotoxicitatea.

Astfel de exemple clare ale efectelor poluanților organici persistenți nu sunt comune în cazul expunerii la concentrații mai mici derivate din mediu și din lanțul trofic. Observațiile din laborator și de pe teren realizate pe animale, precum și studiile clinice și epidemologice pe oameni și studiile pe culturi celulare demonstrează că supraexpunerea la anumiți poluanți organici persistenți poate fi asociată cu un spectru larg de efecte biologice. Aceste efecte adverse pot cuprinde disfuncții ale sistemului imunitar, deficiențe neurologice, anomalii reproductive, de comportament și cancer. Dovezile știintifice care demonstrează legătura între expunerea cronică la concentrații subletale de poluanți organici persistenți (cum sunt cele care pot apărea ca rezultat al transportului pe distanțe mari) și impactul asupra sănătății umane este mult mai dificil de stabilit, dar reprezintă un motiv serios de îngrijorare. Cercetătorii suedezi au raportat că ingerarea de PCB, dioxine și furani prin dietă poate fi legată cu o reducere importantă a populației de celule naturale de apărare (limfocite). Fetușii în dezvoltare și noii născuți sunt în mod special vulnerabili la expunerea cu poluanți organici persistenți din cauza transferului prin placentă și prin laptele matern a substanțelor chimice nocive. S-a relatat de asemeneacă locuitorii din zona arctică a Canadei, care sunt la cel mai înalt nivel trofic al lanțului acvatic arctic, suferă niveluri ale preluării de PCB în exces față de nivelul zilnic admisibil, iar acest lucru poate pune populația respectivă în pericol în ceea ce privește efectele asupra aparatului reproducător și asupra dezvoltării. În altă relatare, copiii din regiunea nordică a Canadei, din Quebec, care au fost expuși la cantități semnificative de PCB, dioxine și furani prin intermediul laptelui matern au prezentat o incidență crescută a infecțiilor față de copii care nu au fost alaptați.


42

Studii referitoare la apariția cancerului asociate cu expunerea ocupațională la 2.3.7.8-TCDD par să indice de asemenea că expunerile populațiilor umane la niveluri extrem de mari cresc incidența cancerului per total. Studiile de laborator aduc dovezi convingătoare în sprijinul teoriei conform căreia subsțantele chimice organoclorurate (dioxinele și furanii) pot avea efecte care cauzează cancer și se comportă ca activatori puternici de tumori.

Mai recent, s-a înmulțit literatura de specialitate în care anumiți cercetători au sugerat o posibilă relație între expunerea la anumiți poluanți organici persistenți și bolile umane si disfunctiile aparatului reproducator. Au fost făcute asocieri între expunerea umană la anumiți contaminanți organici clorurați și cancerele din cadrul populațiilor. Dovezi preliminare sugerează ca posibilă asocierea între cancerul de sân și concentrațiile crescute de DDE.

3.3. Efectele poluanţilor organici persistenţi asupra sănătăţii oamenilor Poluanții organici persistenți sunt bine cunoscuți pentru efectele lor adverse asupra persoanelor și populațiilor umane. Proporția efectelor depinde de gradul, timpul și durata expunerii. Cel mai mare risc de pe urma efectelor expunerii crescute la poluanți organici persistenți îl prezintă fetușii în dezvoltare (e.g. întârzierea creșterii, dezvotaree neurologică defectuoasă), copiii (e.g. boli cardio-vasculare, afectarea sistemului imunitar, afecțiuni metabolice, afecțiuni neuro-comportamentale) și femeile la vârsta fertilității (e.g., efecte asupra sistemului endocrin și reproducător). Date recente sugerează că persoanele învârstă care au fost expuse pe tot parcursul vieții la astfel de poluanți pot de asemenea fi vulnerabile la bolile cornice cu debut întârziat (e.g. boli cardio-vasculare, afecțiuni metabolice inclusiv diabet și disfuncții tiroidiene, afecțiuni ale oaselor și cancer). Estimarea efectelor poluanților organici persistenți se face în general prin intermediul studiilor pe animale prin care se stabilesc nivelurile care produc efecte și cele care nu produc efecte, măsurate în miligrame de substanță contaminantă per kilogram din greutatea corporală per zi (mg/kg-gc/d). De obicei datele sunt obținute pentru mai multe specii pentru că este clar că nu toate mamiferele răspund în același mod și în aceeași măsură la o substanță toxică dată. Dimensiunile corpului, rata metabolică și alți factori dictează modul în care o specie de animale răspunde. Pentru a înțelege efectele unei substanțe toxice cele mai multe teste toxicologice sunt menite să testeze fiecare substanță pe rând. În cazul celor mai mulți dintre poluanții organici persistenți există date suficiente referitoare la toxicitatea acestora pentru a furniza o gamă de niveluri care produc efecte. Un sumar al efectelor toxice ale poluanților organici persistenti este disponibil prin (Hansen, și alții, 1998), (Bonefeld-Jorgensen, 2003), (Dewailly, și alții, 2003), (Gilman, și alții, 2009b), evaluări detaliate despre fiecare poluant organic persistent în parte sunt disponibile prin Agenția SU pentru Substanțe Toxice și Registrele Afecțiunilor (ATSDR, 2010) și alte organizații internaționale (IPCS, 2010), (EU, 2010). Nivelurile la care se produc efecte sau cele la care nu se produc și factorii de nesiguranță sunt utilizate pentru a stabili liniile directoare în ceea ce privește expunerea


43

umană, denumite adesea “preluări zilnice tolerabile” (PZT). Acestea sunt proiectate pentru a cuprinde un coeficient de siguranță pentru a proteja populațiile umane de cele mai periculoase efecte adverse. Spre exemplu, factorii de siguranță se aplică pentru a ține seama de obicei de cei mai sensibili membrii ai populației și sunt revizuite pe măsură ce noi date toxicologice și epidemologice devin disponibile. Se recomanda aplicarea “preluării zilnice tolerabile” cu grijă pentru că există potențial pentru impacturi sinergice, concurente și adiționale ca rezultat al expunerii simultane a populațiilor umane la un număr mare de poluanți organici persistenți (poluanți organici persistenți mosteniți, nou identificați și substanțe chimice cu caracteristici asemănătoare poluanților persistenți, alte substanțe chimice mai puțin persistente, gaze, metale și macroparticule). Grupul de Evaluare a Sănătății Umane din Programul de Monitorizare și Evaluare Arctică al Consiliului Arctic a evaluat și descris efectele majore ale câtorva poluanți organici persistenți asupra populatiilor umane (Hansen, și alții, 1998), (Bonefeld-Jorgensen, 2003), (Dewailly, și alții, 2003), (Gilman, și alții, 2009b). Tabelul 3.1 clasifică cele mai semnificative efecte ale câtorva poluanți organici persistenți mosteniti, identifică subgrupele populației care prezintă cel mai mare risc și furnizează un indiciu legat de tipul de efecte adverse raportate. Câteva dintre efectele raportate au fost observate în cazul populațiilor umane ca urmare a intoxicărilor accidentale (e.g., pentru dibenzo-p-dioxine, dibenzofurani, bifenili bromurati și bifenili clorurati), iar altele au fost raportate în cazul populațiilor expuse la poluanți organici persistenți care s-au acumulat în cadrul lanțului trofic. Unele dintre efectele înscrise în Tabelul 3.1 sunt cauzate de o expunere pe termen lung la poluanți organici persistenți (e.g. DDT și cancer), altele pot fi associate cu expuneri pe termen mai scurt (e.g. 2,3,7,8-TCDD și anumite dioxine cum ar fi substanțele din aceeași grupă cu PCB, PBDES si PFOS în timpul anumitor perioade de timp specific pe durata sarcinii). În timp ce anumite efecte sunt discutate în prezent în cazul persoanelor în vârstă care au fost expuse pe perioade de zeci de ani (Masoro, și alții, 2001), (Hood, 2003), atenția oamenilor de știință a fost îndreptată în cea mai mare măsură asupra expunerilor intrauterine și din timpul copilăriei (Gilman, și alții, 2009b). Copiii și fetușii în dezvoltare sunt mult mai vulnerabili la poluanți organici persistenți din mai multe motive:

- Fiziologia în dezvoltare deschide ferestre de vulnerabilitate în stadii critice de dezvoltare și pot afecta de asemenea absorbția, metabolismul și eliminarea poluanților organici persistenți;

- Dezvoltarea sistemului imunitar este suprimată de anumiți poluanți organici persistenți într-o perioadă în care provocările microbiologice specifice anumitor diete și condiții de viață ating maximul;

- Există căi unice de expunere specifice primilor ani de viață, cum ar fi transferul transplacentar al poluanților organici persistenți, consumul de lapte matern care conținea stfel de poluanți, expunerea bebelușilor prin “apropierea de sol”;

- Expunerile sunt comparativ mai mari decât cele ale adulților deoarece copii mănâncă, beau și respiră mai mult proporțional cu greutatea lor corporală.

Copii prezintă un risc mai crescut, de asemenea, din cauza faptului că nu pot gestiona sau controla expunerea la poluanți organici persistenți sau alte substanțe din mediu. În plus,


44

copiii care trăiesc în sărăcie prezintă un risc crescut de contactare a unor boli datorate condițiilor de mediu.

Un mecanism principal care se consideră a fi responsabil de unele dintre efectele atribuite poluanților organici persistenți este endocrina. Este foarte posibil ca multe dintre efectele asupra sistemului endocrin raportate în studiile epidemologice ale copiilor și adulților să rezulte din expunerile la mai mulți poluanți în amestec.

Poluanții organci persistenți mosteniți și mare parte din poluanții organici persistenți clorurați și bromurați sunt puternic lipofili și se amplifică în lanțul trofic. Rezultă că, expunerea umană la mare parte din poluanții din mediu se face în primul rând prin intermediul mâncărurilor grase și în mod special prin cel al speciilor marine, de apă dulce și de uscat care se află în vârful lanțului trofc (Undeman, și alții, 2010). Pentru majoritatea poluanților organici persistenți această lipofilie plasează consumatorii de subzistență (cei care consumă specii din vârful lanțului trofic) în topul persoanelor care prezintă risc de expunere. În țările arctice acest lucru a fost denumit “Dilema Arctică”, însemnând că cele mai nutritive diete de subzistență reprezintă și principalele surse de expunere la acest tip de poluanți. Consumatorii de subzistență din apropierea siturilor sau depozitelor poluate în care poluanți organici persistenți au fost produși sau depozitați sunt, de asemenea, în pericol de a fi expuși pe perioade lungi de timp și prezintă un risc mai mare decât populația obișnuită (Gilman, și alții, 2009b). Persoanele care consumă alimente provenite de la furnizori legali (băcănii, carne și produse lactate care provin de la animale domestic controlate) tind să aibă niveluri mai mici de poluanți organici persistenți față de consumatorii de subzistență deoarece cele mai multe alimente “cumpărate de la magazine” provin din lanțuri trofice foarte scurte (Van Oostdam, și alții, 2009).

Expunerile la majoritatea poluanților organici persistenți prin intermediul apei de băut și de menaj și prin aer sunt considerate a fi mult mai puțin semnificative față de cele realizate prin intermediul hranei. Totuși, în cazul PFOS principala cale de expunere este din contaminarea la suprafață a alimentelor și a apei ca rezultat al transportului apei și din contactul direct cu produsele. În plus, sursele din interiorul locuințelor ale unor poluanți organici persistenți utilizați ca produse de ignifugare și produsele folosite pentru îndepărtarea petelor pot căpăta o importanță mai mare pentru populațiile umane care petrec mai mult timp în clădiri.

Tabelul 3.1. Efecte semnificative ale unor poluanți organic persistenți pe subpopulații

specifice

Efectul asupra sănătății umane

POP care sunt probabil implicați în

cauzarea efectului

Subpopulații care prezintă risc

Sursa

Cancer

DDT, toxafen, 2,3,7,8-TCDD, mirex, HCH, PCB, HCB Chlordecon

În primul rând la adulți (cancer la sân; cancer la prostată și testicular); câteva cancere raportate la copii Asociere posibilă cu cancerul de prostată

(IARC, 1987) (Prins, 2008) (Multinger, și alții, 2010)


45

Efecte asupra aparatului

reproducător

PCB, anumite dibenzodioxine și dibenzofurani PentaBDE

Fetuși; nou născuți (probleme genitale și alte afecțiuni la naștere); femei la vârsta fertilității (probleme legate de fecunditate)

(Gilman, și alții, 2009b) (Harley, și alții, 2010)

Întârzierea creșterii

PCB, anumite dibenzodioxine și dibenzofurani

Fetuși, nou născuși și copii (lungime, greutate corporală, circumferința craniană a nou născuților)

(Dewailly, și alții, 2003)

Afecțiuni neurologice


Fetuși și copii (probleme cognitive și de atenție, de memorie) Adulți (Parkinson și Alzheimer)

(Gilman, și alții, 2009b) (Landrigan, și alții, 2005), (Weisskopf, și alții, 2010)

Alterarea dezvoltării comportamentului

PCB, anumite dibenzodioxine, PentaBDE

Copii, continuănd în perioada adultă (tulburări cu deficit de atenție, dificultăți de învățare)

(Rose, și alții, 2009)

Suprimarea sistemului imunitar


Nou născuți, copii (infecții puternice ale urechii, afectarea rezistenței la răceli și boli); Adulți (suprimarea sistemului imunitar)

(Gilman, și alții, 2009b)

Efecte cardiovasculare

PCB Copii și adulți (variații ale tensiunii sanguine și ale ritmului cardiac)

(Dewailly, și alții, 2003), (Gilman, și alții, 2009b)

Efecte asupra tiroidei

PCB, PFOS și PBDES Femei la menopauză (hipotiroidism)

(Gilman, și alții, 2009b), (Sowers, și alții, 2003), (Canaris, și alții, 2000)

Afecțiuni metabolice

PCB, poluanții organici persistenți în general

Femei și bărbați adulți (diabet și obezitate)

(Longnecker, și alții, 2001)

Afecțiuni ale oaselor PCB, dioxina și HCH Femei și bărbați adulți

(osteomalacea, osteoporoza)

(Alveblom, 2003), (Cote, și alții, 2006)


46

CAPITOLUL 4. Evoluția poluanţilor organici persistenţi în mediu

4.1. Procese de mediu în care sunt implicaţi poluanţii organici persistenţi

Poluanţii organici persistenţi sunt definiţi în principal de nivelul lor de toxicitate, degradarea lentă în mediu ambiant şi de caracterul semi volatil care le permite deplasarea în atmosferă pe o distanţă mare. În timp ce apa şi aerul îndeplinesc funcţia de transport pentru aceşti compuşi, rolul solului trebuie considerat ca fiind acela de rezervor. Se pune întrebarea dacă solul acţionează ca sursă secundară de substanţe organice persistente, volatizându-le din nou în atmosferă sau ca un bazin fără fund.

Pe lângă schimbul direct de gaz între aer şi sol, în transferul substanţelor organice persistente între suprafaţa solului şi atmosferă sunt implicate şi alte procese. Aceşti poluanţi se pot adsorbi din faza gazoasă în faza de particulă şi apoi pot fi transferate în suprafaţa solului prin depunere uscată sau umedă. Se produce acelaşi fenoment pentru substanţele organice poluante care condensează din faza de vapori în aerosoli (Moeckel, și alții, 2008b) (Schuster, și alții).

Solul reprezintă locul cel mai prielnic pentru acumularea poluanţilor organici persistenţi. Se consideră că aceşti compuşi nu influenţează negativ proprietăţile solului, dar pot fi absorbiţi de plante şi animale, având proprietatea de a-şi mări concentraţia în lanţul trofic (Preda, și alții, 2010) pot fi degradaţi în sol, pot ajunge în apele de suprafaţă sau în apele subterane prin levigare, scurgere sau eroziune (Singh, și alții, 2005)

Evoluţia poluanţilor organici din sol este guvernată de o varietate de procese fizice, chimice şi biologice, dinamice şi complexe, inclusiv sorbţie-desorbţie, volatilizare, degradare biologică şi chimică, asimilare de către plante, deversare şi levigare. Aceste procese controlează în mod direct transportul contaminanţilor din sol şi transferul acestora din sol în apă, aer sau alimente. Importanţa relativă a acestor procese variază în funcţie de natura chimică a poluantului şi de proprietăţile solului. Atât direcţia, cât şi ritmul acestor procese depinde de natura chimică a componentei organice şi de proprietăţile chimice, biologice şi hidraulice ale solului. Unele componente organice sunt degradate în sol într-un anumit interval de timp. Pe de altă parte, unele componente se degradează lent sau sunt sechestrate în particulele solului fiind inaccesibile pentru degradarea microbiană.

Persistenţa în sol a poluanţilor sporeşte potenţialul consecinţelor asupra mediului. Mobilitatea în mediile de sol reprezintă un factor cheie în evaluarea riscului de mediu. Unii compuşi sunt puternic adsorbiţi pe suprafaţa particulelor de sol şi rămân acolo. Compuşii care interacţionează puţin sau deloc cu suprafaţa solului vor fi filtraţi împreună cu soluţia de sol şi reprezintă un potenţial de contaminare a rezervoarelor de apă de suprafaţă sau subterană la distanţă mare de punctul de intrare în sol.


47

Argilele, oxizii şi materia organică sunt principalele componente din sol responsabile pentru sorbţia impurităţilor organice. Materia organică deţine o afinitate ridicată pentru numeroşi compuşi nepolari şi domină în mod specific sorbţia, dacă conţinutul este > 3%. Pentru solurile şi sedimentele cu conţinut scăzut de materie organică, mineralele argiloase deţin rolul decisiv în procesele de sorbţie (Pacyna, și alții, 2003).

Poluanţii organici pătrund în sol din diferite activităţi şi surse incluzând scurgeri accidentale, infiltrare în solul aflat sub rezervoare de depozitare, evacuarea neadecvată a deşeurilor sau din levigatul provenit de la gropile de gunoi.

Atunci când contaminanţii organici sunt eliberaţi în sol, aceştia pătrund într-un mediu eterogen tridimensional alcătuit din elementele minerale din sol, materiea organică din sol, apă, vapori din sol şi biota. Toate aceste compartimente variază ca dimensiune şi compoziţie. Astfel, condiţiile fizico-chimice şi fizice sunt foarte greu de estimat din cauza neomogenităţii spaţiale şi la scară mică a solului, (Chenu, și alții, 2002). Gama de componente este extinsă, iar acestea interacţionează între ele în modalităţi complexe (Wauchope, și alții, 2002).

Cu toate acestea, starea şi comportamentul unui anumit produs chimic organic depind în principal de trei procese de bază (Figura 4.1. Evoluţia contaminanţilor organici în sol :

- retenţie - degradare - transport

Figura 4.1. Evoluţia contaminanţilor organici în sol (Andreu V., 2004)

Atât direcţia cât şi ritmul acestor procese depinde în mod strict de natura chimică a

contaminantului şi de proprietăţile fizice, chimice, biologice şi hidraulice ale solului.


48

4.2. Sorbţia poluanţilor organici persistenţi în sol Sorbţia poate fi definită ca interacţiunea unui poluant cu un corp solid. Procesul de sorbţie poate fi împărţit în adsorbţie şi absorbţie. Primul proces se referă la transferul de masă prin care un corp dintr-o fază solidă este reţinut pe suprafaţa unei faze solide, în timp ce al doilea proces implică o penetrare mai mult sau mai puţin uniformă a corpului solid de către poluant.

Operaţia de adsorbţie are loc instantaneu, adsorbitul regăsindu-se într-o concentraţie mult mai mare decît în adsorbent, fiind astfel un process natural de trecere de la o concentraţie mare la o concentraţie mai mică. În majoritatea mediilor, se deţin puţine informaţii cu privire la natura specifică a interacţiunii. Termenul sorbţie este utilizat în mod generic pentru a cuprinde ambele fenomene (Bedient, 1994). Cuantificarea şi înţelegerea mecanismelor de sorbţie sunt de o importanţă fundamentală pentru a deduce evoluţia poluanţilor organici într-un anumit sol. În plus, cunoştinţele despre aceste mecanisme sunt esenţiale pentru dezvoltarea unor metode eficiente pentru remedierea solului contaminat şi a stratului acvifer. Procesul de sorbţie este în general cel mai puternic mecanism de interacţiune şi poate afecta evoluţia unui poluant în mai multe modalităţi. Pe lângă afectarea mobilităţii şi a potenţialului unui poluant de a ajunge în apa freatică, sorbţia poate afecta procesul de biodegradare şi toxicitatea unui compus prin influenţarea biodisponibilităţii (Allard, și alții, 1997), (Guo, și alții, 2000), (Eggleton, și alții, 2004), (Arias-Estevez, 2008). În majoritatea cazurilor, coeficientul de repartiţie carbon organic/apă din sol (Koc) şi coeficientul de sorbţie/repartiţie din sol (Kd) sunt utilizaţi pentru a evalua proprietăţile de sorbţie ale unui compus pe o suprafaţă adsorbantă la interfaţa apă/corp solid. Substanţele cu valori mici ale coeficienţilor Koc sau Kd vor indica o adsorbţie scăzută şi prin urmare, o mobilitate foarte mare şi un transport rapid în apele subterane.

4.2.1. Factorii care influenţează procesele de sorbţie în sol Sorbţia este controlată de mai mulţi factori. Aceştia cuprind caracteristicile fizice şi chimice ale poluantului, compoziţia suprafeţei solidului şi mediile fluide care le încorporează pe amândouă.

Prin înţelegerea acestor factori, se pot trage adeseori concluzii cu privire la impactul sorbţiei asupra deplasării şi distribuirii poluanţilor în subsol. Neexplicarea procesului de sorbţie poate duce la subestimarea semnificativă a masei unui poluant într-un anumit loc şi a timpului necesar pentru deplasarea acestuia dintr-un punct în altul.


49

Transportul poluanţilor fără sorbţie Transportul poluanţilor cu sorbţie “Capcană”

Să presupunem că 100 de bile ajung pe sol în intervalul de timp ∆t.

Bilele nu ajung pe sol până când “capcana” nu este umplută.

Figura 4.2. Analogie schematică a efectului de sorbție privind migrația contaminantului. (Alvarez, și alții, 2006)

Caracteristicile poluanţilor Proprietăţile unui poluant exercită un impact profund asupra comportamentului său de sorbţie. Printre acestea se numără:

- Solubilitatea în apă - Caracterul polar-ionic - Coeficientul de partiţie octanol-apă

Dintre parametrii care afectează evoluţia şi transportul substanţelor chimice organice în mediu, solubilitatea în apă este cea mai important. Substanţele chimice cu solubilitate mare sunt distribuite rapid şi uşor prin ciclul hidrologic (Li, și alții, 2004). Aceste substanţe chimice tind să aibă coeficienţi de adsorbţie cu valori relativ scăzute pentru soluri şi sediment. Solubilitatea unei substanţe chimice în apă poate fi definită ca şi cantitatea maximă de substanţă care se va dizolva în apă pură la o anumită temperatură. Caracterul polar-ionic al poluantului afectează sorbţia în funcţie de următoarea regulă: pentru categoriile cu sarcină, contrariile se atrag, iar pentru categoriile fără sarcină, similarităţile interacţionează cu similarităţi. Coeficientul de partiţie octanol-apă (Kow) reprezintă distribuţia unei substanţe chimice între octanol şi apă atunci când acestea sunt în contact în condiţii de echilibru:

Kow = concentraţia în octanol/concentraţia în soluţie apoasă Coeficientul Kow a fost măsurat în laborator pentru numeroase substanţe chimice şi reprezintă un parametru disponibil, regăsindu-se în literatura de specialitate. Valorile măsurate ale coeficientului Kow pentru subtanţele chimice organice au fost stabilite între 10-3 (valoare minimă) şi 107 (valoare maximă). Coeficientul de partiţie octanol-apă este un parametru cheie în studiile privind evoluţia substanţelor chimice organice în mediu ambiant. S-a constatat că acesta este legat de solubilitatea în apă şi coeficienţii de adsorbţie în sol-sedimente, În general, Kow reprezintă nivelul de hidrofobicitate a unui compus organic. Cu cât nivelul de hidrofobicitate a unui poluant este mai mare, cu atât este mai mare probabilitatea de partiţie în soluri şi de solubilitate scăzută în apă.


50

Caracteristicile solului Unele dintre cele mai importante caracteristici ale solului care afectează comportamentul de sorbţie al materialelor din sol sunt următoarele:

- Mineralogia - Permeabilitatea - Textura - Omogenitatea - Conţinutul de carbon organic - Aria suprafeţei - Constituienţii solului

Combinaţia acestor caracteristici descrie suprafeţele oferite ca situri de sorbţie pentru poluanţii care traversează matricea subsolului. Constituienţii solului pot fi clasificaţi după natural lor în:

- organici, - minerali, - coloidali.

Constituienţii organici – includ atât humusul, obţinut prin sinteza reziduurilor organice de către microorganisme, cât şi alte materiale organice rezultate din descompunerea aerobă şi anaerobă a rădăcinilor de plante, a florei şi a faunei. Constituienţii minerali – reprezintă 90 – 95% din faza solidă şi sunt formaţi din diveresele particule minerale rezultate din erodarea şi sfărâmarea rocilor, aluminosilicaţi (Preda, și alții, 2010), (Rusu, și alții, 2005) Constituienţii coloidali – reprezintă un sistem polifazic rezultat din dispersarea unei substanţe în alta, faza dispersată aflându-se sub formă de particule de diametre de 10-6 – 10-4, găsindu-se atât în mineralele argiloase cât şi în humus, formând complexul argilo-humic neagră.

4.2.2. Izoterme de adsorbţie Procesul de adsorbţie este în mod obişnuit exprimat prin izotermele de adsorbţie care exprimă masa de substanţă adsorbită pe unitatea de masă de substanţă solidă uscată şi concentraţia compusului în soluţie la echilibru.

Există mai multe tipuri de izoterme de adsorbţie (Figura 4.3). Cea mai frecvent utilizată este izoterma de adsorbţie dreaptă care reprezintă o relaţie liniară directă între cantitatea de substanţă sorbită pe faza solidă (C*) şi concentraţia substanţei (C). Aceasta poate fi descrisă matematic astfel:

C* = Kd C

unde: C* - masa de substanţă sorbită pe unitatea de greutate a fazei solide, uscate; C - concentraţia de substanţă în soluţie la echilibru cu masa de substanţă sorbită pe suprafaţa solidă [mg/l]; Kd - coeficient de distribuţie [l/kg].


51

Figura 4.3. Diagrama a trei tipuri de izoterme (Alvarez, și alții, 2006)

În general, se folosesc izoterme de adsorbţie (Freundlich sau Lanqmuir), ambele

descrise cantitativ prin ecuaţii matematice. Izoterma de adsorbtie Freundlich:

C* =KCN unde: C* - concentraţia adsorbită [mg/kg]; K - constanta de adsorbţie Freundlich; C - concentraţia soluţiei [mg/l]; N - exponentul Freundlich.

Izoterma de adsorbtie Lanqmuir poate fi exprimată matematic astfel:

C*= αβC

1+αC

unde: C* - concentraţia adsorbită [mg/kg];

α – constantă, dependentă de energia de legătură [l/mg] β - cantitatea maximă de substanţă ce poate fi absorbită de faza solidă [mg/kg].

Poluanţii organici persistenţi se adsorb după o ecuaţie Freundlich cu un exponent apropiat de unitate (Pusemmier, și alții, 1989)

4.3. Degradarea poluanţilor organici în sol Degradarea este fundamentală pentru atenuarea poluanţilor organici din sol. Persistenţa în mediul ambiant este controlată în mare parte de viteza de degradare, guvernată de factorii biotici şi abiotici. Degradarea poate avea traiectorii complexe care implică o varietate de interacţiuni între microorganisme, componentele solului şi poluanţi. Astfel,


52

vitezele de degradare depind de proprietăţile chimice, fizice şi microbiologice ale solului, precum şi de proprietăţile poluanţilor. Timpul de înjumătăţire prin dispersie în teren este o estimare empirică a duratei de timp în care va dispărea jumătate din cantitatea iniţială de poluant. Această estimare ia în calcul degradarea fizică, chimică şi biologică, asimilarea de către plante, iar pentru pesticidele extrem de volatile, volatilizarea. Cu cât este mai lung timpul de înjumătăţire, cu atât mai mare este durata de timp în care pesticidele rămân în sol şi, prin urmare, şi mai mare posibilitatea de extragere. Este dificil de estimat timpul de înjumătăţire, deoarece variază mult pentru fiecare compus în parte şi depinde în mare măsură de proprietăţile chimice, fizice şi biologice ale solului. Astfel, timpii de înjumătăţire estimaţi nu pot fi transferaţi cu precizie de la un sol la altul. Degradabilitatea maximă este o caracteristică dezirabilă pentru un poluant pentru prevenirea poluării. Cu toate accestea, trebuie recunoscut faptul că biodegradarea parţială a unui compus poate duce la producerea unor substanţe intermediare persistente, recalcitrante şi mai toxice, care reprezintă un risc mai mare pentru mediu înconjurător decât moleculele iniţiale (Arias-Estevez, 2008), (Sikkema J., 1995), (Megharaj M., 1999).

Tabelul 4.1. Timpul de înjumătăţire a poluanţilor organici persistenţi în sol

Denumire poluant organic persistent Timpul de înjumătăţire în sol (ani) şi sursa ALDRIN 10 (Khan, 1980)

DIELDRIN > 10 (Khan, 1980) ENDRIN > 12 (Alexander, 1999)

DDT 15 (Crinnion, 2000) HEPTACLOR 7-12 (Guenz, și alții, 1974)

HEXACLORBENZEN 8 (Alexander, 1999) MIREX 10 (Khan, 1980)

TOXAFEN 10 (Khan, 1980) PCB 10-20 (Alexander, 1999)

DIOXINE 10-20 (Alexander, 1999) FURANI 10-20 (Alexander, 1999)

Sursa: (Preda, și alții, 2010) 4.3.1. Degradarea chimică Numeroase procese chimice, precum hidroliza, reacţiile de oxido-reducere, substituirea, eliminarea şi fotoliza, sunt responsabule pentru degradarea contaminanţilor organici (Müller S., 2007).

Hidroliza este reacţia dintre o substanţă chimică şi apă. În cazul poluanţilor organici aceasta se produce în zona cu rădăcini a solurilor. Conform studiilor lui Muller (Müller S., 2007), factorii care influenţează hidroliza chimică includ conţinutul de materie organică şi argilă cu arie mare a suprafeţei pentru intensificarea conversiei hidrolitice şi a valorii pH a solului, cu impact mare asupra procesului hidrolitic de disipare a poluanţilor organici. Degradarea hidrolitică a poluanţilor organici creşte odată cu creşterea temperaturii (Ayala-Luis K.B., 2006) şi poate fi intensificată prin susţinerea enzimelor microbiene specializate (Vasileva-Tonkova E., 2003).


53

Reacţiile de oxidare-reducere se pot produce în cadrul schimburilor dintre poluanţii organici şi fracţiunile de sol în condiţii biotice şi abiotice. Adeseori, este dificil de făcut distincţia între reacţiile de oxidare şi reducere care au loc în condiţii abiotice şi cele care au loc în condiţii biotice, deoarece nu se poate exclude uşor implicarea directă a microorganismelor. Majoritatea oxidanţilor prezenţi în mediul înconjurător sunt O2, oxizii de FeIII şi MnIII, IV. În general, numărul de poluanţi organici care pot fi oxidaţi sau reduşi în condiţii abiotice este considerabil mai mic decât al celor din condiţii biotice (Yong, și alții, 2004).

Fotoliza este un proces în care descompunerea poluanţilor organici în soluţie de apă este cauzată de expunerea la lumina solară. Se consideră că atât mineralele argiloase, cât şi substanţele humice produc specii reactive de oxigen, atunci când sunt expuse la lumina solară şi contribuie la procesul de fotodegradare sporită (Müller S., 2007), (Warren N., 2003). Din cauza numărului mic de poluanţi care se vor degrada în mod direct ca urmare a absorţiei de lumină naturală, fotoliza directă nu este considerată în general o modalitate semnificativă de degradare (Warren N., 2003).

4.3.2. Degradarea biologică Degradarea chimică poate avea drept rezultat modificarea proprietăţilor unui material şi, deşi acest proces cauzează rareori o descompunere completă, poate facilita procesul de biodegradare. În general, forma majoră de degradare în sol se realizează prin oxidare şi alte reacţii intermediate de microorganisme. Conform studiului Müller (Müller S., 2007), se pot distinge trei tipuri principale de transformare microbiană: (1) Metabolism microbian: în care degradarea se produce la nivel scăzut sau deloc la

expunerea imediată cu poluantul, însă, după o fază de încetinire, microbii se adaptează să utilizeze substanţa chimică adăugată ca sursă de carbon şi energie pentru propria dezvoltare.

(2) Co-metabolism: în care descompunerea începe imediat după ce poluantul pătrunde în sol, în special din cauza catalizei enzimelor extracelulare prezente deja în populaţia microbiană. Aceata este cea mai comună formă de degradare, iar în cadrul acestui proces, poluanţii nu reprezintă o sursă directă de energie ci sunt transformaţi prin reacţii metabolice.

(3) Bio-acumulare: în care compusul este încorporat în ţesuturile organismului prin procese de asimilare activă sau pasivă.

Metabolismul şi co-metabolismul sunt cele mai importante tipuri de transformare. Activitatea microbiană şi degradarea sunt puternic influenţate de dimensiunea şi compoziţia speciilor de populaţie microbiană, de natura chimică a poluantului, temperatură, conţinutul de apă în sol, conţinutul de carbon organic, valoarea pH a solului, disponibilitatea nutritivă şi alte condiţii de mediu. Prezenţa poluanţilor poate amplifica sau reduce activitatea microbiană în funcţie de biotoxicitatea lor. Astfel, se ştie că vitezele de degradare variază de la un sol la altul şi chiar în cadrul unui anumit sol.


54

Degradarea aerobă comparativ cu cea anaerobă De regulă, degradarea este mai lentă în condiţii anaerobe decât în condiţii aerobe. Acest lucru se datorează faptului că procesele aerobe oferă de regulă un potenţial mult mai mare de energie pentru dezvoltarea bacteriilor şi prin urmare, procesele aerobe tind să se producă mult mai rapid. Cu toate acestea, Farhadian (Farhadian, și alții, 2007) au examinat faptul că biodegradarea anaerobă joacă un rol mai important decât procesele aerobe în remedierea biologică in situ. Toxicitatea poluanţilor Una dintre limitările importante ale degradării biologice este dezvoltarea şi activitatea limitată a majorităţii microorganismelor în medii toxice (Warren N., 2003), (Alexander, 1999), (Bressler, 2003). Întrucât majoritatea terenurilor contaminate conţin o gamă largă de poluanţi, trebuie luat în considerare faptul că unele dintre acestea pot prezenta niveluri semnificative de toxicitate. În numeroase cazuri, aceşti poluanţi suplimentari nu sunt luaţi suficient în considerare, iar efectul acestora asupra biodegradării nu este cunoscut. Biodisponibilitatea poluanţilor şi degradarea dependentă de timp Pentru degradarea unui contaminant organic, microorganismul responsabil cu degradarea necesită:

1) un contact cu poluantul 2) timp pentru adaptare şi/sau degradare (Reid, și alții, 2000), (Semple, și alții, 2003).

Astfel, degradarea biologică interacţionează puternic cu procesele de sorbţie şi de transport. Ambele, adsorbţia puternică şi levigarea rapidă vor scădea probabil rata şi nivelul degradării unui agent de contaminare organic (Rockne, și alții, 2003), (Müller, și alții, 2007). Temperatura solului Temperatura reprezintă un parametru important care poate influenţa echilibrul şi ratele proceselor din mediul înconjurător. De exemplu, s-a examinat faptul că temperatura în creştere reduce sorbţia de echilibru a majorităţii compuşilor (Hulscher, și alții, 1996) şi are drept rezultat o volatilizare mai mare şi pierderi în ceea ce priveşte levigarea (Van Roon, și alții, 2005). Totodată, temperatura solului afectează activitatea microorganismelor şi timpul de înjumătăţire al poluanţilor. Acest lucru se datorează în principal intervalelor limitate de temperatură în care microorganismele pot metaboliza şi se pot dezvolta, Prin urmare, temperatura are un efect important asupra distribuirii poluanţilor şi asupra eficacităţii biodegradării şi a proceselor de bioremediere.

4.4. Mobilitatea şi transportul poluanţilor organici persistenţi în sol În general, deplasarea descendentă a poluanţilor este strâns corelată cu sorbţia/retenţia de către componentele solului (Müller, și alții, 2007), (Arias-Estevez, 2008), (Reichenberger, și alții, 2007). Compuşii adsorbiţi în proporţie mare în sol au o probabilitate mică de levigare,


55

indiferent de solubilitatea lor. În mod contrar, compuşii cu sorbţie mică vor fi levigaţi în diferite grade în funcţie de solubilitatea lor. Întrucât apa este cea care efectuează transportul, poluanţii organici care se dizolvă rapid în apă au un potenţial mai mare de a se deplasa descendent prin sol, fiind posibil să ajungă la apele subterane. Riscul de levigare va fi mai mic pentru compuşii volatili deoarece se vor pierde în atmosferă şi rămâne o cantitate mai mică pentru levigare (Reichenberger, și alții, 2007). Cu toate acestea, rata şi magnitudinea transportului rapid este influenţat de factori multipli, incluzând nu numai proprietăţile poluantului, ci şi proprietăţile solului (de ex, materie organică, conţinut de argilă, oxizi de fier etc.). În plus, structura solului, procesele hidrologice şi managementul pot avea o influenţă importantă asupra transportului poluanţilor, (Li, și alții, 2005), (Malone, și alții, 2003), (Müller S., 2007), (Green, și alții, 2003). Poluanţii organici persistenţi sunt puternic reţinuţi în sol, mobilitatea lor în sol fiind foarte scăzută. Aldrinul, endrinul, dieldrinul, clordanul, toxafenul şi DDT-ul au fost încadraţi de Li și colaboratorii (Li, și alții, 2005) în clasa I de mobilitate, corespunzătoare compuşilor imobili din sol.

4.4.1. Volatilizarea Volatilizarea este procesul de evaporare din faza lichidă sau solidă care se produce atunci când poluanţii intră în contact cu o substanţă în fază gazoasă. Volatilizarea este un proces important în evoluţia şi transportul poluantului din următoarele motive:

• Explică pierderile de poluanţi organici din faza de dizolvare;

• Poate cauza probleme la luarea probelor şi la analiză. Dacă probele sunt expuse la atmosferă, volatilizarea reduce exponenţial concentrarea poluantului;

• Poate crea un strat de vapori în zona nesaturată. Stratul de vapori poate migra în afara zonei şi în atmosferă;

• Produce gaze din sol care conţin substanţe volatile. Aceste gaze emanate de sol, atunci când se acumulează în subsolul clădirilor, pot produce incendii, explozii sau probleme de sănătate;

• Formează baza pentru detectarea şi monitorizarea contaminări din subteran. Factorii care controlează volatilizarea sunt solubilitatea, greutatea moleculară şi presiunea vaporilor substanţei chimice şi natura mediului (zona saturată sau nesaturată), (Bedient, 1994). 4.4.2. Transportul pesticidelor în sol Transportul pesticidelor implică mecanisme complexe, şi este influenţat de numeroase procese precum: volatilizarea, levigarea, adsorbţia, descompunerea chimică şi biologică (Gao, și alții, 1998), (Jarvis, și alții, 1991). Levigarea pesticidelor se bucură de o atenţie deosebită, deoarece influenţează direct extinderea poluării apei de suprafaţă şi a celor subterane (Vighi, și alții, 1995). Există numeroşi factori care influenţează levigarea, dar cele mai importante


56

sunt natura solului (conţinutul de argilă şi materie organică), fluxul apelor de irigaţii şi temperature. Levigarea creşte odată cu frecvenţa irigaţiilor (Frick, și alții, 1998), temperatura accelerează descompunerea pesticidelor, încetinind migrarea acestora (Singh, și alții, 2005), iar cantităţile mari de argilă şi materie organică din sol diminuează mobilitatea pesticidelor (Martínez Vida, și alții, 1994), (Xuefeng, și alții, 2004), (José, și alții, 2008). În plus, este general acceptat că adsorbţia pesticidelor de către soluri este mai strâns legată de conţinutul de materie organică din sol decât orice altă proprietate (Xuefeng, și alții, 2004), (José, și alții, 2008), (Stevenson, 1972), (Huang, și alții, 1984), (Barriuso, și alții, 1992), (Coquet, 2002), (Spark, și alții, 2002). Pesticidele se găsesc în trei faze (dizolvate, adsorbite şi vapori) şi trec printr-un set de procese fizice şi biochimice afectate de numeroşi factori, preum proprietăţile pesticidelor, condiţii climatice, condiţii hidrogeologice, practici agricole etc. Procesele de transport ale pesticidelor în sol sunt prezentate în Figura 4.4 și Figura 4.5. Acestea includ advecţie, dispersie, degradare, sorbţie, compartimentare între fazele de dizolvare şi vapori, asimilarea de către rădăcinile plantelor, volatilizare, scurgere şi eroziune (Xuefeng, și alții, 2004).

Figura 4.4. Transportul pesticidelor în sol (Xuefeng, și alții, 2004)


57

Figura 4.5. Procesele de transport în care sunt implicate pesticidele (Xuefeng, și alții, 2004)


58

CAPITOLUL 5. Managementul solurilor contaminate cu poluanți organici persistenți – o abordare bazată pe risc

5.1. Strategii privind managementul solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi Managementul şi remedierea cu succes a unui sol contaminat cu poluanţi organici persistenti (POP) depinde de disponibilitatea informaţiilor suficiente legate de solul poluat pentru a evalua măsurile necesare de remediere. Obţinerea de date suficiente în legătură cu caracteristicile unui sol contaminat reprezintă o componentă hotărâtoare pentru succes. Prea puţine date vor da naştere la rezultate limitate, existând posibilitatea necesităţii de investigaţii mai amănunţinte în legătură cu solul şi de lucrări adiţionale în viitor pentru a completa această sarcină. Prea multe, date pot da naştere la costuri excesive, care vor reduce probabil dorinţa de remediere. Remedierea solurilor poluate reprezintă o parte importantă a administrării acestora, iar complexitatea contaminanţilor determină diversitatea tehnologiilor de remediere care pot fi utilizate. Există relativ multe tehnologii de remediere disponibile şi apar o mulţime de tehnologii dezvoltate în prezent. Sortarea şi selectarea tehnologiei pentru remedierea solurilor, reprezentând cheia refacerii cu succes a acestor, sunt supuse mai multor factori (politici, economici, tehnologici, etc.). Solurile contaminate cu poluanţi organici persistenţi, datorită pericolului pe care îl reprezintă asupra sănătăţii umane şi problemelor legate de transportul pe distanţe mari, necesită remediere urgentă şi managementul riscului.

Acest capitol conturează o abordare pas cu pas a dezvoltării strategiilor de management a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi după cum este ilustrat în Figura 5.1.

Figura 5.1. Planul de remediere pentru poluanţii organici persistenţi


59

1. Argumentarea remedierii Motivele pentru remedierea unui sol trebuie să fie justificate. Există factori diferiţi care pot duce la necesitatea remedierii, inclusiv următorii:

- Cerințe normative: Unele lucrări de remediere sunt impuse de cerinţe normative. - Responsabilitatea pentru mediul înconjurător: Unele acţiuni sunt provocate în interesul

responsabilităţii pentru mediul înconjurător. - Angajamente comerciale: Unele acţiuni pot reprezenta condiţii asupra cărora se

convine când terenul este vândut. În toate cazurile cunoaşterea motivelor remedierii va duce la o abordare mai concentrată şi eficientă asupra acesteia cu o probabilitate mai mare reuşită

2. Clasificarea solurilor De vreme ce multe ţări în curs de dezvoltare se confruntă cu un numar mare de soluri contaminate, este imortant să se promoveze continuitatea în evaluarea solurilor şi în stabilirea priorităţilor de management. În acest scop este necesară dezvoltarea unui sistem de clasificare care prevede asistenţă ştiinţifică şi tehnică în identificarea solurilor. Sistemul ar trebui să clasifice fiecare sol contaminat după tipul de risc- mare, mediu sau mic conform impactului dăunător potenţial sau curent asupra sănătăţii umane şi/sau asupra mediului. Odată ce solurile au fost clasificate, se pot fixa priorităţile pentru acţiune pe o bază tehnică. Când sunt vizate mai multe soluri, calificativele totale (din sistemul de clasificare) pentru fiecare sol sunt evaluate pentru a le stabili pe acelea care necesită măsuri urgente, facilitând direcţionarea resurselor către zonele care prezintă cel mai mare interes. Trebuie menţionat că sistemul de clasificare nu este proiectat pentru a furniza o evaluare generală sau cantitativă a riscului, ci este prevazut mai degrabă ca instrument de sortare, anume pentru clasificarea şi stabilirea generală de priorităţi în ceea ce priveşte solurile contaminate. Sistemul sortează aceste soluri luând în considerare nevoia de acţiuni suplimentare (e.g., caracterizare, evaluarea riscului, remediere, etc.) pentru protejarea sănătăţii umane şi a mediului.

3. Date minime necesare - descrierea locaţiei solului; - tipuri de contaminanţi sau materiale care pot fi prezente în cadrul solului; - o aproximare a dimensiunii zonei poluate şi a cantităţii de substanţe contaminante; - adâncimea aproximativă a apei freatice; - harta geologică sau informaţii cadastrale (informaţii legate de sol, de stratul superior şi

de substrat); - date anuale referitoare la precipitaţii; - informaţii legate de acoperirea terenului; - apropierea de apele de suprafaţă; - informaţii topografice; - potenţialul de a suferi inundaţii; - apropierea de sursele de apă potabilă - utilizatorii de resusrse adiacente de apă; - informaţii legate de utilizarea terenului.


60

Deşi mare parte din aceste informaţii ar fi trebuit strânse în timpul investigaţiilor preliminare asupra solului, realitatea este că datele nu sunt disponibile sau accesibile rapid din cauza lipsei de resurse şi de înregistrări. În aceste cazuri, va fi necesar să se caute alte opţiuni pentru obţinerea informaţiilor de fundal, cum ar fi, spre exemplu, intervievarea localnicilor care trăiesc în zonă de mult timp.

4. Evaluarea condiţiilor de mediu ale solului Cercetătorul ar trebui să utilizeze la maxim informaţiile obţinute din evaluarea solurilor contaminate identificând natura şi gradul de contaminare precum şi impactul şi efectele substanţelor contaminante asupra sănătăţii umane şi asupra mediului aşa cum reiese pe baza unei evaluarii a riscului. Aceste rezultate ale evaluării pentru un sol contaminat cu poluanţi organic persistenţi ar trebui să ofere informaţii suficiente pentru a selecta măsurile de remediere eficiente pentru diminuarea sau prevenirea consecinţelor negative. Unul din motivele principale pentru eşecul proiectelor de remediere îl reprezintă caracterizarea inadecvataă solului şi/sau evaluarea slabă a caracteristicilor solului, ceea ce duce la selectarea şi implementarea de acţiuni de remediere ineficiente.

5. Evaluarea rezultatelor având în vedere scopurile Atunci când a fost identificat un sol contaminat cu poluanţi organici persistenţi şi când a fost realizată o caracterizare iniţială a naturii, gradului şi magnitudinii contaminării, trebuie să se stabilească dacă rezultatele depăşesc instrucţiunile generale. Dacă concentraţiile de substanţă contaminantă nu depăşesc instrucţiunile stabilite, nu mai sunt necesare acţiuni suplimentare. Dacă concentraţiile de substanţă contaminantă depăşesc instrucţiunile generale, totuşi, este necesară dezvoltarea unei strategii adecvate de management, e.g., o strategie de remediere şi/sau o strategie de management a riscului. În vreme ce o strategie de remediere va stabili cele mai adecvate obiective de remediere pentru un sol contaminat, o strategie de managementul riscului va stabili dacă o acţiune de remediere este, în cele din urmă, necesară. Managementul riscului este procesul de luare a deciziilor în care o acţiune este elaborată de îndată ce nivelul de remediere este stabilit. Acesta integrează o strategie de remediere cu considerente tehnice, politice, legale, sociale şi economice pentru elaborarea strategiilor de reducere şi prevenire a riscului. În general, aceasta implică una sau mai multe din următoarele acţiuni:

- îndepărtarea sau reducerea cantităţii de substanţă contaminantă; - modificarea sau limitarea utlilizării de către receptor; - interceptarea sau îndepărtarea expunerii.

O strategie de management a remedierii/riscului se elaborează pentru ca un sol contaminat să atingă scopurile stabilite de remediere. Ambele strategii au ca obiectiv să se asigure că scopurile de remediere sunt atinse eficient şi economic. Pentru a implementa o strategie de management a remedierii/riscului, următoarele activităţi ar trebui întreprinse înainte de alegerea tehnologiilor adecvate:

- evaluarea tehnologiilor aplicabile; - executarea unei analize: cost-beneficiu; - pregătirea unui plan de acţiune pentru remediere;


61

- selectarea unui contractor; - susţinerea unei documentaţii adecvate şi comunicarea cu părţile interesate.

Paşii recomandaţi pentru evaluarea rezultatelor investigării şi caracterizării solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi sunt ilustraţi în Figura 5.2.

Figura 5.2. Paşii pentru remedierea şi evaluarea solurilor contaminate

5.2. Integrarea evaluarii riscului în managementul solurilor

contaminate

5.2.1. Opţiunile de management a riscului Cele trei caracteristici preliminare ale solului - substanţele contaminante, căile, şi receptorii – sunt considerate a fi cele trei componente ale riscului în cadrul evaluării acestuia. Toate cele trei componente trebuie să fie prezente pentru existenţa unui risc. Cu aceste trei componente, putem dezvolta un model conceptual care simulează condiţiile unui sol poluat şi ajută la evaluarea zonelor potenţiale de interes în ceea ce priveşte mediul. Acest lucru permite


62

resurselor şi eforturilor subsecvente să se concentreze pe substanţele contaminante de interes precum şi asupra receptorilor şi căilor care sunt relevante pentru problemele de management a remedierii/riscului.

Modelul conceptual de management trebuie să răspunda la următoarele întrebari de bază:

- Care sunt substanţele contaminante din cadrul zonei poluate şi care este concentraţia lor?

- Există posibilitatea ca substanţele contaminante să intre în contact cu utilizatorii? Dacă da, cum?

- Cine sunt utilizitatorii? Remedierea prin managementul riscului tratează eliminarea sau controlul unuia sau mai multora dintre cele trei componente ale riscului:

i. substanţa contaminantă, ii. calea de expunere,

iii. receptorul. Figura 5.3. ilustrează fiecare componentă a riscului şi opţiunile sale de management.

Figura 5.3. Componentele riscului şi opţiunile corespunzătoare de management

Îndepărtarea componentului contaminant se poate face prin excavarea sau tratarea contaminantului, fie in-situ sau ex-situ. Remedierea se poate folosi de o metodă, sau de o combinaţie de metode fizice, chimice şi biologice disponibile. Remedierea este considerată ca o soluţie proactivă de management a riscului care oferă un final sigur şi permanent în managementul riscului de mediu. Forme alternative de management a riscului în cadrul unei zone contaminate, cum ar fi barierele împotriva expunerii, controalele administrative şi/sau remedierea parţială, pot fi acceptabile la nivel normativ în anumite cazuri. Ar trebui menţionat că, chiar dacă există o sursă de contaminare, nu va fi nici un risc pentru sănătatea umană decât dacă expunerea este posibilă. Nu toţi contaminanţii eliberaţi în


63

mediu ating punctele de contact cu indivizii prin intermediul tuturor căilor. Căile “complete”, acelea prin care contaminanţii au atins sau pot atinge punctele de contact cu indivizii, sunt astfel analizate în profunzime într-o evaluare a riscului, totuşi, opţiunile ulterioare de utilizare a terenului pot fi limitate în aceste situaţii. Uneori nu este posibilă eliminarea contaminanţilor sau căilor de expunere din cauza constrângerilor legate de mediul înconjurător sau a celor tehnice sau economice, ultimul mijloc fiind de a controla accesibilitatea receprorului prin intermediul relocărilor şi al impunerii restricţiilor de utilizare a terenului.

5.2.2. Managementul/remedierea solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi Remedierea şi/sau managementul solurilor contaminate, trebuie să fie conformă cu orice standard de normative care se aplică tuturor mediilor contaminate prezente în cadrul zonei respective. Remedierea necesită de obicei o perioadă mare de timp atât pentru etapele de planificare cât şi pentru cele de implementare. În anumite situaţii, totuşi, un sol contaminat poate necesita măsuri de remediere pe termen scurt deoarece există riscuri imediate pentru oameni şi mediile naturale. Spre exemplu, dacă containerele de depozitare a poluanţilor organici persistenţi prezintă scurgeri sau se varsă, trebuie luate măsuri pe termen scurt pentru a preveni expansiunea zonei contaminate.

Aceste măsuri includ: - controlul sursei; - stabilizarea-imobilizarea in situ a contaminanţilor, inclusiv instalarea de bariere; - mutarea temporară a oamenilor.

În alte situaţii, ar putea fi necesară stabilirea de măsuri intermediare pentru a ghida activitatea de remediere atunci când îndepărtarea completă a unei surse de contaminant nu este posibilă printr-un singur efort pornit de remediere.

Măsurile intermediare (ASCE, 2007) includ: - reducerea sursei de contaminant în mod adecvat pentru a permite atenuarea naturală; - reducerea concentraţiei de contaminant în faza dizolvată în afara unei zone în care se

află o sursă; - descreşterea ratei masei descărcate sau a fluxului dintr-o sursă de contaminant; - reducerea masei sau volumului unei surse de contaminant; - prevenirea migrării fluidelor de remediere dincolo de zona de tratament

Măsurile de remediere pe termen lung se concentrează pe acordul cu toate standardele regulamentare aplicabile tuturor mediilor contaminate (e.g., ape de suprafaţă, sol, şi vapori din sol), prezente în cadrul zonei respective.

Cele mai bune tehnici disponibile şi cele mai bune practici de mediu

Viabilitatea economică reprezintă un factor critic atunci când vorbim despre soluri contaminate. Cele mai bune tehnici disponibile (BAT) şi cele mai bune practici de mediu (BEP) corespund acelor tehnici/tehnologii de remediere elaborate la scară care permit


64

implementarea în orice zonă, local sau în afara zonei contaminate, în condiţii viabile din punct de vedere economic şi tehnic, luând în considerare costurile şi avantajele. Factorii principali în stabilirea tehnicilor BAT sunt:

- sutenabilitatea mediului; - viabilitatea tehnică; - viabilitatea economică; - disponibilitatea resurselor.

Li (Li, 2008) a propus un sistem matrice de selectare care ia aceşti factori principali în considerare atunci când selectează tehnicile BAT/BEP. Această matrice reprezintă un instrument valoros pentru stabilirea tehnolgiilor potrivite pentru managementul solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi.

Matricea de selectare a tehnologiilor de tratament

Matricele de selectare a tehnologiilor de tratament sunt instrumente comune pentru selectarea tehnologiilor comercializate aplicabile potenţiale pentru proiectele de remediere a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi. O matrice permite utilizatorului să selecteze in situ (cu câteva excepţii) tehnologiile pentru tratarea acestor contaminanţi şi a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi. Sistemul de gradare pentru matricea de selectare este conturat în Tabelul 5.1. Matricea de selectare prezentata în Tabelul 5.2 (Li, 2008) furnizează o fundaţie pentru luarea deciziilor şi pentru alegerea unei tehnologii adecvate. Matricea, care se bazează pe trei seturi de criterii, se poate extinde rapid pe măsură ce alte noi tehnologii de serie devin disponibile.

Logistica Criteriile de comparaţie se bazează pe tehnologia la faţa locului (in situ/ex situ), cu excepţia astupării terenului şi incinerării. Matricea se bazează pe trei seturi diferite de criterii, pentru a încuraja o evoluţie la scară largă a tehnologiilor: (a) considerente tehnice, (b) considerente legate de sănătate şi mediu, (c) considerente economice. Deşi se acordă importanţă egală fiecărui criteriu în parte, se pot stabili factori decisivi care să reflecte importanţa relativă diferită în cazul diferitelor criterii în fiecare domeniu, totuşi, fiecare factor ar trebui, cel puţin, să fie luat în considerare în toate cazurile pentru a evalua în mod variat optiuni tehnologice. Este important să nu uităm că evaluările se vor baza pe informaţiile disponibile, dintre care unele pot fi incomplete sau parţial imprecise.

Considerente tehnice Cerinţe specifice zonei contaminate:

- dependenţa temperaturii solului; - dependenţa umidităţii solului; - dimensiunea particulei/distribuţia solului; - permeabilitatea/conţinutul în argilă;


65

- materia organică; - spaţiul disponibil; - apropierea de populaţiei sau de zone sensibile.

Cerinte legate de resurse: - pre-tratament; - putere/energie/combustibil; - cantitatea şi calitatea apei şi variatiile sezoniere; - substanţe chimice; - monitorizare; - munca calificată; - transport: drumuri, căi ferate, canale, etc.; - tratamentul gazelor reziduale; - post tratament; - excavare.

Considerente legate de mediu şi sănătate Aceste considerente includ impactul asupra mediului local, regional şi global sub toate

aspectele: aer, apă, sol şi sedimente: - produse auxiliare care prezintă risc; - sănătatea şi siguranţa muncitorului; - mirosuri, factori estetici.

Considerente financiare

- costuri înainte de tratament; - costuri legate de muncă; - costuri de monitorizare; - costuri de energie/combustibil; - costuri cu echipamentul; - costuri de instalare/dezafectare; - costuri de operare şi menţinere; - costuri de depozitare; - costuri de transport; - costuri cu apa; - costuri cu certificarea; - costuri post-tratament; - influenţa asupra economiei regionale.

Sistemul de gradare pentru matricea de selectare Tabelul 5.1 furnizează o explicaţie a sistemului simplu de gradare utilizat în matrice. În această evaluare prin intermediul matricei, cu cât calificativul este mai mic, cu atât este mai bună tehnologia pentru zona respectivă. Fiecare criteriu poate fi apreciat prin înmulţirea cu un “factor de apreciere” socotind importanţa relativă a diferitelor atribute. Suma tuturor calificativelor, înmulţită cu factorii de apreciere corespunzători, are ca rezultat un calificativ


66

total, care permite o comparaţie a alternativelor şi selectarea celei mai bune tehnologii pentru zona specifiă. Factorul de apreciere pentru fiecare element poate fi reglat ascendent sau descendent, după cum se schimbă circumstanţele, în funcţie de factorii locali.

Tabelul 5.1. Sistemul de gradare pentru matricea de selectare

Codul de apreciere Explicaţie

1 – fără/scăzut Grad scăzut de intensitate sau neobligatoriu: în cost, impact negativ sau muncă calificată

2 - mediu Grad mediu de intensitate: în cost, impact negativ sau muncă calificată

3 – cu/înalt Grad înalt de intensitate sau necesitate: în cost, impact negativ sau muncă calificată

Nu există nicio metodologie a priori pentru evaluarea factorilor de apreciere decisivi la

criteriile menţionate în Tabelul 5.2. Proprietarii individuali de zone contaminate trebuie să stabilească un factor de apreciere adecvat pentru fiecare criteriu pe baza priorităţilor locale şi cerinţelor reglementare. Spre exemplu, costul apei şi energiei poate varia radical între diferitele comunităţi; ca rezultat, este posibil ca factorii lor de apreciere să difere.


67

Tabelul 5.2. Matrice de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru o zonă contaminată

Incinera re

Desorbție termică

Extracție super-critică

Fitoremediere

Biore mediere

RCFG Extracția prin dizolvare

Vitrifica re

Piroliza MCD Stocare

In/Ex Situ Eficiență (%) Cost estimativ(US$/m3)

Ex 99,99

140-360

Ex/In 93-99,8 350-700

Ex 99,99

122-154

In N/A

147-626

Ex/In 60-80

55-360

Ex 99,99 500-630

Ex 95-99

125-400

Ex/In 99,99 500-8000

Ex 99,99 375-500

Ex 70-91 N/A

Ex N/A 150

Considerente tehnice

Specifice zonei dependența de temp. zonei

1 2 2 2 3 3 1 3 3 3 1

dependența de umiditatea solului

3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1

dimensiunea particulei 2 3 3 2 3 2 2 1 1 3 1 permeabilitatea 1 1 1 1 3 1 3 1 1 1 1 spațiul apropiat 2 2 2 1 3 2 3 1 1 1 1 Cerințe de resurse pre-tratament 2 2 3 1 1 3 2 1 1 1 1 energie 3 2 1 1 1 3 3 3 3 2 1 apă 1 1 3 2 3 1 2 1 1 1 1 subst.chimice 1 1 3 1 3 3 3 1 1 1 1 monitorizare 3 3 3 1 1 3 3 2 3 2 1 munca calificată 3 3 3 1 2 3 3 3 3 2 1 transport 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 tratament gaz rezidual 2 3 3 1 1 3 1 3 2 1 1 post-tratament 1 1 3 1 1 1 3 1 1 1 1 excavare 3 3 3 1 1 3 3 3 3 2 3 subtotal 29 32 37 20 30 35 36 28 28 25 19

Considerente de mediu și sănătate

impact asupra mediului

2 1 1 1 1 1 1 2 2 1 2

produse auxiliare


68

sănătatea și siguranța muncitorului

3 1 1 1 1 3 1 2 2 1 2

subtotal 5 2 2 2 2 4 2 5 4 2 4 Considerente

financiare

cost pre-tratament 1 3 3 1 1 3 2 1 1 2 1 cost legat de muncă 2 2 3 3 2 2 3 3 2 2 1 cost monitorizare 3 3 3 2 2 3 3 2 2 2 1 cost de energie 3 3 2 1 1 3 1 3 3 2 1 cost cu echipamente 3 3 3 1 1 3 2 3 2 2 1 cost de instalare/dezafectare

2 3 3 1 1 3 2 3 3 2 1

cost de operare/menținere

2 3 3 2 2 3 2 3 3 2 1

cost depozitare 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 cost transport 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 3 cost cu apa 1 1 3 2 3 1 1 1 1 1 1 cost cu certificarea 1 3 3 1 1 3 1 3 2 2 1 cost post-tratament 1 1 3 1 1 3 3 1 2 1 1 subtotal 20 24 28 16 16 26 20 24 23 18 15 MCD – Dehalogenarea mecanico-chimică GPCR – Reducție chimică în fază gazoasă N/A – Date nedisponibile NOTE : 1- Scăzut, 2- Mediu, 3- Ridicat Sursa: (Li, 2008)


69

5.3. Prezentarea generală a tehnologiilor de remediere a solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi

Dintre tehnologiile analizate, incinerarea, bioremedierea, extracţia prin dizolvare, vitrificarea, reducţia chimică în fază gazoasă, piroliza şi dehalogenarea mecanico-chimică (MCDTM) sunt tehnologii stabilite. Fitoremedierea este o tehnologie nou aparută. Multe dintre aceste tehnologii de remediere a poluanţilor organici persistenţi reprezintă proprietăţi şi sunt protejate de către certificate de patentare, de unde rezultă că adoptarea lor poate fi costisitoare şi este posibil să nu fie disponibilă. În ultimele decenii, incinerarea, desorbţia termic şi bioremedierea au fost principalele tehnologii utilizate.

Această secțiune este în principal extrasă din (Li, 2008).

1. Incinerarea Incinerarea tratează poluanţii organici persistenţi din substanţele solide şi lichide

supunându-le la temperaturi, în mod caracteristic mai mari de 500oC în prezenţa oxigenului. Aceste condiţii cauzează volatilizarea, combustia şi distrugerea compuşilor organici. Tehnologia poate fi redusă, cu versiuni de cuptoare rotative sub formă de remorcă şi cu cuptoare de ardere cu pat fluidizat. La zonele mari, unde curăţarea va necesita câţiva ani, poate fi posibilă construcţia unui cuptor de ardere la faţa locului. Aplicabilitatea incinerării în cazul remedierii solului sau sedimentelor contaminate cu POP poate fi limitată de tipurile şi concentraţiile de metale prezente în deşeuri. Atunci când solul sau sedimentele care conţin metale sunt incinerate, unele metale se vaporizează, formând alte specii de metale, în timp ce metalele mai puţin volatile rămân în reziduurile de sol. Dacă nu sunt gestionate în mod adecvat metalele din cenuşă, reziduurile lichide sau din emisiile de la coşurile de fum pot cauza expuneri potenţiale şi efecte adverse asupra sănătăţii. Avantaje şi limitări Un cuptor de ardere bine proiectat va avea următoarele avantaje:

- capacitatea maximă de distrugere şi control pentru cea mai variată gamă de fluxuri de deşeuri periculoase;

- poate atinge niveluri stricte de curăţare; - capacitate de aplicare pe scară largă.

Limitările acestei tehnologii de tratament sunt următoarele: - componentele anorganice ale deşeurilor periculoase nu sunt distruse în acest proces; - o operare continuă, perfect stabilă a unui dispozitiv făcut de om acţionat de către

oameni cu fluxuri de alimentare heterogene sau variabile este de neatins; - procesul poate fi limitat de proprietăţile fizice şi de conţinutul chimic al fluxului de

deşeuri.


70

2. Desorbţia termică (TD) Desorbţia termică este în primul rând o tehnologie de tratament ex situ care utilizează

căldura directă sau indirectă. Majoritatea tehnologiilor termice de tratament presupun un proces în doi paşi. În pasul 1, căldura se aplică unui sol sau sediment contaminat pentru a vaporiza contaminanţii într-un curent de gaz. În pasul 2, curentul de gaz din pasul 1 este adunat, condensat sau distrus. Câteva tehnologii de tratare a gazului pot fi utilizate pentru a îndeplini cerinţele reglementare înaintea eliminării. Desorbţia termică poate trata materiale variate, inclusiv solul, sedimentele şi nămolurile, contaminate cu o gamă largă de contaminanţi organici. Compuşii semivolatili, pesticidele şi alţi compuşi cu puncte de fierbere de până la 300oC sunt procesate în mod normal prin unităţi de desorbţie termică cu contact direct sau indirect. Contaminanţii cu puncte de ferbere de peste 300oC, cum ar fi PCB, dioxinele şi furanii, pot fi tratate prin sisteme cu temperaturi mai ridicate. Avantaje şi limitări Are următoarele avantaje:

- contaminanţii organici sunt separaţi de mediu într-un flux de gaze reziduale în care vaporii sunt trataţi direct sau condensaţi înainte de tratare;

- are avantajul adiţional de a separa compuşii organici semivolatili; - volumul total de material care necesită tratament ulterior este în mod normal mic în

comparaţie cu volumul mediului contaminat; - poate fi privită ca un pas într-o secvenţă de etape de remediere; - grupurile de contaminanţi organici pot fi îndepărtate selectiv din mediu prin controlul

atent al temperaturii de tratare. Limitările sale sunt următoarele:

- cele mai multe sisteme de TD necesită excavarea şi transportul mediului contaminat; - mediul contaminat trebuie să conţină cel puţin 20% substanţe solide pentru a facilita

plasarea materialului rezidual în echipamentul de desorbţie; - tratarea solurilor care sunt strâns ageregate sau în mare măsură argiloase poate avea ca

rezultat o eficienţă scazută a procesului din cauza aglomerării; - o umiditate mare poate avea ca rezultat volatilizarea slabă a contaminantului; - de vreme de TD nu distruge contaminanţii, este nevoie de tratamente adiţionale ale

reziduurilor de PCDD/PCDF atunci când tratează compuşi cloruraţi.

3. Extracţia supracritică (SCE) SCE se bazează pe extracţia fluidului supracritic al compuşilor organici din diferite

matrici solide în scopuri analitice. Primele eforturi care se concentrau pe extragerea substanţei chimice organice dăunătoare din soluri/sedimente utilizând dioxidul de carbon supracritic (DCSC) au fost urmate de teste ulterioare pe soluri şi sedimente contaminate din diferite zone. a fost cercetată în studii pilot, dar se pare că nu a fost încă comercializată.

Avantaje şi limitări Această tehnică are câteva beneficii:

- există o mare eficienţă a extracţiei (pana la 99,99%);


71

- procesul de cuăţare se poate încheia în câteva minute; - nu există poluare secundară; - structura solului rămâne intactă.

Există totuşi şi câteva limitări: - SCE nu este o tehnologie autonomă; - este o metodă de extracţie care se foloseşte intensiv de mecanisme şi care necesită

tratament adiţional; - presiunile înalte necesită vase speciale şi alte comonente; - este necesară excavarea solului, crescând riscul de contaminare a atmosferei; - este nevoie de echipamente extrem de specifice, limitând aplicabilitatea.

4. Fitoremedierea

Fitoremedierea utilizează vegetaţia, enzimele derivate din vegetaţie, şi alte procese complexe, pentru a izola, distruge, transporta şi îndepărta poluanţii organici din solurile contaminate. Diversitatea de poluanţi în cazul cărora se poate aplica – metale, explozivi, pesticide, solvenţi cloruraţi şi alte numeroase substanţe contaminante - reprezintă principalul motiv pentru dezvoltarea rapidă a tehnologiei.

Avantaje şi limitări Fitoremedierea are numeroase avantaje care încurajează acceptarea acesteia la scară largă.

- de vreme ce este un proces care se bazează pe energia solară, fitoremedierea are avantajul de a utiliza procesele naturale ale plantelor şi astfel costurile sale sunt reduse;

- solurile pe care a fost plantată vegetaţie sunt mult mai atractive din punct de vedere estetic decât alte variante;

- emisiile scăzute de aer şi apă şi producţia de deşeuri secundare fac din fitoremediere un tratament sigur;

- previne scurgerea şi eroziunea solului; - poate fi utilizată în asociere cu alte metode de remediere şi, astfel, poate fi mai

benefică decât o tehnologie autonomă; - costurile cu energia sunt aproape inexistente.

Principalele limitări ale fitoremedierii cuprind următoarele: - de vreme ce remedierea se bazează în principal pe contactul substanţelor contaminante

cu rădăcinile plantelor, curăţarea are loc doar până la nivelul la care ajung rădăcinile; - este nevoie de o perioadă mare de timp pentru remediere din cauza timpului de care au

nevoie plantele pentru a creşte; - plantele trebuie să prezinte toleranţă la substanţele contaminante (fitotoxicitate). - tehnica este supusă condiţiilor climatice locale, spaţiului de plantare, naturii sezoniere

a plantelor şi transmiterii posibile a substanţelor contaminante din cauza animalelor din împrejurimi, intrând astfel în lanţul trofic şi cauzând mai multe probleme legate de contaminare în ciclul ecologic.


72

5. Bioremedierea Bioremedierea se referă, de obicei la utilizarea microorganismelor pentru a

descompune substanţele contaminante organice complexe în compuşi mai simpli. Tehnologia presupune intensificarea proceselor naturale de biodegradare prin adăugarea de nutrienţi şi oxigen. Bioremedierea in situ se realizează prin furnizarea de acceptori de electroni (e.g., oxigen şi nitrat), nutirenţi, umiditate sau alte modificări aduse solului sau sedimentelor, fără a perturba sau deplasa mediul contaminat. Bioremedierea in situ este adesea utilizată în asociere cu sistemele tradiţionale de pompare şi tratare şi de irigare cu ape de suprafaţă, în care apa tratată este ameliorată, după cum se cere, pentru a stimula activitatea microbiană. Este apoi reinjectată în zona de contaminare.

Avantaje şi limitări Există câteva avantaje ale bioremedierii:

- atât tehnologiile de bioremediere in situ cât şi cele ex situ s-au dovedit a avea succes atât în tratarea compuşilor solubili în apa cât şi a celor relativ insolubili;

- bioremedierea în faza de suspensie are de asemenea avantajul de a permite un control mai mare al condiţiilor de operare decât aplicaţiile în faza solidă sau cele in situ;

- bioremedierea în faza solidă şi îngrăşarea pământului au căteva avantaje în comun cu operaţiunile în faza de suspensie şi cu alte tehnologii de tratament ex situ;

- îngrăşarea pământului îmbogăţăşte de asemenea solul tratat, furnizând nutrienţi pentru vegetaţia care va creşte în viitor pe terenul respective;

- costurile cu energie necesare pentru tratamentul prin bioremediere sunt în mod normal mai mici decat abordarile de remediere alternative.

Limitările bioremedierii cuprind următoarele: - succesul bioremedierii poate fi afectat de o varietate de factori, inclusiv caracteristicile

solului şi ale substanţelor contaminante, temperatura, umiditatea şi valorile pH-ului; - substanţele contaminante biodegradabile pot suferi procesul de mineralizare; - solul contaminat nu trebuie să depăşească 10% (în volum) din solul tratat; - biodisponibilitatea substanţelor contaminante din sol poate scădea în timp; - bioremedierea este un proces mai lent decât multe alte tehnologii şi poate necesita

monitorizare frecventă; - bioremedierea nu s-a dovedit a fi eficientă în ceea ce priveşte dibenzo-p-dioxinele

policlorurate (PCDD)/dibenzofuranii (PCDF); - descompunerea substanţelor contaminante poate genera produse secundare sau

substanţe contaminante mai toxice. - practicile de remediere ex situ necesită areale cu suprafaţă mare pentru a trata cantităţi

mari de sol contaminat; - remedierea aerobă nu se aplică siturilor predispuse la inundaţii.

6. Reducţia chimică în fază gazoasă (RCFG)

Acest proces este cunoscut în principal prin intermediul produsului său comercializat, Eco Logic, care a fost elaborat în Canada. Acesta reprezintă o alternativă la incinerare. În acest proces hidrogenul reacţionează cu compuşii organici cloruraţi, cum ar fi PCB, la


73

temperaturi înalte (> 850oC) şi presiuni scăzute, producând în principal metan şi clorură de hidrogen însoţite de mici cantităţi din alte hidrocarburi cu greutate moleculară mică (GM), cum ar fi benzenul. Avantaje şi limitări Avantajele RCFG includ următoarele:

- metoda nu face selecţii în tratamentul substanţelor organice. Este posibil să trateze pentaclorofenolul (PCP) cu aceeaşi eficacitate ca PCB, hexaclorobenzenul (HCB) şi dioxinele;

- procesul necesită apă în operaţiunile sale şi astfel poate da naştere la deşeuri cu un conţinut relativ crescut de apă. Acest lucru se poate dovedi a fi un avantaj în faţa altor procese termice în care conţinutul mare de apă este problematic;

- într-o atmosferă reducătoare formarea dioxinelor este mai puţin probabil să se producă;

Acest proces are câteva limitări: - procesul trebuie să fie precedat de o unitate de desorbţie termică atunci când tratează

deşeuri solide. Desorbţia termică va fi efectuată într-o atmosferă reducătoare de hidrogen, oferind distrugere simultană.

7. Extracţia prin dizolvare

Extracţia prin dizolvare este un proces ex situ în care substanţele contaminante sunt separate de sol, nămoluri şi sedimente, reducând prin aceasta volumul deşeului care trebuie tratat. În acest proces, solul sau materialul rezidual contaminat este pus în contact cu un fluid care dizolvă substanţele contaminante în mod selectiv. Avantaje şi limitări Principalul avantaj al extracţiei prin dizolvare este că poate îndepărta eficient multe substanţe contaminante diferite dintr-o varietate de soluri, sedimente şi nămoluri. Acest lucru se datorează în parte flexibilităţii proceselor de extracţie prin dizolvare. Solventul poate fi selectat în funcţie de substanţele contaminante ţintă, în timp ce numărul şi durata etapelor de extracţie sunt selectate în funcţie de criteriul de remediere. Dezavantajele extracţiei prin dizolvare sunt următoarele:

- produce un extract organic concentrat care este posibil să necesite tratament adiţional sau îndepărtare în afara cazului în care substanţa contaminantă poate fi folosită, reciclată sau incinerată după ce a fost extrasă din sol;

- solurile cu umiditate ridicată trebuie uscate pentru a atinge rate mari ale îndepărtării substanţelor contaminante;

- solurile cu conţinut ridicat de argilă prezintă o eficienţă scăzută a tratamentului.

8. Vitrificarea Vitrificarea poate fi utilizată pentru tratarea solurilor şi sedimentelor care conţin substanţe contaminante organice, anorganice şi radioactive. Această tehnologie utilizează căldura pentru a topi solul sau sedimentul contaminat. Formează apoi un produs rigid, sticlos atunci când se răceşte, cauzând o reducere a volumului solului tratat.


74

Substanţele contaminante organice, inclusiv PCB-urile, sunt distruse ca rezultat al temperaturilor înalte utilizate în timpul vitrificării. Mecanismul de distrugere este fie piroliza (într-un mediu 250 sărac în oxigen) sau oxidarea (atunci când este prezent oxigenul). Vitrificarea poate fi efectuată atat in situ cât şi ex situ. Avantaje şi limitări Există două mari avantaje ale vitrificarii:

- este atinsă o eficianţă foarte mare a distrugerii şi îndepărtării pentru toate tipurile de poluanţi organici persistenţi;

- solul tratat poate fi reutilizat. Limitările şi dezavantajele sale sunt următoarele:

- presupune în general costuri mari; - procesul poate produce rămăşite de dioxine; - procesul risipeşte mult timp şi utilizează energie în mod intensiv; - necesită tratament pentru emisiile de gaze.

9. Piroliza

În acest proces ex situ, substanţele contaminante organice sunt descompuse chimic prin intermediul căldurii într-un mediu sărăcit în oxigen. În practică, nu este posibilă realizarea unei atmosfere complet lipsită de oxigen, sitemele efective de piroliză fiind operate cu mai puţin decât cantităţile stoichiometrice de oxigen. Procesul de piroliză degradează deşeul producând mangal (sau cenuşă), ulei de piroliză şi gaz sintetic. Piroliza poate distruge dioxinele prin descompunere şi volatilizare. Compuşii sunt trasformaţi în componente gazoase sau un reziduu solid (cărbune bituminos) care conţine carbon fixat şi cenuşă.

Avantaje şi limitări Avantajele acestui sistem includ următoarele:

- se poate aplica unei game largi de substanţe organice contaminante obţinându-se un randament mare în distrugerea şi îndepărtarea acestora;

- deşeurile pot fi convertite în produse secundare recuperabile folositoare; - piroliza utilizaează mai puţin O2 şi astfel emisiile în aer tind să fie mai scăzute decât în

cazul incinerării. Piroliza prezintă un număr de limitări şi dezavantaje:

- unele tehnologii de piroliză necesită limite specifice ale dimensiunilor alimentării macroparticulelor şi ale manipulării materialului;

- aceste tehnologii pot necesita preuscarea solului pentru a obţine o umiditate scazută şi pentru a scădea costurile de tratament;

- există un potenţial pentru producerea de dioxine, furani şi alti compuşi care prezintă risc, în mod special în unităţile care operează la temperaturi foarte înalte;

- mediile tratate care conţin metale grele necesită stabilizare; - costurile cu energia, în special pentru reactoarele cu plasmă, sunt substanţiale.


75

10. Măcinarea în moara cu bile/Dehalogenarea mecanico-chimică (MCD) Tehnologia de măcinare în moara cu bile, cunoscută din punct de vedere comercial sub numele de MCD, tratează deşeurile cu rezistenţă mare care conţin POP, utilizând enerigia mecanică pentru a accelera dehalogenarea reductivă a substanţelor contaminante. Procesul MCD a fost elaborat de către Environmental Decontamination Ltd. Puţine informaţii sunt disponibile în legătură cu utilizarea acestuia în proiectele la scară mare totuşi, s-a raportat că a fost utilizata în Noua Zeelanda (USEPA, 2005). Avantaje şi limitări O serie de avantaje potenţiale au fost atribuite MCD:

- eliberarea de substanţe contaminante este redusă datorită cantităţii mici de energie utilizate;

- procesul poate fi încheiat într-o scurtă perioadă de timp, reducând în acest fel potenţialul de eliberare în caz de avarie de urgenţă sau la alimentarea cu energie;

- operaţiunea care are loc la temperaturi scăzute creşte siguranţa procesului, reducând consumul de energie şi potenţialul pentru formarea de dioxine sau alte substanţe organice toxice;

- se utilizează echipamente de procesare minerală şi principii bine stabilite; - gradul înalt de amestecare a deşeurilor tinde să spargă materialele aglomerate; - nu se produce nici un fel de emisie gazoasă; - este probabil ca procesul să trateze imediat deşeurile care conţin o gamă largă de

substanţe contaminante organice, sau amestecuri de substanţe organice contaminante, într-un singur pas, reducând astfel manipularea deşeurilor şi riscurile asociate acesteia.

Deşi nu au fost raportate limitări în mod explicit, această tehnologie are în mod clar câteva dezavantaje semnificative:

- solul necesită uscare pentru a atinge o umiditate de cel mult 2%; - ar putea fi nevoie de preselectare pentru a îndeplini condiţiile limitative legate de

dimensiuni; - randamentul distrugerii este relativ mai scăzut decât în cazul altor tehnologii de

tratament, şi nu este potrivit pentru solurile cu un grad mare de contaminare; - echipamentul este extrem de zgomotos.

11. Stocarea în subteran

De vreme ce stocarea nu distruge, în mod normal POP, trebuie să se facă orice efort pentru a preveni migrarea lor. Sunt necesare consolidări adecvate şi monitorizare pentru a se asigura că nu există scurgeri din sistem. Stocarea proiectată/controlată poate fi considerată o metoda temporară până când tehnologiile de distrugere a POP devin disponibile asigurând o sustenabilitate mai mare a mediului şi fiind disponibilă din punct de vedere economic.

Avantaje şi limitări Există câteva avantaje:

- mulţi poluanţi organici persistenţi sunt încă depozitaţi sau dispuşi pe pământ. O stocare a terenului bine proiectată are o capacitate mare de depozitare şi împiedică migrarea POP;


76

- materialele solului local sau cele reziduale care se caracterizează printr-o putere mare de absorbţie şi conductibilitate hidraulică scăzută ar trebui studiate ca posibile materiale barieră de depozitare. Dacă sunt adecvate, aceste materiale pot ajuta economia locală şi pot chiar intra pe piaţa internaţională ca astfel de materiale cu scopuri de depozitare.

Limitările principale ale stocării terenurilor sunt următoarele: - POP nu sunt distruşi şi va exista întotdeauna un pericol de scurgere din containerele de

depozitare şi din însuşi solul respectiv; - POP trebuie ţinuţi în containere potrivite pentru a împiedica eroziunea; - este necesară monitorizarea zonei înconjurătoare.

5.4. Evaluarea riscului solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi

Este utilizată ca bază pentru elaborarea unui proces de management a riscului în situaţiile în care remedierea completă nu este o opţiune viabilă pentru un sol contaminat.

Agenţia pentru Protecţia Mediului din Statele Unite (USEPA) defineşte evaluarea riscului ca o estimare calitativă sau cantitativă a riscului asupra sănătăţii umane şi asupra mediului datorată prezenţei efective sau potenţiale a poluanţilor. Evaluarea riscului implică caracterizarea naturii, magnitudinii şi probabilităţii efectelor adverse asupra sănătăţii umane sau ecosistemelor ca rezultat al expunerii la poluanţi pe diferite căi.

Evaluarea riscului se află în mod normal într-una din două zone:

• evaluarea riscului pentru sănătatea umană: procesul de estimare a naturii şi probabilităţii producerii de efecte adverse asupra sănătăţii oamenilor care pot fi expuşi la substanţe chimice în medii contaminate, în momentul dat sau în viitor;

• evaluarea riscului ecologic: procesul de evaluare a probabilităţii ca mediul să sufere impacturi adverse ca rezultat al expunerii la unul sau mai mulţi factori de stres ai mediului cum ar fi substanţele chimice, modificările în utilizarea terenurilor, speciile invazive sau schimbările climatice. Evaluarea riscului este un proces ştiintific în funcţie de următoarele trei componente:

• substanţa contaminantă: o substanţă care are potenţialul de a cauza efecte severe asupra unui organism, ecosistem sau mediu;

• calea de expunere:o cale sau o serie de căi sau mijloace prin care un receptor poate fi expus la o substanţă contaminantă;

• receptor: un individ sau un sistem ecologic care ar putea fi afectat nefavorabil de către o substanţă contaminantă. Figura 5.4 ilustrează riscul ca zonă de suprapunere dintre substanţele contaminante, căile de expunere şi receptori.

Riscul este exprimat ca probabilitatea celor trei elemente de a se suprapune. Dacă un risc este descoperit a fi probabil, efectele care rezultă în urma expunerii pot fi eliminate prin reducerea concentraţiei substanţelor contaminante la niveluri acceptabile.


77

Figura 5.4. Componentele riscului

O evaluare a riscului presupune următorii patru paşi de bază: 1) formularea problemei 2) evaluarea toxicității 3) evaluarea expunerii 4) caracterizarea riscului

1)Formularea problemei Procesul de formulare a problemei, care defineşte obiectivele si domeniul evaluării

riscului, se bazează pe cele trei elemente ale riscului -substanţele contaminante, expunerea şi receptorii- scoase în evidenţă în Figura 5.4. Specifică problemele care trebuie evaluate. Parametrii care trebuie identificaţi cuprind:

• evaluare calitativă a eliberării, transportului de substanţă contaminantă şi a destinului;

• identificarea substanţelor contaminante de interes;

• identificarea receptorilor potenţiali;

• identificarea căilor de expunere. Produsul finit este un model conceptual care cuprinde sursele de substanţe

contaminante, căile de transport, mediul contaminant, căile de expunere şi receptorii finali (USEPA, 1997).

2)Evaluarea toxicităţii Evaluarea toxicităţii ia în considerare efectele adverse asupra sănătăţii asociate

expunerilor la substanţe chimice, şi relaţia dintre magnitudinea expunerii şi efectele adverse. Evaluarea toxicităţii stabileşte fie o relaţie de tip doză-răspuns sau o valoare toxicologică pentru fiecare substanţă contaminantă de interes.

Valorile toxicităţii pentru poluanţii organici persistenţi pot fi obţinute din literatura publicată şi/sau din surse guvernamentale cum ar fi (Health, 2004a), (Health, 2004b), (USEPA, 1989a), (USEPA, 1989b). Pentru evaluările riscului asupra sănătăţii umane, relaţiile de tip doză-răspuns se aplică în mod normal substanţelor cancerigene.


78

3)Evaluarea expunerii O evaluare a expunerii examinează un spectru larg de parametri ai expunerii asociaţi “lumii reale” în care receptorul este expus la substanţele contaminante de interes. O evaluare a expunerii se realizează pentru a estima:

• magnitudinea expunerii umane efective şi/sau potenţiale;

• frecvenţa şi durata acestor expuneri;

• căile prin care oamenii sunt potenţial expuşi. Evaluarea expunerii necesită stabilirea unei relaţii între concentraţia substanţei contaminante la sursă şi expunerea sau preluare la locaţia receptorului, luând în considerare atât soarta cât şi transportul substanţei contaminante şi caracteristicile comportamentului receptorului. Cuantifică magnitudinea şi tipul de expuneri ale receptorilor la substanţele contaminante.

4)Caracterizarea riscului Caracterizarea riscului, ultima etapă a procesului de evaluare a riscului, se bazează pe preluarea proiectată a substanţelor contaminante de interes combinată cu datele stabilite legate de toxicitate pentru a obţine o măsură a riscului. Pentru substanţele necancerigene, riscul asupra sănătăţii umane se exprimă în termeni de indexuri de hazard. Riscurile substanţelor cancerigene sunt prezentate sub forma unui risc de cancer gradual pe durata întregii vieţi. Pentru substanţele care prezintă alte riscuri în afara cancerului, un coeficient de hazard este utilizat pentru a evalua potenţialul efectelor necancerigene.

Coeficient de hazard = expunerea estimată/doza zilnică tolerabilă Coeficientul de hazard admite existenţa unui nivel de expunere (doza de referință, sau doza zilnică tolerabilă), sub care este imposibil, chiar şi pentru persoanele sensibile să experimenteze efecte adverse asupra sănătăţii. Cu cât este mai mare valoarea coeficientului de hazard peste unitate cu atât este mai mare nivelul de interes. Pentru substanţele despre care se presupune că sunt cancerigene, un risc de cancer gradual pe viaţă este utilizat pentru a evalua riscul potenţial pentru efecte cancerigene.

Risc de cancer gradual pe viaţă = expunere (µg/kg/d) × factorul de pantă (µg/kg/d)-1

Riscul de cancer este adesea considerat neglijabil dacă valoarea estimată este < 1 în 100,000, e.g, 10-5. Totuşi, USEPA foloseşte 10-6 ca etalon principal de risc pentru expunerea “acceptabilă” la substanţe cancerigene în cadrul populaţiei globale.

Aplicabilitatea evaluării riscului în managementul solurilor contaminate

Uneori, constrângerile de natură tehnică, economică sau legate de mediu exclud opţiunile de remediere. În aceste cazuri, o evaluare a riscului poate identifica substanţele contaminante, căile de expunere şi receptorii pentru o anumită zonă. Cu aceste informaţii, trebuie să se stabilească dacă riscurile pot fi gestionate prin intermediul barierelor de expunere şi control administrativ în locul derulării întregului proces de remediere.


79

Managementul riscului este un proces mult mai flexibil pentru gestionarea sănătăţii umane atunci când remedierea completă nu reprezintă o opţiune viabilă pentru o zonă contaminată. Ar trebui menţionat, totuşi, că solul nu este considerat pe deplin remediat şi necesită îngrijiri şi control pe termen lung din partea părţilor responsabile.

5.5. Sisteme de suport a deciziei Sistemele de suport a decizii (SSD) (în engleză - Decision Support Systems – DSS), sunt instrumente software interactive cu scopul de a facilita factorii de decizie pentru a afla răspunsuri, a rezolva probleme, în sensul de a lua decizii mai bune (mai eficiente). Managerii de proiect, proprietarii de site-uri, consultanții de mediu și alții, utilizează sistemele de suport a deciziei într-o varietate de moduri cu scopul de a sprijini activitățile lor, cum sunt evaluarea și reabilitarea unor zone, gestionarea datelor și vizualizare. Curentul științific și aplicativ al sistemelor suport pentru decizii se apreciază a fi început la sfârșitul anilor 1960 pe baza studiilor teoretice privind procesele decizionale desfășurate la Carnegie Institute of Technology și proiectele derulate în SUA și Franța. Termenul de Sistem Suport pentru Decizii – SSD a fost propus pentru prima dată de Michael Scott Morton în 1964. De-a lungul timpului acest concept a fost definit în diverse moduri, de către diverși autori. În 1970 Little (Little, 1970) definește “calculul decizional” astfel: “un model bazat pe un set de proceduri pentru procesarea datelor şi pentru asistarea unui manager în procesul decizional. Un SSD trebuie să fie simplu, robust, uşor de întreţinut, adaptiv, uşor de comunicat cu el”. Mai târziu, ele au fost definite ca instrumente utilizabile de către decidenți, aflaţi pe diferite niveluri de conducere care hotărăsc pentru a obţine o analiză mai structurată a unui aspect care poate manipula şi defini o posibilă opţiune de intervenţie pentru soluţionarea unei probleme (Agostini, și alții, 2009), (Simonovic, 1996), (Salewicz, și alții, 2003). Sistemele de suport a deciziei sunt soluţii tehnice informatice care pot fi utilizate pentru a sprijini procesul decizional şi soluţionarea unor diverse probleme (Chen, și alții, 1998). Acestea dețin funcții de modelare complexe dar în același timp, interfața de interacțiune cu utilizatorul este simplă. Un sistem de suport a deciziei este alcătuit din următoarele componente (Agostini, și alții, 2009), (Salewicz, și alții, 2003), (Jensen, și alții, 2002), (Loucks, 1995):

- baza de date şi sistem de recuperare a datelor; - modele sau algoritmi de analiză; - analiza spaţială, de obicei realizată cu ajutorul GIS; - instrumente grafice şi de vizualizare, folosite cu ajutorul Interfeţei Grafice de

Utilizare; - modele de simulare şi optimizare.

Potrivit lui (Loucks, 1995), obiectivul sistemelor de suport a deciziei este „de a oferi informaţii în timp util pentru a susţine factorii decizionali – indiferent de nivelul la care este luată decizia.”


80

Aceste sisteme de suport a adeciziei pot fi folosite ca și instrumente de comunicare, de învățare, dar și ca instrumente de management (Agostini, și alții, 2009), (Lahmer, 2004). Managementul solurilor contaminate reprezintă o problemă complexă în care trebuie corelate diverse discipline și cunoștințe, precum și diverse puncte de vedere ale părților interesate. În plus, aspecte ca (Van-Camp, și alții, 2004): prioritizarea solurilor (potenţial) contaminate, estimarea riscului, reducerea riscului, impactul socio-economic asupra zonei, adecvarea şi fezabilitatea tehnică, perspective legate de timp şi costuri, posibile opţiuni de reutilizare, punctele de vedere ale părţilor interesate, trebuie analizate atent. Această complexitate rezultă din necesitatea de a identifica și planifica investigarea solului şi intervenţia pentru derularea acţiunilor de remediere prin echilibrarea problemelor de mediu cauzate de contaminare cu constrângerile socio-economice şi potenţiale beneficii, limitările tehnologice şi participarea activă a părţilor implicate şi interesate (Agostini, și alții, 2009), (Uran, și alții, 2003). Sistemele de suport a deciziei facilitează deciziile utilizatorului și îl ghidează în procesele de evaluare și remediere (Agostini, și alții, 2009). Evaluarea riscului reprezintă o prioritate în cadrul etapei de evaluare. Pe baza unui sistem de suport a deciziei se obțin datele necesare care să ajute utilizatorul în caracterizarea stării mediului și calcularea riscului. Unele sisteme dețin funcții spațiale care permit vizualizatea modelului conceptual al ariei, distribuția contaminanților, sursele de poluare, receptorii. Pe baza acestora se estimează riscurile și se prioritizează zonele contaminate care necesită primele evaluări detaliate (Semenzin, și alții, 2009). În privința alegerii tehnologiilor de remediere, un sistem de suport a deciziei poate ajuta utilizatorul oferindu-i mai multe criterii pentru o definire şi o evaluare concretă a efectelor alegerilor făcute în condiții performanţă, costuri, impact asupra mediului (Bonano, 2000), (Khadam, și alții, 2003), (Khan, și alții, 2004). Sistemul poate prezenta automat avantajele şi dezavantajele fiecărei opţiuni şi poate oferi o clasificare bazată pe preferinţele factorilor decizionali (Semenzin, și alții, 2009). Un sistem de suport a deciziei poate facilita obţinerea unei viziuni comune între experţi şi părţile implicate (Pollard, și alții, 2004). Câteva dintre sistemele de suport a deciziei utilizate în domeniul solurilor contaminate au fost prezentate de (Agostini, și alții, 2009) respectiv:

� Programul ERA-MANIA a fost realizat pentru a susţine faza de Evaluare Ecologică a Riscului (ERA) pentru solurile contaminate (Semenzin, și alții, 2009).

� Sistemul REC include trei instrumente dezvoltate pentru a evalua reducerea riscului, valoarea mediului şi costurile alternativelor de remediere (Nijboer, 1998).

� Sistemul de suport a deciziei NORISC ghidează dezvoltarea unei metodologii pentru investigarea şi evaluarea unui sol contaminat, prin determinarea prezenţei poluării în sol şi apa subterană, precum şi riscurile implicate şi potenţiala reutilizare a sitului

� SMARTe (Abordări de Management Durabil şi Instrumente de Revitalizare, Sustainable Management Approaches and Revitalization Tools – electronic) este un sistem de suport a deciziei gratuit, sursă deschisă, bazat pe internet, care ajută la revitalizarea comunităţilor şi restaurarea mediului (Vega, și alții, 2009).

Pachetele SSD sunt tehnologii noi, inovatoare, care nu au avut utilizării pe scară largă în domeniul mediului. Cu toate acestea, ele arată promițător în sensul de a facilita înțelegerea


81

comportamentului contaminantului și de a ajuta în luare unor decizii eficiente cu privire la problemele de mediu. Creșterea rapidă a puterii de calcul în ultimii zece ani a permis dezvoltarea de sisteme software puternice care operează pe computerele personale. Combinația dintre o abordare integrată și potențialul de a avea aceste instrumente pe un calculator personal este atractiv pentru mulți dintre managerii de mediu.

5.5.1. SADA (Spatial Analysis and Decision Assistance)

Analiză Spaţială şi Asistenţă în luarea Deciziei - Spatial Analysis and Decision Assistance (SADA) este un sistem de suport al deciziei care încorporează instrumente din domeniul evaluării de mediu într-un mod eficient de rezolvare a problemelor. SADA este finanțat de Agenția pentru Protecția Mediului din Statele Unite ale Americii (Regiunea 5 FIELDS) și Comisia pentru Reglementare Nucleară a Statele Unite a Americii (NRC). Acesta este dezvoltat în cadrul Institutului pentru Modelarea Mediului de la Universitatea din Tennessee, Knoxville (Stewart, și alții, 2009). Acesta include instrumente integrate pentru vizualizare, analiză geospațială, analize statistice, evaluarea riscurilor pentru sănătatea umană, evaluarea riscului ecologic, costuri/beneficii într-un proces decizional eficient. Capacităţile acestiu sofrware pot fi utilizate independent sau colectiv pentru a analiza probleme specifice sitului atunci când se caracterizează o zonă contaminată, sau se evaluează riscurile (Stewart, și alții, 2006), (Stewart, și alții, 2011). Datorită aplicabilității sale directe, SADA a fost utilizat într-un număr mare de investigaţii academice, în procese decizionale pentru acţiuni de evaluare și reglementare (SADA, 2005). SADA oferă un modul complet de evaluare a riscului pentru sănătatea umană. Modelele de risc sunt preluate din Ghidul de evaluare a riscului pentru Superfund al USEPA (USEPA’s Risk Assessment Guidance for Superfund) (US-EPA, 1989) și alte ghiduri în materie, putând fi modificate conform condiţiilor de expunere specifice zonei analizate. Parametrii de expunere pot fi individualizați pentru a se mula condițiilor specifice, iar SADA va calcula valorile de analiză bazate pe risc pentru a identifica rapid contaminanții și zonele de interes. Aceste rezultate sunt integrate altor module, cum ar fi analiza cost-beneficiu și analiza geospațială. Rezultatul riscului asupra sănătății umane cuprinde calculul obiectivelor preliminare de remediere specifice locului pentru identificarea contaminanților de interes potențial, modelarea expunerii pentru oameni în cazul a cinci scenarii diferite de utilizare a terenului, informații legate de valorile toxicității din bazele de date ale IRIS/HEAST, și parametrii EPA standard de expunere pentru modelele de risc. Rezultatele legate de risc cuprind analiza tabulară pentru zonele identificate, calcule ale riscului în puncte spațiale și hărți ale rezultatelor riscului care pot fi utilizate pentru identificarea zonelor de interes bazate pe sănătatea umană. Înainte ca acest modul să poată fi implementat, utilizatorul trebuie să furnizeze identificarea corecta a mediilor pentru date atunci când crează fișierul SADA. Fără identificare mediilor SADA nu va putea să pună în funcțiune acest modul. In plus, utilizatorul trebuie să aibă o bază de date toxicologice și o bază de date a parametrilor de scenarii pentru a le asocia datelor. SADA asigură două astfel de baze de date numite ProfileToxicologice.mdb


82

și Paramaetrii de Scenarii.mdb; utilizatorul putând individualiza aceste baze de date în Microsoft Access. De pe pagina web a programului SADA pot fi preluate bazele de date toxicologice şi parametrii predefiniţi pentru scenariile de folosință ale terenurilor (SADA, 2005). Scenarii de utilizare a terenului În cadrul programului SADA se regăsesc cinci scenarii de folosință a terenului și anume: utilizare industrială, rezidenţială, recreaţională, excavaţii şi expuneri agricole. Scopul evaluării scenariilor de utilizare viitoare a terenurilor, ca şi parte a evaluării riscului, este de a stabili dacă sunt necesare acţiuni de remediere pentru diverse utilizări ale terenurilor, determinând dacă riscul cumulat al indicelui hazardului din zona surselor ar putea să depăşească nivelele acceptabile. Scenariile de utilizare a terenurilor sunt bazate pe presupunerea că muncitorii din industrie, rezidenţii, fermierii, utilizatorii zonelor de recreere din acea zonă pot fi expuşi. Concentraţiile actuale ale contaminanţilor sunt utilizate pentru evaluarea expunerilor. Acest lucru reprezintă o expunere maximă la contaminanţii din zonă şi va fi utilizat pentru a defini riscurile potenţiale pentru sănătatea umană care pot exista în cazul acestor scenariile de utilizare a terenurilor. În cadrul scenariului rezidenţial de utilizare a terenului, se presupune că rezidenţii intra în contact frecvent şi repetat cu mediul contaminat. Presupunerile din cadrul acestui scenariu stau la baza unei expuneri zilnice pe o perioadă lungă de timp. Expunerea este calculată pe durata vieţii, care include expunerile pentru receptorii care sunt reprezentaţi fie de copii fie de adulţi. Căile de expunere sunt evaluate pentru expunerile de la suprafaţa solului. Un aspect deosebit de important referitor la acest scenariu de utilizare a terenului este faptul că destinaţia zonei rezidenţiale (conform PUZ aprobat) nu include grădini pentru cultivarea legumelor sau fructelor şi nici creşterea animalelor, ceea ce exclude posibilitatea ingestiei de contaminanţi din produse agricole (legume, fructe, cereale, lapte, carne) provenite de pe amplasament. Scenariul recreaţional se aplică expunerilor pentru copiii şi adulţii care petrec o perioadă limitată de timp pe sau în apropierea amplasamentului în timpul derulării unor activităţi în aer liber. Scenariul recreaţional de utilizare a terenului se aplică de asemenea şi în cazul celor care încalcă proprietatea sau pentru vizitatori. Căile de expunere sunt evaluate pentru expunerile de la suprafaţa solului. În cadrul scenariului industrial, se presupune că muncitorii care lucrează în zonă vor avea un contact frecvent şi repetat cu mediul contaminat. Căile de expunere sunt evaluate pentru expunerile de la suprafaţa solului. Expunerile se bazează pe potenţialul de utilizare a echipamentelor grele şi a traficului adiacent pe şi în jurul solului contaminat într-un scenariu industrial fără restricţii. Solul ar putea fi deranjat şi deci se pot produce emisii de particule care apoi pot fi inhalate de muncitorii din industrie. Trebuie menţionat faptul că presupunerile şi parametrii de referinţă pentru scenariul de utilizare industrială a terenului nu reflectă utilizarea echipamentului de protecţie sau a altor precauţii pentru siguranţă.


83

Pentru scenariul agricol se presupune că rezidenții sunt expuși la produsele agricole autohtone. Căile de expunere considerate în plus față de caile rezidențiale, includ consumul de legume, consumul de lapte integral și consumul de carne de vită. Pentru scenariul de excavaţii, expunerile pentru sol pentru o scurtă perioadă de timp se consideră a fi cele potrivite. Rutele de expunere pentru sol în cazul muncitorilor care lucrează la excavaţii, sunt: ingestia accidentală, inhalarea particulelor şi a vaporilor emişi şi contact dermal. Căi de expunere Contactul uman cu poluanții din sol poate avea loc prin intermediul a trei rute directe de expunere: ingestie accidentală, contact dermal sau inhalare de sol-derivat particule (praf) sau substanțe chimice volatile de la sol (Figura 5.5).

Figura 5.5. Căile de expunere umană la solurilor contaminate (EPA, 2009)

Căile de expunere pentru sol includ ingestia accidentală, inhalarea şi contactul dermal.


84

Tabelul 5.3. Căile de expunere pentru sol utilizați de SADA

Utilizareaterenului/ calea de expunere

Rezidenţial Recreațional Agricultură Industrial Excavații

Ingestie accidentală DA DA DA DA DA Inhalare DA DA DA DA DA Contact dermal DA DA DA DA DA Consum de legume DA NU DA NU NU Consum de lapte DA NU DA NU NU Consum de carne DA NU DA NU NU

Tabelul 5.4. Parametrii de expunere prin ingestie

Parametru U.M. Rezidențial Industrial Recreațional Excavații Agricol Concentrația chimică din sol - Csn

mg/kg Concentrații

specifice Concentrații




specifice

Factor de conversie- CF1

kg/mg 10-6 10-6 10-6 10-6 10-6

Frecvența de expunere- EF

zile/an 350

(EPA, 1989) 250

(EPA, 1991) 40

(EPA, 1992) 20

350 (EPA, 1989)

Fracția de ingestie - FI

adim. 1 1 1 1 1

Durata de expunere la adult - ED

ani 24

(EPA, 1989) 25

(EPA, 1991) 24

(EPA, 1989) 1

24 (EPA, 1989)

Durata de expunere la copil - ED

ani 6

(EPA, 1989)

6

(EPA, 1989)

6

(EPA, 1989)

Rata de ingestie a solului la adult - IR

mg/zi 100

(EPA, 1989) 200

(EPA, 1989) 100

(EPA, 1989)

480 lucrător

constructor (EPA, 1991)

100 (EPA, 1989)

Rata de ingestie a solului la copil - IR

mg/zi 200

(EPA, 1989)

200

(EPA, 1989)

200

(EPA, 1989)

Greutatea corp (Adult) - BW

kg 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991)

Greutatea corp(Copil)

kg 15

(EPA, 1991) 15

(EPA, 1991) 15

(EPA, 1991) Factor de conv. – CF2

zile/an 365 365 365 365 365

Durata vieţii - LT

ani 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) Media de timp - AT

ani LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen

Ingestia accidentală a solului este o sursă de expunere potențial semnificativă.


85

Ecuația 5.1 și Tabelul 5.4 prezintă variabilele de expunere pentru sol în cazul ingerării pentru scenariile rezidentiale, de agrement și agricole. Potențialul de expunere în cazul copiilor este mai mare din cauza modelelor de comportament prezente în timpul copilăriei.

sn 1

2

C ×CF×EF×ED×IRIngestie=

CF ×BW×AT [5.1]

Ecuația 5.2 și Tabelul 5.5 prezintă variabilele de expunere pentru sol prin inhalare pentru cele cinci scenarii de utilizare a terenului. Factorul de emisie de particule (PEF) este reprezentat de termenul care include V, Um/Ut, F(x), Q/C, și CF3. PEF este implicit în SADA fiind: 1.32E - 9 (EPA, 1997). Termenul 1/VF este prezent doar în cazul poluanții sunt volatili.

( ) ( ) ( )

( )

3

m tsn

3

2

0,0036 1-V U /U ×F x1C ×EF×ED + IR

VF Q/C CFInhalare=

CF ×BW×AT

air

[5.2]

Tabelul 5.5. Parametrii de expunere prin inhalare

Parametru U.M. Rezidențial Industrial Recreațional Excavații Agricol Concentrația chimică din sol - Csn

mg/kg Concentrații




specifice Concentra-ții specifice

Factor de conv. CF5

g/kg 1000 1000 1000 1000 1000

Frecvența de expunere - EF

zile/an 350

(EPA, 1989) 250

(EPA, 1991) 40

(EPA, 1992) 20

350 (EPA, 1997)

Factorul de volatilizare - VF

m3/kg Concentrații




specifice Concentrații specifice

Grad de acoperire cu vegetație - V

adim. 0,5

(EPA, 1996) 0,5

(EPA, 1996) 0,5

(EPA, 1996) 0,5

(EPA, 1996)

0,5 (EPA, 1996)

Viteza medie anuală a vântului - Um

m/s 4,69

(EPA, 1996) 4,69

(EPA, 1996) 4,69

(EPA, 1996) 4,69

(EPA, 1996)

4,69 (EPA, 1996)

Valoare vitezei vânului la 7m - Ut

m/s 11,32

(EPA, 1996) 11,32

(EPA, 1996) 11,32

(EPA, 1996) 11,32

(EPA, 1996)

11,32 (EPA, 1996)

Funct. dep. Um/Ut = F(x)

adim. 0,194

Cowherd 1985

0,194 Cowherd

1985

0,194 Cowherd1985

0,194 Cowherd

1985

0,194 Cowherd

1985 Conc. inversă medie de la sursă la 0.5m

(gm3)/ m2skg

90,8 (EPA, 1996)

90,8 (EPA, 1996)

90,8 (EPA, 1996)

90,8 (EPA, 1996)

90,8 (EPA, 1996)


86

de centrul sursei – Q/C Secunde CF3

s/h 3600 3600 3600 3600 3600

Rata de inhalare totală - IRair

m3zi 20

(EPA, 1989) 20

(EPA, 1989) 6,7

(EPA, 1989) 20

(EPA, 1989)

20 (EPA, 1989)

Greutatea corp. (Adult) - BW

kg 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991)

70 (EPA, 1991)

Greutatea corp.(Copil) - BW

kg 15

(EPA, 1991) 15

(EPA, 1991) 15

(EPA, 1991)

Factor de conv.– CF2

zile/an 365 365 365 365 365

Durata vieţii - LT

ani 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989)

70 (EPA, 1989)

Media de timp - AT

ani LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen LT

cancerigen Ecuația 5.3 și Tabelul 5.6 prezintă variabilele de expunere pentru contact dermal pentru scenariile rezidențiale, industriale,recreaționale și de agrement.

sn 4

2

C ×CF ×SA×AF×ABS×EF×EDContact dermal=

CF ×BW×AT [5.3]

Tabelul 5.6. Parametrii de expunere prin contact dermal

Parametru U.M. Rezidențial Industrial Recreațional Agricol Concentrația chimică din sol - Csn

mg/kg Concentrații




specifice Factor de conversie - CF4

(kg-cm2)/ (mg-m2)

0,01 0,01 0,01 0,01

Suprafața - SA m2/zi 0,53

(EPA, 1992) 0,316

(EPA, 1992) 0,53

(EPA, 1992) 0,53

(EPA, 1992) Factor de aderență - AF

mg/cm2 1 1 1 1

Factor de absorbție - ABS

adim. 0,01

(EPA, 2005) 0,01

(EPA, 2005) 0,01

(EPA, 2005) 0,01

(EPA, 2005) Frecvența de expunere - EF

zile/an 350

(EPA, 1989) 250

(EPA, 1991) 40

(EPA, 1992) 350

(EPA, 1989) Durata de expunere - ED

ani 30

(EPA, 1989) 25

(EPA, 1991) 30

(EPA, 1989) 30

(EPA, 1989) Greutatea corporală (Adult) - BW

kg 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) 70

(EPA, 1991) Factor de conversie – CF2

zile/an 365 365 365 365

Durata vieţii - LT ani 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989) 70

(EPA, 1989)

Media de timp - AT ani LT

(cancerigen) LT

(cancerigen) LT

(cancerigen) LT

(cancerigen)


87

Evalurea riscului asupra sănătății umane în SADA Există patru pași principali ai evaluării riscului asupra sănătății umane în SADA:

- Evaluarea datelor - Evaluarea toxicității - Evaluarea expunerii - Caracterizarea riscului

Sursa: (SADA, 2005)

Evaluarea datelor - constă în compilarea tuturor datelor disponibile, sortândule pe medii și evaluândule conform criteriile stabilite pentru a ne asigura că acestea sunt potrivite pentru utilizare și reprezentative pentru condițiile curente. De vreme ce SADA oferă date efective, la zi și de încredere, calitatea aprecierii riscului depinde, în final de calitatea și cantitatea datelor. Evaluarea toxicității - implică strângerea de informații toxicologice, cum ar fi identificarea valorilor toxicologice potrivite, evaluarea substanțelor chimice fără valori toxicologice și evaluarea ambiguităților informațiilor toxicologice. Durate de expunere :

- Expunerea cronică, care durează mai mult de 7 ani (expunerile pe timpul vieții) - Expunerea subcronică, care durează de la 2 săptămâni la 7 ani (expuneri “limitate

profesional” sau”de eveniment”, e.g. muncitorii de la recuperare) Valorile toxicității asociate cu SADA provin din Sistemul de Informații legate de Evaluarea Riscului (RAIS). Evaluarea expunerii - constă în estimarea tipului și a magnitudinii expunerii de la substanțele chimice de interes potențial care sunt prezente sau care migrează dintr-un loc/facilitate. Cuprinde caracterizarea amplasării expunerii și identificarea căilor expunerii. Caracterizarea amplasării expunerii poate fi efectuată prin intermediul unui Model Conceptual de Amplasament (Figura 5.6).


88

Sursa primară

Mecanisme primare de eliberare

Sursa secundară

Mecanisme secundare de

eliberare

Mediul expus

Potențial receprori

Căi și rute de expunere

Figura 5.6. Modelul conceptual al expunerii (SADA, 2005)

Caracterizarea riscului - încorporează rezultatele activităților anterioare (Evaluarea datelor, Evaluarea expunerii și Evaluarea toxicității) și calculează riscul care rezultă din expunerea potențială la substanțe chimice prin căile și rutele de expunere stabilite ca fiind potrivite. SADA calculează riscul în funcție de medii și de utilizarea terenului, cuantifică riscul pentru fiecare substanță chimică, cuantifică riscurile mai multor substanțe chimice, combină riscurile de-a lungul căilor de expunere, identifică substanțele chimice, mediile și utilizarea terenurilor de interes și sprijină dezvoltarea tehnicilor de remediere.


CAPITOLUL 6.persisten

6.1. Obiectivele cercet

Ţinând cont de activitatea industrialdezvoltarea agricolă din jurul acestora, încărcare al solurilor din Municipiile Oltchim SA Râmnicu Vâlcea cu insecticide organoclorurate

6.2. Metode de investigare a solurilor

6.2.1. Prelevarea probelor de sol

Probele de sol prelevate pentru stabilirea conprovin din zona de sud-est a României, respectiv din şi din partea central-sudică a ţă(Figura 6.1).

44°26′7″N 26°6′10″E

Figura 6.


CAPITOLUL 6. Cercetări privind poluanții organici persistenți în sol. Metode de investigare

.1. Obiectivele cercetării

inând cont de activitatea industrială din unele oraşe ale României din jurul acestora, scopul acestui capitol este de a determina gradul

Municipiile Bucureşti și Ploieşti şi din cadrul CombinatuluiRâmnicu Vâlcea cu insecticide organoclorurate şi compuşi bifenili policlorura

.2. Metode de investigare a solurilor

.2.1. Prelevarea probelor de sol

Probele de sol prelevate pentru stabilirea conţinutului de poluanţi organici persistenest a României, respectiv din municipiile Bucureşti şă a ţării, Combinatul SC. Oltchim SA. Din oraşul Râmnicu Vâlcea

44°56′24″N 26°1′48″E 45°6′17

.1. Localizarea oraşelor pe harta României

ții de management

89

ții organici Metode de investigare

e ale României, precum și de scopul acestui capitol este de a determina gradul de

i din cadrul Combinatului SC bifenili policloruraţi.

ţi organici persistenţi şti şi Ploieşti, precum şul Râmnicu Vâlcea

′17″N 24°22′32″E


90

Cercetările au avut în vedere determinarea în sol a două clase principale de poluanţi organici persistenți proveniţi în urma diverselor activităţi industriale şi agricole, și anume:

- Insecticidele organoclorurate: diclor-difenil-triclor-etan şi hexaclorciclohexan; - Compuşii bifenili policloruraţi.

Probele au fost recoltate pe adâncimi de 0-10 cm şi 10-20 cm, în perioada mai – octombrie 2012, conform metodologiei standard -STAS 7184/1-75 SR ISO 11074 – 2:2001. Eşantioanele de sol au fost colectate în pungi din plastic, evitându-se formarea de spaţii cu aer la suprafaţa probei şi modificarea proprietăţilor fizice şi chimice ale acestora (Figura 6.2).

Figura 6.2. Eşantioane de sol

Recoltarea probelor s-a executa cu sonda manuală. Aceasta este formată dintr-o tijă metalică prevazută, pe adâncimea de 0-10 cm şi 10-20 cm, cu un canal în care se colectează proba o dată cu introducerea sondei în sol (Figura 6.3). Toate probele de sol au fost etichetate şi înregistrate într-un formular, precizându-se numărul probei, provenienţa, data şi ora recoltării, coordonatele geografice, adâncimea de recoltare şi observaţii în teren. În Anexa 2 sunt prezentate aceste borderouri.

Figura 6.3. Sonda manuală

Municipiul Bucureşti Orașul București este capitala României fiind în același timp, cel mai populat oraș și centrul industrial și comercial al țării, având o populație de peste două milioane de locuitori și o suprafață de 228 km2. Aici se regăsește cea mai mare parte dintre ramurile economice specifice României excluzând agricultura. Municipiul București este un important nod feroviar, rutier și aerian.


91

Pentru studiul de faţă am prelevat 42 eșantioane de sol provenite din grădini şi parcuri, din perimetrul stradal şi din grădinile de legume pe adâncimea de sol 0-10 cm, 10-20 cm (Planșa 1).

Harta cu locaţia punctelor de prelevare a fost realizată cu Software-ul ArcGis (versiunea 9.3).

Planșa 1. Distribuţia punctelor de recoltare din Municipiul Bucureşti


92

Municipiul Ploieşti Municipiul Ploiești este unul din orașele mari ale României, cu o populație de 252,224 locuitori și o suprafață de 60 km2, situat la 60 km nord de orașul București. Este cunoscut drept “capitala aurului negru”, fiind un vechi centru al industriei petroliere și un oraș industrializat (patru rafinării, construcții de mașini, materiale de construcții, echipamente electrice, industrie chimică și textilă).

Probele luate în studiu (27), provin din orizontul A, din parcuri, din zona industrială a oraşului şi din arealul stradal (Planșa 2).

Planșa 2. Distribuţia punctelor de recoltare din Municipiul Ploieşti


93

Oraşul Râmnicu Vâlcea Pentru acest studiu probele de sol au fost recoltate de pe terenurile Companiei S.C. Oltchim S.A. Râmnicu Vâlcea, pe adâncimea 0-10 cm, 10-20 cm și 20-30 cm din trei zone: 1- zona Pesticide, 2- zona HCH-Lindan și 3- zona Batalului de Reziduuri Organice (Planșa 3). În aceste puncte s-a urmărit analiza gradului de impurificare a solului cu izomeri HCH. S.C. Oltchim S.A. este amplasată în zona industrială a municipiului Rm. Vâlcea, alături de U.S. Govora, CET Govora și Vilmar, ocupând o suprafață de 2.143.853 m2 (214,38 ha) din care suprafața construită este de 645.574 m2. De o parte și de alta a acestui amplasament sunt două drumuri naționale la distanță aproximativ de 0,5 – 1 km, pe care sunt amplasate case de locuit. Amenajările viitoare a spațiilor de locuit nu sunt restricționate de vecinătatea S.C. Spațiul pentru depozitarea reziduurilor, aferent Oltchim Rm. Vâlcea are o suprafață de 14,9 ha, din care batalul de reziduri periculoase propriu-zis, împreună cu drumurile de contur ocupă cca. 5,6 ha. Batalul de reziduri periculoase a fost construit în perioada 1979 – 1980 și este constituit din patru celule de depozitare, despărțite prin diguri de pământ acoperite cu balast și este împrejmuit cu un ecran de etanșare din beton B300 în amestec cu plastifianți, încastrat în stratul de argile impermeabile (marna). Ecranul are rolul de a elimina posibilitatea poluării stratului de apă freatică cu substanțele organice depozitate. Ecranul de etanșare are o lățime de 0,62 m și o adâncime de 11-17 m. Societatea Comercială Oltchim S.A. a fost pusă în funcțiune în anii 1966 (sub numele inițial de Combinatul Chimic Rm. Vâlcea). Profilul inițial de fabricație cuprindea:

- instalație de electroliză cu catod de mercur având o producție de 100.000 t NaOH/an; - o instalație de HCH – Lindan având o producție de 800 t izomer gama/an;

Principalele reziduuri organice rezultate din procesele de producție desfășurate în instalațiile menționate au fost în următoarele cantități:

- 250 t/an reziduuri clorurate din instalația clorură de vinil; - 6150 t/an izomeri inactivi ai HCH din instalația HCH – Lindan.

În procesul de dezvoltare și extindere a Combinatului Chimic în anii următori au mai intrat în funcțiune o serie de instalații noi dintre care cele ce-și depozitau deșeurile în actuala ampriză a batalului au fost:

- instalația Solvenți Clorurați (1973) cu o producție de cca. 500 t/an reziduuri clorurate solide;

- instalația Propenoxid (1975) cu o producție de 3250 t/an reziduuri clorurate lichide (diclorpropan).

Aceste deșeuri se depuneau direct pe sol, în actuala ampriză a batalului de depozitare a deșeurilor organice, fără amenajări speciale de protecție a mediului. În perioada de execuție a ecranului de etanșare (1979 – 1980), terenul era deja puternic contaminat atât cu deșeuri organice provenite de la Oltchim cât și cu deșeuri anorganice de la batalul de șlam anorganic și leșii epuizate ale Uzinelor Sodice Govora. În plus, nivelul foarte ridicat al apei freatice ca urmare a realizării acumulării Govora pe râul Olt (1978), a favorizat umezirea în exces a amestecului de deșeuri și pătrunderea poluanților în subteran.


94

Conform proiectului de execuție, capul ecranului a fost acoperit cu material de umplutură realizându-se drumuri de acces. În acest fel, limitele zonei protejate de ecran nu au mai fost marcate, favorizându-se astfel depunerea unor cantități de deșeuri în afara zonei. După finalizarea ecranului, la încărcarea cu deșeuri a batalului a mai contribuit instalația Monomer II cu aproximativ 3280 t/an reziduuri clorurate lichide. În total, până în prezent, au fost depuse în ampriza batalului 386.050 t de deșeuri organice, din care aproximativ 51 % sunt izomeri inactivi ai HCH și aproximativ 939.968 t reziduuri cu caracter anorganic. Avand în vedere caracteristicile fizico – chimice a deșeurilor clorurate lichide (solubilitatea în apa, temperatura de congelare, compoziția lor), după depunerea acestora în celulele batalului, în timp, s-au petrecut reacții de polimerizare, policondensare, formându-se o masă de polimer/rășină care s-a depus pe fundul celulelor. Deasupra acestui strat, se găsea un strat de apă de cca 1 – 1,5 m în care produșii organici clorurați se găsesc la limita de solubilitate ( 0,6 – 0,9 % ). În exteriorul incintei ecranate ( ecran, celula 3 și 4 – dig Olt ) s-au depozitat cantități foarte mari de steril rezultat din instalațiile de stingere a varului, materie primă utilizată în fabricarea propenoxidului. De asemenea, tot în acest spațiu este depozitat șlam deshidratat de CaCO3 și Mg(OH)2 provenit de la secția Electroliza III, instalația de purificare saramură brută. În august 1998, Secția HCH – Lindan, principala sursă producătoare de deșeuri periculoase a fost închisă, iar în 1999 a fost pusă în funcțiune instalația de incinerare reziduuri clorurate achiziționată de firma KREBS – Franța. În luna aprilie 2008 s-a pus în funcțiune o instalație de incinerare reziduuri clorurate lichide și gazoase – tehnologie Vichem, de capacitate de 30.000 tone/an. În cursul anului 2000 s-a procedat la supraînălțarea ecranului de etanșare cu aproximativ 1,75 m. Pe lângă aceste lucrări în scopul măririi gradului de siguranță s-au mai efectuat următoarele lucrări:

- construcția de rigole pentru colectarea apelor pluviale; - execuție taluzuri, acoperire cu pământ vegetal terasamente și celula nr. 3; - plantare salcâmi și înierbare; - amenajarea drumului de acces pe lângă digul de protecție al Oltului; - împrejmuirea cu gard de plasă de sârmă a incintei care aparține S.C. OLTCHIM S.A.

Împrejmuirea suprafeței din zona batalului de reziduuri organice s-a executat în următoarele scopuri:

- eliminarea depozitării haotice a deșeurilor de către alte societăți pe platforma care aparține S.C. OLTCHIM S.A.;

- eliminarea sustragerii de reziduuri ( mai ales izomeri inactivi ai HCH-ului ) de către persoane străine;

- personalul de pază să aibă o eficacitate maximă asupra obiectivului. În conformitate cu H.G. 349/2005 privind depozitarea deșeurilor, batalul de reziduuri organice periculoase proprietate S.C. OLTCHIM S.A., a trebuit să își sisteze activitatea la data de 31.12.2006, urmând prevederile legale de închidere și monitorizare post – închidere.


95

Planșa 3. Distribuţia punctelor de recoltare din platforma S.C.Oltchim S.A.

6.2.2. Pregătirea probelor

Probele de sol au fost colectate doar din orizontul A pe maximum 20 cm. Acestea au

fost transportate în condiţii care garantează proprietăţile iniţiale ale solului. Solul a fost uscat în etuvă timp de 8 ore la temperatura de 105o C, apoi a fost mojarat

şi trecut prin sita cu latura ochiului de 2 mm. Toate calculele se raportează la masă uscată. Fiecare sol este analizat lucrându-se de fiecare dată cu o probă blank.


96

6.2.3. Determinarea caracteristicilor fizico-chimice a probelor de sol Determinarea caracteristicilor fizice s-a realizat conform normativelor în vigoare în cadrul Laboratorului de Fizica şi Tehnologia Solului al Institutului Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru Pedologie, Agrochimie şi Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti; proprietăţile chimice au fost determinate în cadrul aceeaşi instituţii, departamentul: Managementul resurselor de sol sub influenţa presiunilor antropice, laboratorul: Poluarea şi reabilitarea solurilor.

Pe probele de sol recoltate s-au urmărit: - Determinarea fracţiunilor granulometrice prin:

• Metoda pipetei pentru fracţiunule < 0,002 mm, inclusiv;

• Metoda cernerii umede pentru fracţiunile de 0,002 – 0,2 mm şi uscate pentru fracţiunile > 0,2 mm.

- Determinarea pH-ului, în suspensie apoasă, cu ajutorul unui electrod multiparametru HANNA HI 9828 într-o suspensie de sol în apă (pH – H2O). Acesta a fost determinat conform SR ISO 10390:1999.

- Determinarea humusului pe principiul oxidării și dozării titrimetrice după Walkley şi Black – modificarea Gogoaşă.

- Determinarea azotului total prin distilare pe baza metodei Kjeldahl. - Determinarea fosforului s-a realizat prin dezagregarea solului cu acid percloric şi acid

sulfuric și spectofotometric cu albastru de molibden. - Determinarea potasiului prin extracţie cu soluţie de acetat – lactat de amoniu şi

fotometrie în flacără. - Determinarea carbonaţilor s-a realizat prin titrare cu soluţie 0,01N de H2SO4 în

prezenţă de fenolftaleină. Municipiul Bucureşti

Aici solurile sunt puternic modificate antropic, soluri în regim natural regăsindu-se doar în parcuri. Tipurile de sol întâlnite cel mai des sunt: cernoziomurile cambice şi preluvosolurile roşcate. Predominante sunt protosolurile antropice, acestea regăsindu-se în arealul stradal.

Rezultatele analizelor probelor de sol recoltate au fost comparate cu valorile Ordinului 756/1997 indicând oscilații ale pH-ului în domeniul slab acid - slab alcalin, valorile indicatorilor fosfor mobil, potasiu mobil, azot total fiind contrastante, de la valori mici până la valori ridicate (Tabelul 6.1 şi Tabelul 6.2).

Municipiul Ploieşti Pe teritoriul municipiului Ploieşti solul predominant este preluvosolul roşcat. Datorită

activităţilor industriale, a emisiilor şi a lucrărilor de construcţie, orizonturile superioare ale acestor soluri au fost puternic antropizate.

Și aceste rezultate sunt comparate cu valorile Ordinului 756/1997 observând astfel că reacţia solurilor se încadrează în neutră – slab alcalină iar conţinutul de carbon organic, azotul total, fosforul mobil și potasiul mobil oscilează în domeniul mijlociu – mare (Tabelul 6.3 și Tabelul 6.4).


97

S.C. Oltchim S.A. Râmnicu Vâlcea Potrivit Institutul de Studii și Proiectări pentru Îmbunătățiri Funciare – ISPIF București se pot trage următoarele concluzii privitoare la succesiunea litologica a terenului S.C. Oltchim S.A.:

- sol vegetal sau umplutură până la adâncimi de 0 – 3,8 m; - argilă sau argilă prăfoasă până la adăncimi de 1,1 – 5,6 m acesta constituie tavanul

stratului acvifer; - pietriș și bolovăniș în masa de nisipuri medii și grosiere, până la adâncimi ce

constituie stratul acvifer al terasei. Rezultatele analizelor probelor de sol recoltate și comparate cu valorile de referință ale Ordinului 756/1997 indică un pH care se încadrează în domeniu neutru, ceilalți indicatori analizați (azotul total, fosforul mobil și potasiul mobil) se încaderază în limite normale (Tabelul 5.5 și Tabelul 5.6).


98

Tabelul 6.1. Caracteristicile fizice ale solurilor din municipiul Bucureşti

Nr crt

Nr înreg

IDENTIFICARE FRACŢIUNI GRANULOMETRICE (în mm) (% DIN MASA PĂRŢII MINERALE A

SOLULUI)

Car

bonaţi

(%

)

Simb subcl text

Nisip grosier Nisip fin Praf Argilă

Localizare Adâncime 2,0-0,2 2,0-10 1,0-0,5 0,5-0,2 0,2-0,02 0,2-0,1 0,1-0,05 0,05-0,02 0,02-0,002 <0,002 <0,01

1 P1 Căţelu 1 0 – 10 8,0 0,6 0,9 6,5 50,2 9,4 0,8 40,0 22,7 19,1 30,1 3,5 SM 2 P2 Căţelu 2 0 – 10 9,9 1,2 2,1 6,6 43,7 4,5 0,1 39,1 28,0 18,4 32,6 0,0 SM 3 P3 Căţelu 3 0 – 10 8,3 1,6 1,2 5,5 44,7 5,6 0,1 39,0 27,6 19,4 32,3 0,0 SM 4 P4 Titan 0 – 10 16,4 2,6 3,6 10,2 35,8 3,4 0,2 32,2 23,3 24,5 35,7 0,0 LL 5 P5 Pantelimon 1 0 – 10 9,5 3,0 2,0 4,5 43,2 1,9 0,1 41,2 24,8 22,5 34,1 0,0 LL 6 P6 Pantelimon 2 0 – 10 3,8 0,4 1,1 2,3 35,5 1,1 0,0 34,4 29,8 30,9 47,0 0,0 LL 7 P7 Pantelimon 3 0 – 10 1,6 0,1 0,3 1,2 40,8 0,9 0,1 39,8 30,5 27,1 40,3 0,0 LL 8 P8 Fundeni 1 0 – 10 8,9 1,8 1,7 5,4 37,9 1,6 0,1 36,2 25,4 27,8 39,4 1,9 LL 9 P9 Fundeni 2 0 – 10 3,1 0,6 0,8 1,7 42,2 0,7 0,0 41,5 27,8 26,9 39,3 2,2 LL 10 P10 Plumbuita 0 – 10 5,8 0,7 1,4 3,7 41,7 2,1 0,2 39,4 25,8 26,7 38,9 3,5 LL 11 P11 Tei 0 – 10 4,5 0,4 0,8 3,3 41,0 2,8 0,1 38,1 29,0 25,5 38,9 0,0 LL 12 P12 Doamna Ghica 0 – 10 14,1 3,7 3,1 7,3 36,3 5,4 0,2 30,7 23,1 26,5 38,7 0,0 LL 13 P13 Piaţa C.A.Rosetti 0 – 10 19,1 2,6 5,2 11,3 42,4 4,3 0,1 38,0 20,9 17,6 28,2 2,8 SM 14 P14 Grădina Icoanei 0 – 10 24,7 2,3 4,9 17,5 44,3 7,9 0,2 36,2 17,4 13,6 22,1 4,3 SM 15 P16 Calea Dudeşti 0 – 10 23,6 1,9 4,5 17,2 40,1 6,0 0,2 33,9 19,2 17,1 26,3 2,2 SM 16 P17 Şos. Berceni 0 – 10 13,7 2,0 4,0 7,7 34,5 1,7 0,1 32,7 25,0 26,8 38,6 0,0 LL 17 P18 Popeşti Leordeni 0 – 10 5,1 0,8 1,3 3,0 37,9 1,2 0,1 36,6 30,2 26,8 41,7 0,0 LL

18 P19 Prelungirea Ferentari 0 – 10 48,2 13,0 10,6 24,6 37,7 12,8 0,4 24,5 10,1 4,0 10,1 0,0 NG

19 P20 Ferentari 0 – 10 8,0 1,2 2,5 4,3 35,8 1,5 0,0 34,3 28,3 27,9 41,9 0,0 LL 20 P21 Şos. Alexandriei 0 – 10 32,4 3,7 6,9 21,8 33,0 4,9 0,1 28,0 18,1 16,5 25,2 2,6 SM 21 P22 Şos. Măgurele 0 – 10 1,6 0,1 0,2 1,3 37,7 1,0 0,1 36,6 28,5 32,2 46,7 0,0 LL 22 P23 Domneşti 0 – 10 6,1 0,2 1,0 4,9 45,5 3,8 0,3 41,4 24,7 23,7 36,0 0,0 LL

23 P24 Prelungirea Ghencea 0 – 10 4,4 0,8 0,9 2,7 36,9 1,9 0,1 34,9 26,0 32,7 45,3 0,0 TT

24 P25 Progresul 55 0 – 10 25,2 4,0 8,1 13,1 36,6 3,3 0,1 33,2 23,0 15,2 29,1 4,5 SM 25 P26 Cheile Turzii 66 0 – 10 12,9 1,5 3,6 7,8 34,3 2,1 0,1 32,1 26,7 26,1 38,7 0,0 LL 26 P27 Cheile Turzii 74 0 – 10 5,2 0,7 1,3 3,2 36,9 1,6 0,0 35,3 27,5 30,4 44,3 0,0 LL


99

27 P28 Cişmigiu 0 - 10 27,2 3,7 7,2 16,3 34,7 7,5 0,1 27,1 18,7 19,4 30,5 0,0 SM 28 P29 Kiseleff 0.5m 0 - 10 35,0 3,5 8,0 23,5 40,9 15,2 0,6 25,1 15,3 8,8 18,5 0,0 UM 29 P30 Kiseleff 7m 0 - 10 7,5 1,2 2,1 4,2 38,2 3,8 0,2 34,2 28,2 26,1 42,6 0,0 LL 30 P31 Băneasa 1 0 - 10 5,7 0,5 1,4 3,8 42,7 1,6 0,1 41,0 24,4 27,2 39,1 1,9 LL 31 P32 Băneasa 2 0 - 10 7,6 1,2 2,3 4,1 35,7 1,2 0,1 34,4 28,8 27,9 43,8 0,0 LL 32 P33 Jandarmeriei 0 - 10 3,1 0,4 0,7 2,0 40,5 1,1 0,1 39,3 28,7 27,7 43,2 0,0 LL 33 P34 Str. Ghe. I. Sişeşti 0 - 10 3,5 0,4 0,7 2,4 39,5 1,5 0,1 37,9 29,3 27,7 42,6 0,0 LL 34 P35 Străuleşti 0 - 10 22,4 1,9 5,5 15,0 40,1 6,5 0,4 33,2 19,4 18,1 28,7 0,0 SM 35 P36 Bazilescu 0 - 10 1,7 0,2 0,4 1,1 39,7 1,9 0,1 37,4 28,4 30,5 44,1 0,0 LL 36 P37 Dudu 0 - 10 14,3 2,7 4,2 7,4 36,6 2,2 0,1 34,3 24,5 24,6 36,0 4,3 LL 37 P38 Roşu 0 - 10 11,1 3,5 3,0 4,6 36,9 1,9 0,1 34,9 28,4 23,6 36,7 0,0 LL 38 P39 Drumul Taberei 0 - 10 9,5 1,3 2,4 5,8 46,1 2,9 0,1 43,1 19,9 24,5 34,1 2,4 LL 39 P40 Tricodava 0 - 10 7,6 1,2 2,0 4,4 41,5 1,6 0,1 39,8 24,9 26,0 37,5 1,9 LL 40 P41 Lujerului 0 - 10 7,5 1,0 2,2 4,3 40,6 1,5 0,0 39,1 24,8 27,1 38,4 1,7 LL 41 P42 Giuleşti Sârbi 540 0 - 10 36,5 5,2 8,0 23,3 39,3 9,0 0,5 29,8 13,3 10,9 16,6 3,2 UM 42 P44 Giuleşti Sârbi 0 - 10 30,6 6,8 7,9 15,9 36,8 8,1 0,7 28,0 17,5 15,1 23,1 0,0 SM

Tabelul 6.2. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din municipiul Bucureşti

Nr crt

Nr. înr.

IDENTIFICARE pH

Humus (%)

C organic (%)

Azot total (%)

Fosfor mobil

(mg/kg)

Potasiu mobil

(mg/kg) Localizare Adâncime

1 P1 CĂŢELU 1 ŞOS. LIBERTĂŢII 0 - 10 8,02 1,91 1,108 0,197 849 145

2 P2 CĂŢELU 2 ŞOS. LIBERTĂŢII 0 - 10 7,31 2,32 1,346 0,197 671 473

3 P3 CĂŢELU 3 COMUNA GLINA 0 - 10 6,91 1,70 0,987 0,239 288 78

4 P4 TITAN 0 - 10 7,06 4,43 2,570 0,246 403 84

5 P5 PANTELIMON 1 ALEEA BOBOCILOR

0 - 10 7,72 4,65 2,697 0,480 1268 913

6 P6 PANTELIMON 2 0 - 10 7,66 1,67 2,913 0,157 981 653

7 P7 PANTELIMON 3 LÂNGĂ NEFERAL 0 - 10 4,57 2,79 1,618 0,256 416 43

8 P8 FUNDENI 1 STR. HORTENSIEI 0 - 10 7,59 1,41 0,818 0,197 508 221


100

9 P9 FUNDENI 2 0 - 10 8,09 1,67 0,969 0,163 517 51

10 P10 PLUMBUITA 0 - 10 7,79 2,94 1,705 0,250 1250 199

11 P11 TEI 0 - 10 7,15 3,39 1,966 0,202 454 139

12 P12 DOAMNA GHICA 0 - 10 7,81 2,89 1,676 0,179 736 336

13 P13 PIAŢA C.A.ROSETTI 0 - 10 7,73 5,96 3,457 0,382 919 656

14 P14 GRĂDINA ICOANEI 0 - 10 7,95 3,03 1,757 0,197 1054 574

15 P16 CALEA DUDEŞTI ŞOS. MIHAI BRAVU

0 - 10 7,93 3,25 1,885 0,262 1419 490

16 P17 ŞOS. BERCENI 0 - 10 7,83 2,44 1,415 0,193 356 20

17 P18 POPEŞTI LEORDENI Şos. Olteniţei 0 - 10 7,33 2,51 1,456 0,204 436 160

18 P19 PRELUNGIREA FERENTARI 0 - 10 8,18 5,15 2,987 0,304 732 169

19 P20 FERENTARI lângă Incinta A.S.Comprest

0 - 10 8,02 2,53 1,467 0,242 709 80

20 P21 ŞOS. ALEXANDRIEI 0 - 10 7,93 2,81 1,629 0,209 839 454

21 P22 Şos. MĂGURELE 0 - 10 6,93 2,86 1,659 0,241 355 33

22 P23 DOMNEŞTI 0 - 10 7,02 1,74 1,009 0,161 389 237

23 P24 PRELUNGIREA GHENCEA 0 - 10 7,42 0,44 0,255 0,100 335 17

24 P25 PROGRESUL 55 0 - 10 7,86 3,01 1,746 0,239 1572 1431

25 P26 CHEILE TURZII 66 0 - 10 8,04 1,58 0,916 0,140 452 61

26 P27 CHEILE TURZII 74 0 - 10 7,85 1,58 0,916 0,152 409 64

27 P28 CIŞMIGIU 0 - 10 7,45 5,39 3,126 0,408 1219 990

28 P29 KISELEFF 0.5m 0 - 10 8,24 6,65 3,857 0,298 763 105

29 P30 KISELEFF 7m 0 - 10 7,25 4,51 2,616 0,296 521 110

30 P31 BĂNEASA 1 0 - 10 8,05 1,81 1,049 0,197 663 182


101

31 P32 BĂNEASA 2 0 - 10 6,12 2,60 1,508 0,198 478 105

32 P33 JANDARMERIEI STR. Oaspeţilor 46 0 - 10 7,22 3,01 1,746 0,201 673 912

33 P34 STR. GHE. IONESCU SIŞEŞTI 0 - 10 7,38 2,75 1,595 0,201 792 403

34 P35 STRĂULEŞTI 0 - 10 7,74 4,08 2,366 0,308 808 226

35 P36 BAZILESCU 0 - 10 7,60 2,63 1,525 0,197 532 45

36 P37 DUDU 0 - 10 7,87 2,22 1,287 0,098 930 76

37 P38 ROŞU 0 - 10 7,73 2,22 1,287 0,203 497 219

38 P39 DRUMUL TABEREI 0 - 10 7,80 2,65 1,537 0,236 630 133

39 P40 TRICODAVA 0 - 10 7,93 2,22 1,287 0,207 713 68

40 P41 LUJERULUI 0 - 10 7,82 2,86 1,658 0,197 632 202

41 P42 GIULEŞTI SÂRBI 540 0 - 10 7,9 2,79 1,618 0,157 875 435

42 P44 GIULEŞTI SÂRBI 0 - 10 7,67 4,32 2,505 0,276 947 384

Tabelul 6.3. Caracteristicile fizice ale solurilor din municipiul Ploieşti

Nr crt

Nr inreg

IDENTIFICARE

FRACŢIUNI GRANULOMETRICE (în mm) (% DIN MASA PĂRŢII MINERALE A SOLULUI)

Carbo-naţi (%)

Simb. subcl text

Nisip grosier Nisip fin Praf Argilă

Localizare Adâncime2,0-0,2 2,0-10 1,0-0,5 0,5-0,2 0,2-0,02 0,2-0,1 0,1-0,05 0,05-0,02 0,02-0,002 <0,002 <0,01

1 P1 Ploieşti Vest 0 - 10 23,1 2,2 5,6 15,3 32,4 9,6 0,4 22,4 19,7 24,8 36,0 12,5 LL

2 P2 Billa str. Dianei 0 - 10 26,1 1,6 3,9 16,1 41,6 13,6 0,6 27,4 16,3 20,5 30,1 5,1 SM

3 P3 Parcul Tineretului 0 - 10 5,6 0,3 0,8 4,5 39,5 5,2 0,2 34,1 29,6 25,3 43,7 0,0 LL 4 P4 Dero Lever 0 - 10 22,3 2,4 4,9 15,0 43,9 11,6 0,5 31,8 15,7 18,1 26,5 11,0 SM 5 P5 Bd. Inde. 0.5m 0 - 10 6,9 0,4 1,1 5,4 41,7 8,2 0,2 33,3 25,6 25,8 42,4 0,0 LL


102

6 P6 Bd. Inde. 10m 0 - 10 7,2 0,6 1,2 5,4 40,2 5,9 0,2 34,1 25,9 26,7 42,2 0,0 LL 7 P7 Gara de Sud 0 - 10 17,8 1,2 3,0 13,6 38,2 8,6 0,4 29,2 19,6 24,2 36,8 0,0 LL 8 P8 Mihai Eminescu 0 - 10 4,1 0,2 0,7 3,2 43,0 6,5 0,2 36,3 28,6 24,3 42,8 9,7 LL

9 P9 Bd. Petrolul cu Şos. Bucureşti

0 - 10 10,8 0,8 2,5 7,5 36,6 4,9 0,2 31,5 25,3 27,3 42,1 2,1 LL

10 P10 Petrotel-Lukoil (Şos.Mihai Bravu)

0 - 10 21,5 1,6 4,9 15,0 36,7 6,7 0,6 29,4 18,2 23,6 32,1 5,7 LL

11 P11 Hipodrom 0 - 10 25,4 4,7 4,7 16,0 33,4 12,7 0,4 20,3 18,4 22,6 34,2 0,0 LL 12 P12 Bd. Democraţiei 0 - 10 12,9 1,0 2,6 9,3 30,4 10,0 0,2 20,2 27,2 29,5 46,1 10,1 LL 13 P13 Hotel Prahova 0 - 10 17,1 1,0 2,3 13,8 41,0 10,8 0,2 30,0 18,7 23,2 34,7 2,3 LL 14 P14 Feroemail SA 0 - 10 6,0 0,4 0,9 4,7 57,2 12,9 1,9 42,2 18,6 18,2 28,1 4,5 SM 15 P15 Liceul Barcanesti 0 - 10 25,4 1,7 5,6 18,1 40,4 10,9 0,6 28,9 15,0 19,2 28,4 5,3 SM

16 P16 Petrotel-Lukoil - poarta 4

0 - 10 7,6 1,8 1,9 3,9 40,9 4,0 0,4 36,5 29,5 22,0 38,7 0,0 LL

17 P17 Rafinăria Vega 0 - 10 12,6 1,0 2,3 9,3 43,7 8,9 0,7 34,1 23,7 20,0 33,4 0,0 SM 18 P18 Petrom - statia 3 0 - 10 12,5 1,5 2,2 8,8 41,7 7,6 0,3 33,8 19,6 26,2 38,6 0,0 LL

19 P19 Fabrica de paine Extrapan Nord

0 - 10 20,8 3,0 5,3 12,5 40,0 7,3 0,2 32,5 20,4 18,8 30,0 0,0 SM

20 P20 Primaria Bucov 0 - 10 12,2 0,4 2,1 9,7 47,1 8,8 0,5 37,8 20,4 20,3 32,7 2,5 SM 21 P21 Gara de Nord 0 - 10 22,2 0,8 2,5 18,9 61,6 24,1 1,4 35,6 9,4 7,3 12,8 5,3 UM 22 P22 Spitalul Boldescu 0 - 10 22,9 2,7 5,0 15,2 47,0 9,9 0,3 36,8 16,2 13,9 22,4 7,4 SM 23 P23 Muzeul N Stănescu 0 - 10 9,4 0,7 1,9 6,8 50,4 7,3 0,3 42,8 20,6 19,6 31,0 5,3 SM 24 P24 Mihai Viteazu 0 - 10 14,1 0,8 2,1 11,2 43,7 8,4 0,2 35,1 18,2 24,0 34,8 5,3 LL

25 P25 A. Mureşan şi Şos. Nordului

0 - 10 6,0 0,2 1,1 4,7 46,0 5,5 0,3 40,2 26,8 21,2 37,9 1,7 LL

26 P26 Str. Şcolii 0 - 10 12,5 0,7 2,2 9,6 47,4 8,9 0,3 38,2 19,3 20,8 32,4 2,5 SM 27 P27 Str. Latină 0 - 10 9,2 0,8 1,4 7,6 49,4 8,1 0,5 40,8 21,0 19,8 32,7 7,6 SM


103

Tabelul 6.4. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din municipiul Ploieşti

Nr crt

Nr. înreg

IDENTIFICARE pH

Humus (%)

C organic (%)

Azot total (%)

Fosfor mobil

(mg/kg)

Potasiu mobil


1 P1 PLOIEŞTI VEST STR. BARAOLT 0 - 10 7,56 5,15 2,987 0,325 1567 356

2 P2 BILLA STR. DIANEI 0 - 10 7,53 5,32 3,086 0,325 632 60

3 P3 PARCUL TINERETULUI 0 - 10 7,41 4,79 2,778 0,339 432 84

4 P4 DERO LEVER 0 - 10 7,71 5,32 3,086 0,25 1179 403

5 P5 BD. INDEPENDENŢEI 0.5M 0 - 10 7,85 2,75 1,595 0,164 477 310

6 P6 BD. INDEPENDENŢEI 10M 0 - 10 7,86 2,32 1,346 0,169 494 149

7 P7 GARA DE SUD 0 - 10 7,45 7,53 4,368 0,331 765 504

8 P8 MIHAI EMINESCU 0 - 10 7,95 3,37 1,955 0,128 975 63

9 P9 BD. PETROLUL CU ŞOS. BUCUREŞTI

0 - 10 7,67 2,96 1,717 0,233 555 173

10 P10 Petrotel- LUKOIL (Şos.Mihai Bravu) 0 - 10 7,82 4,96 2,877 0,277 924 194

11 P11 HIPODROM 0 - 10 7,77 7,55 4,379 0,451 815 59

12 P12 BD. DEMOCRAŢIEI 0 - 10 8,01 3,25 1,885 0,217 1247 123

13 P13 HOTEL PRAHOVA 0 - 10 7,7 6,98 4,049 0,303 537 218

14 P14 FEROEMAIL SA 0 - 10 8,07 2,43 1,140 0,199 679 148

15 P15 LICEUL AGRICOL BARCANESTI 0 - 10 7,77 4,05 2,349 0,295 993 519

16 P16 PETROTEL-LUKOIL - POARTA 4 0 - 10 7,82 4,65 2,697 0,306 869 48

17 P17 RAFINĂRIA VEGA 0 - 10 7,87 4,99 2,894 0,351 1106 150

18 P18 PETROM - STATIA 3 BUCOV 0 - 10 8,04 3,2 1,856 0,217 616 63

19 P19 Fabrica de paine EXTRAPAN NORD 0 - 10 7,48 5,55 3,219 0,404 1713 802

20 P20 PRIMARIA BUCOV 0 - 10 7,89 4,12 2,390 0,276 582 270


104

21 P21 GARA DE NORD 0 - 10 7,75 2,75 1,595 0,242 932 536

22 P22 SPITALUL BOLDESCU 0 - 10 8,04 4,29 2,488 0,27 957 99

23 P23 MUZEUL NICHITA STĂNESCU 0 - 10 7,84 3,05 1,769 0,178 699 128

24 P24 MIHAI VITEAZU 0 - 10 7,84 4,43 2,570 0,358 1371 529

25 P25 A. MUREŞAN ŞI ŞOS. NORDULUI 0 - 10 7,72 3,75 2,175 0,246 550 257

26 P26 STR. ŞCOLII 0 - 10 7,76 3,84 2,227 0,253 951 437

27 P27 STR. LATINĂ 0 - 10 7,83 3,62 2,100 0,25 931 465

Tabelul 6.5. Caracteristicile fizice ale solurilor din oraşul Râmnicu Vâlcea

Nr crt

Nr inreg

IDENTIFICARE FRACŢIUNI GRANULOMETRICE (în mm) (% DIN MASA PĂRŢII MINERALE A

SOLULUI) Carbo-naţi (%)

Simb. subcl text

Nisip grosier Nisip fin Praf Argilă Localizare Adâncime2,0-0,2 2,0-10 1,0-0,5 0,5-0,2 0,2-0,02 0,2-0,1 0,1-0,05 0,05-0,02 0,02-0,002 <0,002 <0,01

1 P1 Zona Batalului de deșeuri

0 - 10 23,1 2,2 5,6 15,3 32,4 9,6 0,4 22,4 19,7 24,8 36,0 12,5 LL

2 P2 Zona HCH 0 - 10 26,1 1,6 3,9 16,1 41,6 13,6 0,6 27,4 16,3 20,5 30,1 5,1 SM 3 P3 Zona Pesticide 0 - 10 5,6 0,3 0,8 4,5 39,5 5,2 0,2 34,1 29,6 25,3 43,7 0,0 LL

Tabelul 6.6. Principalele caracteristici chimice ale solurilor din oraşul Râmnicu Vâlcea

Nr crt

Nr. Înreg

IDENTIFICARE pH

Humus (%)

C organic (%)

Azot total (%)

Fosfor mobil

(mg/kg)

Potasiu mobil


1 P1 Zona Batalului de deșeuri 0 - 10 7,32 2,36 1,37 0,671 1937 423

2 P2 Zona HCH 0 - 10 7,39 2,22 1,29 0,754 681 156

3 P3 Zona Pesticide 0 - 10 7,46 2,13 1,23 0,549 542 65


105

Încadrarea solurilor în subclasa texturală s-a făcut conform Sistemului Român de Taxonomie a Solurilor SRTS-2003 Indicatorul 23 – Grupe de clase, clase şi subclase texturale.

Tabelul 6.7. Încadrarea solurilor în subclasa texturală

Simbol tabel Cod Denumire Clasa texturală Simbol NG 11 Nisip grosier Nisip N UM 22 Nisip lutos mijlociu Nisip lutos U SM 32 Lut nisipos mijlociu Lut nisipos S LL 42 Lut mediu Lut L TT 52 Lut argilos mediu Lut argilos T

6.3. Metode de analiză

6.3.1. Extracţia şi purificarea poluanţilor organici persistenţi din sol

Extracţia şi purificarea insecticidelor organoclorurate şi a PCB-urilor din probele de sol s-a realizat în cadrul Institutului Naţional de Cercetare – Dezvoltare pentru Pedologie Agrochimie şi Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti după metoda US EPA Method 8270, 1998 adaptată.

Metoda gaz-cromatografică folosită a fost validată în laboratorul în care au fost executate analizele, prin determinarea parametrilor de performanță.

Aceeaşi metodă este utilizată pentru ambele categorii de compuşi, deosebirea constă în faptul că, probele cu PCB-uri necesită o etapă de purificare, lucru care nu este obligatoriu în cazul insecticidelor organoclorurate.

Probele de sol, uscate în etuvă la 105°C timp de 8 ore, se mojarează şi se sitează prin sita cu latura ochiului de 2 mm, se cântăresc 20-25 grame de sol şi se extrag pe baie de apă cu 50 ml amestec eter de petrol-acetonă în proporţie de 2:1, timp de 30 de minute la o temperatură de 60°C.

Din acest extract eteric se pipetează 25 ml care se agitată iniţial cu soluţie de sulfat de sodiu 2% la pâlnia de separare pentru îndepărtarea urmelor de acetonă, se lasă la decantat, apoi se adaugă de trei ori câte 25 ml eter de petrol. Extractele eterice se trec pe o coloană cu 15 grame sulfat de sodiu anhidru, uscat în prealabil în cuptor la o temperatură de 360°C şi se trec în rotavapor până la un volum convenabil (1-2 ml).

Probele se purifică prin trecerea extractelor pe o coloană de Florisil, precedată de eluţia cu 6 ml hexan. Proba se aduce la volumul necesar prin evaporarea în curent slab de aer.

6.3.2. Determinarea gaz-cromatografică a poluanţilor organici persistenţi din sol

Compușii organici persistenți au fost separați pe o coloană capilară din sticlă topită

"fused silica" de tip WCOT cu fază staţionară nepolară de tip metil - siliconic (OV-1). Gaz-


106

cromatograful utilizat este Carlo Erba, model Mega 5380 (Figura 6.4), echipat cu injector pentru coloane capilare de tip "on column".

Pentru separarea gaz-cromatografică au fost utilizate următoarele condiţii: � Sistem de injecţie "on column" la rece, cu temperatura injectorului 40°C; � Volum de probă de 1µl; � Coloană capilară "fused silica" cu dimensiunule de 50 m x 0,32 mm; � Coloana capilară este în regim programat de temperatură: izoterma iniţială de 1 minut

la 60°C, cu 2°/minut la 190°C, două minute la 190°C, cu 5°/minut la 240°C, trei minute la 240°C, cu 20°/minut la 280°C iar izoterma finală este patru minute la 280°C;

� Gaz cu heliu cu un debit de 2 ml/minut; � Gaz de adaos cu azot cu un debit de 40 ml/min; � Detector ECD – 400, operat în curent constant; � Temperatura detectorului 300°C.

Figura 6.4. Gaz-cromatograf Carlo Erba - model Mega 5380

Pentru a determina concentraţia compuşilor utilizăm următoarea formulă:

C� =V�

V��

× C�

S�

S�

× V� ×1

m�

unde:

CR = concentraţia compusului de interes (mg/kg); Vs = volum solvent folosit la extracţie (ml); Vextr. = volum extract prelucrat (ml); Ce = concentraţie etalon (µ/ml); Sp = aria corespunzătoare compusului căutat; Se = aria corespunzătoare etalonului;


107

Vf = volum final (ml); mp = masa probă sol luată în lucru (g). În Figura 6.5 se prezintă cromatograma unui amestec de insecticide organoclorurate

pe coloană capilară în condiţiile prezentate mai sus.

Figura 6.5. Separarea unui amestec etalon de insecticide organoclorurate pe coloană capilară

Figura 6.6 reprezintă cromatograma unui amestec standard de PCB.

Figura 6.6. Cromatograma unui amestec standard de bifenili policloruraţi


108

CAPITOLUL 7. Cercetări privind poluanții organici persistenți în sol. Rezultatele investigațiilor

7.1. Cercetări privind prezenţa bifenililor policloruraţilor în soluri din arealele studiate Termenul de bifenili policlorurați sau PCB-uri, se referă la o clasă de produse chimice organice sintetice, care sunt, într-o mare măsură, substanţe chimice inerte. Datorită stabilităţii chimice deosebit de mare, a rezistenţei electrice ridicate, a durabilităţii la degradare în prezenţa temperaturilor înalte şi a volatilităţii scăzute, PCB-urile au fost utilizate pe scară largă ca aditivi pentru uleiurile din echipamentele electrice, mașini hidraulice, ca plastifianţi şi aditivi pentru ciment, ca uleiuri lubrifiante, în cerneluri tipografice şi în alte aplicaţii. Deși stabilitatea chimică a PCB-urilor a fost un beneficiu din punct de vedere al utilizării comerciale, a creat importante probleme de mediu, tocmai datorită persistenței extreme atunci când aceştia sunt eliberaţi în mediu. De fapt, PCB-urile sunt printre cei mai răspândiţi poluanți de mediu, fiind detectaţi în aproape toate formele de mediu (în aerul din interior și din exterior, în apele de suprafață și cele subterane, în sol, precum și în produse alimentare), în aproape fiecare colț al globului. Expunerea, chiar şi la concentraţii scăzute de PCB-uri provocă diverse efecte acute și cronice de sănătate asupra formelor de viaţă. PCB-urile se bioacumulează în țesuturile grase ale animalelor expuse şi la om (Ponnambalam, 1998), (Neumeier, 1998), (Fiedler, 1997) conducând la o mare varietate de efecte asupra sănătății. Departamentul de Sănătate şi Servicii Umane, precum și Agenția Internațională de Cercetare în Domeniul Cancerului (IARC), consideră PCB-urile ca fiind posibil cancerigene pentru om (ATSDR, 1997). O mare parte a datelor privind efectele expunerii asupra oamenilor provine de la incidente de contaminare cu PCB în ulei de gătit sau produse alimentare sau de la expunerea pe termen lung la PCB-uri de la lucrătorii în producția de condensatoare (ATSDR, 1989). Pentru a proteja sănătatea oamenilor și a mediului s-a impus ca PCB-urile să fie eliminate în așa fel încât să nu ajungă în mediul înconjurător. Primul pas în gestionarea ecologică a PCB-urilor este identificarea surselor de poluare și dezvoltarea unor strategii pentru reducerea sau eliminarea lor din mediu. PCB-urile au fost produse la scară industrială mai bine de cincizeci de ani și au fost exportate ca produse chimice și în produse în aproape fiecare țară din lume. Din nefericire, chiar dacă producţia lor a fost stopată în majoritatea ţărilor, zeci de ani au fost depozitate cantităţi uriaşe de reziduuri cu conţinut de PCB care, datorită proceselor de transport se regăsesc în soluri şi sedimente.


109

Cantităţi relativ mari au fost eliberate ca urmare a practicilor neadecvate, a unor accidente, sau a scurgerilor de la instalațiile industriale. Cantități semnificative de PCB-uri au fost și sunt încă eliberate prin emisiile difuze din instalațiile industriale (Fiedler, 1997). (Larsen, și alții, 1993) au determinat existenţa a 209 izomeri PCB, 105 regăsindu-se în mediu, 7 dintre aceştia (numere IUPAC: PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153, PCB 180) fiind monitorizaţi datorită prezenţei şi concentraţiilor ridicate.

În probele analizate s-au urmărit conţinuturile acelor compuşi PCB consideraţi ca fiind cei mai frecvent întâlniţi în mediu (Jones, și alții, 1991) şi anume cei cu numere IUPAC:

� PCB 28 - 2.4.4' - triclorobifenil; � PCB 52 - 2.2'5.5' - tetraclorobifenil; � PCB 101 - 2.2'4.5.5' - pentaclorobifenil; � PCB 138 - 2.2'3.4.4'5' - hexaclorobifenil; � PCB 153 - 2.2'.4.4'5.5' - hexaclorobifenil; � PCB 180 - 2.2'3.4.4'.5.5' – heptaclorobifenil. Pentru interpretarea rezultatelor s-a avut în vedere Ordinul Ministerului Apelor,

Pădurilor şi Protecţiei Mediului pentru aprobarea Reglementării privind evaluarea poluării Mediului nr. 756/1997 privind conţinutul compușilor bifenili policlorurați din soluri.

Tabelul 7.1. Valori de referinţă în sol ale compușilor bifenili policlorurați conform Ordinului

nr. 756/1997

Urme de poluant

Valori normale

Prag de alertă/ Tipuri de folosinţe

Prag de intervenţie/ Tipuri de folosinţe

Sensibile Mai puţin sensibile


PCB 28 < 0,0001 0,002 0,01 0,01 0,05

PCB 52 < 0,0001 0,002 0,01 0,01 0,05

PCB 101 < 0,0004 0,010 0,04 0,04 0,20

PCB 138 < 0,0004 0,010 0,04 0,04 0,20

PCB 153 < 0,0004 0,010 0,04 0,04 0,20

PCB 180 < 0.0004 0,01 0,04 0,04 0,20

Total PCB < 0.0100 0,25 1 1 5

De asemenea a fost utilizată o scară de culori corelată cu valorile de prag stabilite prin Ordinul MAPM 756/1997 pentru concentraţia elementelor chimice din sol:

Concentrații normale Concentrații peste cele normale dar sub pragul de alertă Concentrații la pragul de alertă Concentrații la pragul de intervenție


110

Pragul de alertă, conform Ordinului nr. 756/1997 reprezintă concentrații de poluanți în aer, apă, sol sau în emisii/evacuari, care au rolul de a avertiza autoritățile competente asupra unui impact potențial asupra mediului și care determină declanșarea unei monitorizari suplimentare și/sau reducerea concentrațiilor de poluanți din emisii/evacuări. Pragul de intervenție, conform Ordinului nr. 756/1997 reprezintă concentrații de poluanți în aer, apă, sol sau în emisii/evacuări, la care autoritățile competente vor dispune executarea studiilor de evaluare a riscului și reducerea concentrațiilor de poluanți din emisii/evacuări. 7.1.1. Prezenţa bifenililor policloruraţilor în solurile Municipiului Bucureşti Probele de sol s-au recoltat pe adâncimea de sol 0-10 cm, 10-20 cm din zone considerate reprezentative şi anume: parcuri, străzi, intersecţi, zone aglomerate, grădini din gospodării particulare, precum şi din zona periurbană a orașului Bucureşti. În fucție de utilizarea terenurilor acestea au fost împărțite în: soluri cu utilizare recreațională (parcuri, spații verzi, grădini zoologice), soluri utilizate în agricultură (grădini particulare cultivate), soluri rezidențiale (străzi și intersecții).

Valorile obținute au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente chimice în sol din Ordinul 756/1997, pentru folosințe sensibile”. Rezultatele sunt prezentate tabelar și sub formă grafică.

Tabelul 7.2. Bifenilii policloruraţi în solurile din parcurile municipiului Bucureşti

Nr. crt.

Localizare Adâncime

cm

PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

Total PCB

mg/kg 1 4 0 - 10 0,0037 nd nd 0,0054 0,0056 0,0084 0,0253 2 9 0 - 10 0,0023 nd nd 0,0016 0,0025 0,0030 0,0142 3 10 0 - 10 0,0056 0,0014 0,0014 0,0052 0,0059 0,0062 0,0320 4 11 0 - 10 0,0014 nd nd 0,0009 0,0009 0,0012 0,0044 5 14 0 - 10 0,0025 nd nd 0,0014 0,0015 0,0033 0,0087 6 28 0 - 10 0,0008 nd nd 0,0009 0,0015 0,0020 0,0052 7 32 0 - 10 nd nd nd 0,0004 0,0006 0,0008 0,0018 8 36 0 - 10 nd nd nd 0,0157 0,0172 0,0248 0,0577 9 35 0 - 10 0,0010 nd nd 0,0013 0,0021 0,0032 0,0076

10 39 0 - 10 0,0006 nd nd 0,0028 0,0038 0,0076 0,0148

Tabelul 7.3. Bifenilii policloruraţi în solurile din grădinile particulare din municipiului Bucureşti

Nr. crt.


cm

PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

Total PCB

mg/kg 1 1 0 - 10 0,0005 0,0005 0,0012 nd nd 0,0010 0,0032 2 2 0 - 10 0,0005 0,0005 0,0012 nd nd 0,0010 0,0032 3 3 0 - 10 0,0018 nd nd 0,0005 0,0009 0,0015 0,0047


111

4 5 0 - 10 0,0012 nd nd 0,0007 0,0009 0,0011 0,0039 5 6 0 - 10 0,0016 nd nd 0,0010 0,0012 0,0009 0,0047 6 7 0 - 10 0,0009 nd nd 0,0004 0,0004 0,0008 0,0025 7 8 0 - 10 0,0151 0,0191 0,0325 0,0160 0,0168 0,0295 0,1280 8 22 0 - 10 0,0022 nd nd 0,0004 0,0006 0,0008 0,0040 9 23 0 - 10 0,0020 nd nd 0,0001 0,0002 0,0005 0,0027

10 24 0 - 10 0,0004 nd nd 0,0001 0,0003 0,0003 0,0011 11 25 0 - 10 0,0028 nd nd 0,0011 0,0017 0,0015 0,0071 12 26 0 - 10 nd nd nd nd nd 0,0003 0,0003 13 27 0 - 10 nd nd nd nd nd 0,0006 0,0006 14 33 0 - 10 0,0012 nd nd 0,0006 0,0009 0,0011 0,0038 15 34 0 - 10 nd nd nd 0,0004 0,0006 0,0007 0,0017 16 37 0 - 10 nd nd nd 0,0047 0,0056 0,0068 0,0171 17 38 0 - 10 nd nd nd 0,0013 0,0019 0,0016 0,0048 18 44 0 - 10 0,0018 nd nd 0,0087 0,0101 0,0226 0,0432

Tabelul 7.4. Bifenilii policloruraţi în solurile din interscţiile şi străzile municipiului Bucureşti

Nr. crt.


cm

PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

Total PCB

mg/kg 1 12 0 - 10 0,0032 nd nd 0,0014 0,0026 0,0028 0,0100 2 13 0 - 10 0,0029 nd nd 0,0024 0,0040 0,0087 0,0180 3 16 0 - 10 0,0036 nd nd 0,0012 0,0019 0,0014 0,0081 4 17 0 - 10 0,0050 nd nd 0,0024 0,0032 0,0021 0,0127 5 18 0 - 10 0,0057 nd nd 0,0021 0,0025 0,0033 0,0136 6 19 0 - 10 0,0037 nd nd 0,0008 0,0017 0,0018 0,0080 7 20 0 - 10 0,0040 0,0049 0,0051 0,0032 0,0044 0,0087 0,0303 8 21 0 - 10 0,0021 nd nd 0,0027 0,0030 0,0038 0,0116 9 29 0 - 10 0,0056 nd nd 0,0081 0,0107 0,0206 0,0450

10 30 0 - 10 0,0018 nd nd 0,0036 0,0080 0,0086 0,0214 11 31 0 - 10 nd nd nd 0,0004 0,0006 0,0008 0,0018 12 40 0 - 10 0,0006 nd nd 0,0011 0,0016 0,0029 0,0062 13 41 0 - 10 0,0013 nd nd 0,0027 0,0036 0,0026 0,0102 14 42 0 - 10 0,0021 nd nd 0,0054 0,0057 0,0098 0,0230 nd – valori nedeterminate Valori normale <0,0001 <0,0001 <0,0004 <0,0004 <0,0004 <0,0004 <0,01 Val. între cele normale și pragul de alertă

0,0001- 0,002

0,0001- 0,002

0,0004 - 0,01

0,0004 - 0,01

0,0004 - 0,01

0,0004 -0,01

0,01-0,25

Prag de alertă 0,002 0,002 0,01 0,01 0,01 0,01 0,25 Prag de intervenție 0,01 0,01 0,04 0,04 0,04 0,04 1


112

Figura 7.1. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului Bucureşti

Figura 7.2. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din grădinile municipiului Bucureşti


113

Figura 7.3. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din intersecțiile şi străzile municipiului Bucureşti

Variabilitatea rezultatelor din acest studiu este mare, concentrațiile înregistrate cuprinzând toate tipurile de valori: sub limita de detecție, valori normale (< 0,0004 mg/kg), mergând în unele puncte până la concentrații mari, peste pragul de avertizare (0,01 mg/kg în 20 de puncte) și chiar de intervenție (0,04 mg/kg, 1 punct). Se remarcă concentrații ridicate ale compușilor PCB în punctele cu trafic auto intens (13-Piaţa Rosetti, 12-Şos, Dna Ghica, 16-Şos. Mihai Bravu, 4-Titan, 29,30-şoseaua Kisseleff, 20-Ferentari, 39-parcul Drumul Taberei). Se poate obseva cum la probele recoltate de lângă şoseaua Kisseleff, în municipiul București conţinutul de PCB în sol scade odată cu creşterea distanţei față de șosea de la o valoare totală de 0,0450 mg/kg la 0,5m de şosea la 0,0214 mg/kg la 7m faţă de şosea. Analizând gradul de încărcare pentru fiecare compus în parte, în ceea ce privește concentrația compusului PCB 28 din orașul București, 21% din probele de sol studiate înregistrează valori normale (< 0,0004 mg/kg), 40% au fost cuprinse între pragul superior al valorilor normale și pragul de avertizare (0,01 mg/kg), 36% depășesc pragul de avertizare și 3% depășesc pragul de intervenție (0,04 mg/kg), (Figura 7.4). PCB 52 și PCB 101 sunt detectabile în cinci, respectiv șapte din probele de sol analizate din numărul total de 42 de probe analizate pentru municipiul București, valorile fiind cu puțin peste cele normale (0,0001mg/kg), cu excepția punctului de prelevare 8, Fundeni – grădină particulară unde concentrația depășește pragul de intervenție. Concentrația compusului PCB 138 a variat între nedetectabilă în patru din probele de sol analizate și prag de alertă (0,0160 mg/kg), în eșantionul colectat de la punctul 8, Fundeni.


114

Distribuția compusului PCB 153 arată că 72% din punctele de prelevare studiate se caracterizează prin valori normale ale concentrației, la 14% dintre probe de sol concentrațiile sunt cuprinse între valorile normale și pragul de avertizare și 10% depășesc pragul de avertizare. PCB 180 cel mai clorurat compus din cei studiați variază între 0,0008 mg/kg și 0,0303 mg/kg (Figura 7.4). Se remarcă valori mai ridicate în cazul izomerilor înalt cloruraţi datorită faptului că aceşti izomeri sunt mai stabili şi deci mai persistenţi în sol (Figura 7.4).

valori normale valori cuprinse între cele normale și pragul de alertă prag de alertă valori cuprinse între pragul de alertă și prag de intervenție prag de intervenție

Figura 7.4.Gradul de încărcare cu compuși PCB în municipiul București

În zona periurbană a orașului Bucureşti studiile privind gradul de încărcare a solurilor

cu compuşi bifenili policloruraţi s-au desfăşurat pe două adâncimi de recoltare şi anume: 0-10 cm şi 10-20 cm pentru a observa dacă aceștia s-au deplasat pe profilul solului. Aşa cum era de aşteptat, compuşii PCB au fost puşi în evidenţă şi la 10-20 cm (Tabelul 7.5) dar în cantităţi ceva mai mici.

Compuşii PCB 28, PCB 52 şi PCB 101, cu mai puţini atomi de clor în moleculă sunt nedetectabili, ceilalţi regăsindu-se în toate probele de sol studiate.

Analizând concentraţiile compuşilor înalt cloruraţi PCB 138, PCB 153 şi PCB 180, se observă valori normale şi peste pragul superior al valorilor normale, dar nu depăşesc pragul de alertă, excepţie făcând solul analizat din zona extravilană Giuleşti Sârbi.

Conţinuturile totale ale acestor poluanţi se prezintă în limite normale, cu mici abateri, dar sub pragul de alertă în profilul de la Străuleşti, Dudu, Prelungirea Ghencea şi Giuleşti Sârbi.


115

Astfel, în punctele analizate unde se depăşeau valorile normale și pragul de alertă, s-au păstrat valori foarte ridicate, care depăşesc pragul valorilor normale și de alertă uneori, însă, se remarcă o tendinţă de scădere a concentraţiilor acestor compuşi. Se observă astfel o scădere pe profil a concentraţiilor totale de compuşi PCB care, totuşi, se menţin la valori ridicate.

Tabelul 7.5. Bifenilii policloruraţi în probe de sol recoltate din zona periurbană a

municipiului Bucureşti

Nr. crt.


cm PCB 138

mg/kg PCB 153

mg/kg PCB 180

mg/kg Total PCB

mg/kg

1 Străuleşti stradă 0-10

10-20 0,0025 0,0013

0,0035 0,0021

0,0050 0,0032

0,0111 0,0066

2 Dudu stradă 0-10

10-20 0,0047 0,0045

0,0056 0,0045

0,0068 0,0044

0,0171 0,0134

3 Roşu stradă 0-10

10-20 0,0028 0,0013

0,0030 0,0019

0,0030 0,0016

0,0088 0,0048

4 Prelungirea Ferentari stradă

0-10 10-20

0,0008 0,0006

0,0017 0,0008

0,0018 0,0010

0,0033 0,0024

5 Prelungirea Ghencea stradă

0-10 10-20

0,0032 0,0031

0,0044 0,0042

0,0087 0,0083

0,0163 0,0156

6 Căţelu Com. Glina stradă

0-10 10-20

0,0005 0,0005

0,0012 0,0011

0,0010 0,0010

0,0027 0,0026

7 Pantelimon Lângă Neferal

0-10 10-20

0,0004 0,0001

0,0004 0,0002

0,0008 0,0005

0,0016 0,0008

8 Măgurele extravilan 0-10

10-20 0,0004 0,0003

0,0006 0,0005

0,0008 0,0007

0,0018 0,0015

9 Giuleşti Sârbi extravilan

0-10 10-20

0,0087 0,0085

0,0101 0,0090

0,0226 0,0220

0,0414 0,0395

10 Şos. Alexandriei stradă

0-10 10-20

0,0027 0,0023

0,0030 0,0024

0,0038 0,0031

0,0095 0,0078

11 Domneşti extravilan 0-10

10-20 0,0001 0,0000

0,0002 0,0002

0,0005 0,0004

0,0008 0,0006

Valori normale < 0,0004 < 0,0004 < 0,0004 < 0,01

Val. între cele normale și pragul de alertă 0,0004 -

0,01 0,0004 -

0,01 0,0004-

0,01 0,01-0,25

Prag de alertă 0,01 0,01 0,25 0,25 Prag de intervenție 0,04 0,04 1 1


116

7.1.2. Prezenţa bifenililor policloruraţilor în solurile Municipiului Ploieşti

Ca și în cazul municipiului Bucureşti, s-a ținut cont de utilizarea terenului, solurile fiind împărțite în zone recreaționale (parcuri, hipodrom), zone rezidențiale (străzi și intersecții) și zone industriale. Rezultatele cercetărilor sunt prezentate în Tabelul 7.6, Tabelul 7.7 și Tabelul 7.8.

Valorile obținute au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente chimice în sol din Ordinul 756/1997, pentru folosințe sensibile”.

Tabelul 7.6. Bifenilii policloruraţi în solurile din interscţiile şi străzile municipiului Ploiești

Nr. crt.

Localizare PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

PCB Total mg/kg

1 1 0,0085 nd nd 0,0245 0,0253 0,0233 0,0816 2 2 0,0013 nd nd 0,0008 0,0008 0,0011 0,0040 3 5 0,0074 0,0025 0,0063 0,0585 0,0853 0,0945 0,2545 4 6 0,0024 0,0015 0,0009 0,0564 0,0594 0,0632 0,1838 5 7 nd nd nd 0,0555 0,0675 0,0682 0,1912 6 9 0,0031 nd nd 0,0222 0,0223 0,0429 0,0905 7 12 nd nd nd 0,0053 0,0086 0,0144 0,0283 8 13 0,0028 nd nd 0,0410 0,0418 0,0613 0,1469 9 15 0,0021 nd nd 0,0009 0,0016 0,0022 0,0068 10 21 0,0014 nd nd 0,0040 0,0048 0,0071 0,0533 11 22 0,0014 nd nd 0,0043 0,0050 0,0083 0,0190 12 23 0,0031 nd nd 0,0045 0,0052 0,0059 0,0187 13 24 0,0012 nd nd 0,0012 0,0015 0,0020 0,0075 14 25 nd nd nd 0,0012 0,0018 0,0024 0,0054 15 26 0,0021 nd nd 0,0006 0,0009 0,0014 0,0075 16 27 0,0002 nd nd 0,0013 0,0017 0,0022 0,0104

Tabelul 7.7. Bifenilii policloruraţi în solurile din parcurile municipiului Ploiești

Nr. crt.

Localizare PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

PCB Total mg/kg

1 3 0,0037 nd nd 0,0266 0,0278 0,0425 0,1006 2 8 0,0156 0,0032 0,0193 0,0156 0,0163 0,0208 0,0908 3 11 0,0180 nd nd 0,0018 0,0026 0,0033 0,0154

Tabelul 7.8. Bifenilii policloruraţi în solurile din zona industrială a municipiului Ploiești

Nr. crt.

Localizare PCB 28

mg/kg

PCB 52

mg/kg

PCB 101

mg/kg

PCB 138

mg/kg

PCB 153

mg/kg

PCB 180

mg/kg

PCB Total mg/kg

1 4 0,0042 0,0023 0,0048 0,0520 0,0558 0,0695 0,1886 2 10 0,0059 nd nd 0,0220 0,0233 0,0485 0,0997 3 14 nd nd nd 0,0004 0,0006 0,0010 0,0020 4 16 0,0028 nd nd 0,0123 0,0128 0,0253 0,0532


117

5 17 0,0022 nd nd 0,0018 0,0020 0,0031 0,0091 6 18 0,0007 nd nd 0,0055 0,0109 0,0112 0,0283 7 19 0,0005 nd nd 0,0005 0,0005 0,0027 0,0042 8 20 0,0030 nd 0,0079 0,0989 0,1206 0,1201 0,3505

nd – nedetectabil Valori normale <0,0001 <0,0001 <0,0004 <0,0004 <0,0004 <0,0004 < 0,01 Val. între normale și pragul de alertă

0,0001- 0,002

0,0001- 0,002

0,0004 - 0,01

0,0004 - 0,01

0,0004 - 0,01

0,0004 -0,01

0,01-0,25

Prag de alertă 0,002 0,002 0,01 0,01 0,01 0,01 0,25 Prag de intervenție

0,01 0,01 0,04 0,04 0,04 0,04 1

În orașul Ploiești variabilitatea rezultatelor este de asemenea mare, concentrațiile înregistrate cuprinzând toate tipurile de valori: sub limita de detecție, valorile normale (< 0,0004 mg/kg), atingând în unele puncte concentrații mari, peste pragul de avertizare (5 puncte) și chiar de intervenție (9 puncte). Aici se înregistrează concentrații ridicate ale compușilor PCB în punctele cu trafic auto intens (5,6-Bulevardul Independenţei, 7-Gara de Sud, 9-Bd, Petrolului, 13-Hotel Prahova), valoarea concentrației scăzând odată cu creșterea distanței față de sursă (cazul probelor recoltate la 0,5 m respectiv 10 m de Bulevardul Independenței). Prin evaluarea rezultatelor obţinute din municipiului Ploiești se observă că, concentraţia compusului PCB 28, nu se încadrează în limite normale (< 0,0004 mg/kg) în nici una din probele de sol luate în studiu, 30% din probele analizate au conţinuturi cuprinse între pragul superior al valorilor normale şi pragul de alertă (0,01 mg/kg), 61% depăşesc pragul de alertă, iar 9% depăşesc pragul de intervenţie (0,04 mg/kg). Bifenilii policloruraţi PCB 52 şi PCB 101 sunt detectabili în patru, respectiv cinci din probele analizate cu valori peste cele normale (< 0,0004 mg/kg), în cinci puncte de recoltare și patru concentrații care depășesc pragul de alertă de 0,01 mg/kg. Gradul de încărcare cu PCB 138 este ridicat, zonele cele mai poluate fiind cele situate în zona industrială a oraşului (10,16,18-Petrotel-Lukoil şi 4-Dero), şi în zonele cu trafic auto intens (5,6-Bulevardul Independenţei, 7-Gara de sud, 13-Hotel Prahova, 20-Bariera Bucov). Urmărind repartiţia pe grade de încărcare cu PCB 153 din Figura 7.8, se poate vedea că din cele 27 de puncte de recoltare studiate, nici una nu se caracterizează prin valori normale de concentraţie, 52% din probele de sol având concentraţii cuprinse între pragul superior al valorilor normale şi pragul de alertă, 26% au valori care trec de pragul de alertă, iar 22% depăşesc pragul de intervenţie. Conţinutul în PCB 180, izomerul cel mai înalt clorurat din cei şase studiaţi, este cuprins între 0,010 mg/kg în zona 14-Feroemail SA, şi 0,1201mg/kg 20-Bariera Bucov, deci o variaţie pe un domeniu larg de valori. În acest caz 52% din probele studiate au concentraţii cuprinse între valorile normale şi pragul de alertă, 15% depăşesc pragul de alertă, iar restul de 33% au valori peste pragul de intervenţie. Se observă că, odată cu creșterea gradului de clorurare crește atât concentrația contaminantului cât și procentul de probe cu valori peste pragul de intervenție (Figura 7.8).


118

Figura 7.5. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din intersecțiile şi străzile municipiului Ploiești

Figura 7.6. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile zona industrială a municipiului Ploiești


119

Figura 7.7. Concentrația PCB-urilor (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului Ploiești

valori normale valori cuprinse între cele normale și pragul de alertă prag de alertă valori cuprinse între pragul de alertă și prag de intervenție prag de intervenție

Figura 7.8. Gradul de încărcare cu compuși PCB în municipiul Ploiești


120

7.2. Cercetări privind prezenţa insecticidelor organoclorurate în soluri din arealele studiate

Insecticidele organoclorurate sunt recunoscute ca fiind cele mai persistente pesticide aflate în mediu. Din această clasă de poluanţi organici persistenţi, cele pe bază de hexaclorciclohexan (HCH) şi diclordifeniltricloretan (DDT), au fost introduse pe piaţă din 1940 şi utilizate preponderent în agricultură (circa 80%) şi în combaterea insectelor vectoare ale unor boli, efectele utilizării lor simţindu-se şi astăzi.

Timpul de înjumătăţire în sol este de doi ani pentru HCH şi zeci de ani pentru DDT (izomeri şi metaboliţi). În România, aceste insecticide au fost utilizate încă din anul 1948, principalul pesticid folosit fiind DDT-ul. Acesta şi heptaclorul fiind fabricate la noi în ţară. După 1985 insecticidele organoclorurate au fost interzise în România. DDT-ul este un amestec de compuşi: izomerul pp, DDT şi op, DDT. Molecula de DDT din sol, ca urmare a unor procese metabolice este degradată la DDE (diclordifenildicloretilena) şi DDD (diclordifenildicloretanul). Aceştia trebuie urmăriţi în sol datorită toxicităţii şi persistenţei lor mult mai îndelungate în sol faţă de compusul original DDT-ul (Crinnion, 2000). În solurile studiate compuşii urmăriţi sunt:

• 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); • diclor-difenil-diclor-etena (DDE); • alfa-hexaclorciclohexan (α-HCH);

• beta-hexaclorciclohexan (β-HCH);

• gama-hexaclorciclohexan (γ-HCH). Prin însumarea concentraţiilor acestor compuşi se obţine concentraţia totală de HCH,

respectiv DDT. Pentru interpretarea rezultatelor s-a avut în vedere Ordinul Ministerului Apelor,

Pădurilor şi Protecţiei Mediului pentru aprobarea Reglementării privind evaluarea poluării Mediului nr. 756/1997 privind conţinutul insecticidelor organoclorurate din soluri.

Tabelul 7.9. Valori de referinţă în sol ale pesticidelor organoclorurate conform Ordinului nr.

756/1997

Urme de poluant

Valori normale

Prag de alertă/ Tipuri de folosinţe

Prag de intervenţie/ Tipuri de folosinţe



∑DDT < 0,15 0,5 1,5 1 4

DDT < 0,05 0,25 0,75 0,5 2

DDE < 0,05 0,25 0,75 0,5 2


121

DDD < 0,05 0,25 0,75 0,5 2

∑HCH < 0,005 0,25 0,75 0,5 2

α HCH < 0,002 0,1 0,3 0,2 0,8

β HCH < 0,001 0,05 0,15 0,1 0,4

γ HCH < 0,001 0,02 0,05 0,05 0,2

Total pesticide organoclorurate

< 0,2 1 2 2 5

Aceeaşi scară de culori corelată cu valorile de prag stabilită prin Ordinul MAPM

756/1997 pentru concentraţia elementelor chimice din sol, folosită pentru compuşii bifenili policloruraţi a fost utilizată şi în cazul insecticidelor organoclorurate.

7.2.1. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile Municipiului Bucureşti

Probele de sol luate în lucru se caracterizează prin conținuturi normale (< 0,05 mg/kg)

în cazul izomerilor DDT, cu o singură excepție în punctul 14, Grădina Icoanei – parc, unde valorile înregistrate sunt peste limitele normale, dar nu ating pragul de alertă (0,25 mg/kg).

Valorile totale ale izomerilor DDT se află în limitele normale (∑ DDT < 0,15 mg/kg), co o singură abatere, la Grădina Icoanei, unde concentrațiile sunt peste cele normale, dar sub pragul de alertă (∑ DDT = 0,5 mg/kg).

Dacă ne referim la hexaclorciclohexan, se observă o încărcare a tuturor probelor cu αHCH, βHCH și γHCH, peste valorile normale (< 0,0001 mg/kg), dar fără a atinge pragul de alertă (< 0,005 mg/kg). Încărcarea totală cu HCH a probelor de sol considerate nu trece de pragul de alertă (∑ HCH < 0,005 mg/kg ), dar este mai mare decât valorile normale (∑ HCH < 0,005 mg/kg).

Totalul de insecticide organoclorurate nu depăşeşte valorile normale (∑ HCH+DDT< 0,2 mg/kg), excepţie făcând probele de la profilul 14- Grădina Icoanei, unde conţinutul acestora depăşeşte această limită (0,46 mg/kg), dar se află sub valorile pragului de alertă (1 mg/kg).

Ca și în cazul compușilor bifenili policlorurați, s-a ținut cont de utilizarea terenului, solurile fiind împărțite în zone recreaționale (parcuri, alei, spații verzi), zone rezidențiale (străzi și intersecții) și zone cultivate.

Rezultatele cercetărilor sunt prezentate tabelar și grafic. Valorile obținute au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente

chimice în sol din Ordinul 756/1997, pentru folosințe sensibile”.


122

Tabelul 7.10. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din parcurile municipiului Bucureşti

Nr. crt.

Localizare αHCH mg/kg

βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCH total mg/kg

pp' DDE mg/kg

op' DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp' DDT mg/kg

DDT total mg/kg

Total insecticide organoclorurate

1 4 0,002 0,005 0,0010 0,008 0,003 0,002 0,005 0,010 0,020 0,047 0,055 2 9 0,004 0,014 0,0025 0,020 0,007 0,003 0,003 0,003 0,004 0,020 0,040 3 10 0,007 0,015 0,0008 0,023 0,008 0,022 0,008 0,045 0,008 0,090 0,113 4 11 0,006 0,015 nd 0,021 0,017 0,002 0,005 0,002 0,012 0,038 0,059 5 14 0,004 0,018 nd 0,022 0,096 0,010 0,041 0,049 0,242 0,438 0,460 6 28 0,002 0,002 0,0001 0,004 0,008 0,001 0,003 nd 0,001 0,014 0,018 7 32 0,002 0,002 0,0002 0,003 0,018 0,002 0,008 0,004 0,009 0,040 0,015 8 36 0,005 0,008 0,0004 0,013 0,021 0,015 0,002 0,003 0,003 0,043 0,056 9 35 0,010 0,022 0,0021 0,034 0,053 0,007 0,023 0,001 0,022 0,106 0,140 10 39 0,002 0,007 0,0004 0,010 0,003 0,002 0,005 0,001 0,012 0,022 0,032

Tabelul 7.11. Conţinutul de insecticide organoclorurate din interscţiile şi străzile municipiului Bucureşti

Nr. crt.


βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCHtotal mg/kg

pp'DDE mg/kg

op'DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp'DDT mg/kg

DDTtotal mg/kg

Total insecticide organoclorurate

1 12 0,005 0,016 0,0010 0,022 0,008 0,012 0,004 0,044 0,008 0,076 0,098 2 13 0,006 0,018 0,0014 0,026 0,024 0,009 0,014 0,007 0,031 0,084 0,110 3 16 0,004 0,015 0,0016 0,019 0,026 0,012 0,013 0,046 0,040 0,138 0,159 4 17 0,003 0,008 0,0005 0,012 0,003 0,004 0,003 0,011 0,002 0,023 0,033 5 18 0,003 0,009 0,0002 0,013 0,005 0,001 0,003 0,001 0,002 0,011 0,024 6 19 0,003 0,010 0,0002 0,013 0,018 0,008 0,033 0,007 0,055 0,122 0,135 7 20 0,003 0,011 0,0005 0,014 0,003 0,001 0,003 0,002 0,006 0,015 0,030 8 21 0,003 0,011 0,0005 0,014 0,003 0,001 0,003 0,002 0,006 0,015 0,030 9 29 0,004 0,006 0,0009 0,010 0,035 0,001 0,010 nd 0,009 0,056 0,068 10 31 0,004 0,003 0,0003 0,007 0,004 0,001 0,002 nd 0,002 0,008 0,015 11 32 0,002 0,005 0,0003 0,007 0,007 0,001 0,005 nd 0,002 0,015 0,022 12 40 0,002 0,005 0,0002 0,007 0,012 0,002 0,005 nd 0,001 0,021 0,028 13 41 0,003 0,006 0,0006 0,009 0,028 0,007 0,022 nd 0,011 0,069 0,078 14 42 0,003 0,008 0,0003 0,011 0,011 0,004 0,004 0,001 0,007 0,027 0,039


123

Tabelul 7.12. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din grădinile particulare cultivate ale municipiului Bucureşti

Nr. crt.


βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCHtotal mg/kg

pp' DDE mg/kg

op' DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp' DDT mg/kg

DDTtotal mg/kg

Totalinsecticide organoclorurate

1 1 0,004 0,009 0,0009 0,014 0,005 0,001 0,004 0,001 0,005 0,016 0,030 2 2 0,002 0,007 nd 0,009 0,005 0,002 0,004 0,003 0,009 0,021 0,029 3 3 0,003 0,007 0,0004 0,010 0,003 0,002 0,005 0,001 0,012 0,022 0,032 4 5 0,002 0,005 0,0002 0,007 0,010 0,005 0,004 0,001 0,003 0,023 0,029 5 6 0,003 0,012 nd 0,015 0,007 0,003 0,006 0,001 0,003 0,020 0,034 6 7 0,006 0,016 0,0019 0,023 0,022 0,021 0,015 0,047 0,028 0,132 0,155 7 8 0,008 0,015 0,0019 0,026 0,017 0,038 0,004 0,008 0,035 0,103 0,129 8 22 0,002 0,002 0,0002 0,004 0,006 0,000 0,002 0,001 0,004 0,013 0,016 9 23 0,002 0,004 0,0002 0,006 0,002 0,001 0,002 nd 0,002 0,007 0,012 10 26 0,002 0,004 0,0002 0,006 0,006 0,001 0,003 nd 0,002 0,011 0,017 11 27 0,003 0,002 0,0003 0,005 0,003 0,001 0,003 nd 0,001 0,008 0,013 12 33 0,002 0,004 0,0002 0,006 0,008 0,001 0,004 0,001 0,001 0,015 0,021 13 34 0,002 0,003 0,0002 0,005 0,005 0,001 0,003 0,001 0,002 0,011 0,015 14 37 0,003 0,005 0,0005 0,008 0,009 0,003 0,004 0,002 0,002 0,020 0,029 15 38 0,003 0,004 0,0003 0,007 0,010 0,003 0,003 0,001 0,001 0,018 0,025 16 44 0,003 0,006 0,0003 0,009 0,013 0,002 0,005 nd 0,002 0,022 0,031 17 25 0,003 0,011 0,0008 0,015 0,012 0,011 0,009 0,038 0,020 0,090 0,105 18 24 0,002 0,005 0,0003 0,007 0,001 0,000 0,001 0,001 0,003 0,007 0,013 nd – nedetectabil Valori normale <0,002 <0,001 <0,001 <0,005 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,15 < 0,2 Val între normale și de alertă

0,002-0,1

0,001-0,05

0,001-0,05

0,005-0,25 0,05-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25 0,05-0,25 0,15-0,5 0,2-1

Prag de alertă 0,1 0,05 0,02 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,5 1 Prag de intervenţie 0,2 0,1 0,05 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 1 2


124

Figura 7.9. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului București

Figura 7.10. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului București


125

Figura 7.11. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din grădinile municipiului București

Figura 7.12. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din grădinile municipiului București


126

Figura 7.13. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din străzile municipiului București

Figura 7.14. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din străzile municipiului București


127

7.2.2. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile Municipiulu Ploieşti

Datele analitice diferă de la un punct de recoltare la altul, evidenţiind în câteva cazuri conţinuturi de DDT total ce depăşesc pe alocuri valorile normale (Tabelul 7.13, Tabelul 7.14, Tabelul 7.15).

Astfel, la 6 profile (3- Parc Tineretului, 4- Dero Lever, 8- Mihai Eminescu, 10, 16- Petrotel Lukoil, 22- Spitalul Boldescu) din 27 studiate conţinutul total de DDT are valori ce depăşeşte cu mult limita superioară a valorilor normale de 0,15 mg/kg, apropiindu-se de pragul de alertă de 0,5 mg/kg.

Dacă urmărim ponderea izomerlor şi metabolţilor DDT, putem vedea că acolo unde conţinutul de pp'-DDT este ridicat, se înregistrează şi o concentraţie ridicată de pp'-DDE, lucru des întâlnit la solurile din ţara noastră care sunt, în general, soluri bine aerate. În schimb, concentraţiile de pp'-DDD şi op'-DDD sunt mai scăzute situaţie mai uşor vizibilă la conţinuturile mari.

Astfel, în profilele 3, 4, 8, 10, 16, 22, unde conţinuturile de DDT total sunt foarte mari, se înregistrează conţinuturi de pp'-DDE ce depășesc valorile normale și se apropie de pragul de alertă de 0,25 mg/kg.

Conţinutul de DDT total se încadrează în intervalul 0,003 - 0,245 mg/kg, iar concentraţia cea mai mare se înregistrează la profilul 22 (Spitalul Boldescu).

În ceea ce priveşte conţinuturile de hexaclorciclohexan, ele au o contribuţie foarte importantă la concentraţia totală de pesticide organoclorurate, observându-se o încărcare a tuturor probelor cu αHCH, βHCH și γHCH peste valorile normale (< 0,0001 mg/kg).

Pe profilul 11- Hipodrom pentru αHCH se atinge pragul de alertă (< 0,1 mg/kg), cu o concentrație determinată de 0,119 mg/kg, în timp ce pe profilului 24- Mihai Viteazu, este predominant βHCH, cu o valoare de 0,091 mg/kg, situându-se astfel la pragul de alertă (0,05 mg/kg). În cazul celorlalte probe, din 27 de profile analizate, 26 dinte aceste au valori peste cele normale pentru cu αHCH și βHCH, atingând pragul de alertă într-un singur profil. În schimb, γHCH este mai slab reprezentat, cu 13 profile în care concentrațiile depășesc pragul valorilor normale, restul fiind sub limita de detecție.

Încărcarea totală cu HCH a probelor de sol considerate nu trece de pragul de alertă (∑ HCH < 0,005 mg/kg ), dar este mai mare decât valorile normale (∑ HCH < 0,005 mg/kg).

Totalul de insecticide organoclorurate nu depăşeşte valorile normale (∑ HCH+DDT < 0,2 mg/kg), pentru majoritatea probelor determinate, excepţie făcând probele de la 1- Ploiești Vest (0,206 mg/kg), 3- Tineretului (0,216 mg/kg), 4- Dero Lever (0,240 mg/kg), 8- Mihai Eminescu (0,223 mg/kg), 22- Spitalul Boldescu (0,274 mg/kg), unde conţinutul acestora depăşeşte această limită dar se află sub valorile pragului de alertă (1 mg/kg).

Ca și în cazul compușilor bifenili policlorurați, s-a ținut cont de utilizarea terenului, solurile fiind împărțite în zone recreaționale (parcuri, hipodrom), zone rezidențiale (străzi și intersecții) și zone industriale. Rezultatele cercetărilor sunt prezentate în tabelar și sub formă grafică și se referă numai la probele supuse încercărilor și au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente chimice în sol din Ordinul 756/1997, pentru folosințe sensibile”.


128

Tabelul 7.13. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din interscţiile şi străzile municipiului Ploiești

Nr. crt.


βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCH total

mg/kg

pp' DDE

mg/kg

op' DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp' DDT

mg/kg

DDT total

mg/kg

Total insecticide

organoclorurate 1 1 0,044 0,048 0,013 0,105 0,003 nd 0,003 0,008 0,043 0,056 0,206 2 2 0,048 0,013 0,003 0,063 0,003 0,001 0,001 0,001 0,007 0,012 0,075 3 5 0,044 0,020 0,002 0,066 0,004 0,001 0,003 0,001 0,009 0,017 0,083 4 6 0,011 0,005 nd 0,016 0,005 0,001 0,003 0,002 0,002 0,012 0,028 5 7 0,016 0,009 nd 0,025 0,008 0,002 0,004 0,003 0,013 0,029 0,054 6 9 0,083 0,034 0,009 0,125 0,009 0,001 0,005 0,003 0,038 0,057 0,182 7 12 0,026 0,010 nd 0,036 0,006 nd 0,002 0,003 0,002 0,013 0,049 8 13 0,004 0,002 nd 0,006 nd 0,001 nd 0,002 0,001 0,003 0,009 9 15 0,016 0,006 nd 0,023 0,003 0,002 0,005 0,003 0,019 0,032 0,055 10 21 0,015 0,004 nd 0,019 0,010 0,001 0,004 0,004 0,023 0,042 0,061 11 22 0,024 0,005 nd 0,029 0,033 0,005 0,026 0,009 0,173 0,245 0,274 12 23 0,021 0,009 0,002 0,032 0,012 0,001 0,006 0,004 0,013 0,036 0,068 13 24 0,013 0,091 nd 0,104 0,017 0,004 0,011 0,004 0,034 0,070 0,174 14 25 0,006 0,002 0,002 0,010 0,005 0,001 0,003 0,002 0,004 0,015 0,025 15 26 0,023 0,011 0,002 0,036 0,010 0,002 0,006 0,003 0,008 0,029 0,065 16 27 0,027 0,006 0,003 0,036 0,013 0,002 0,005 0,002 0,011 0,033 0,069

Tabelul 7.14. Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din zona industrială a municipiului Ploiești

Nr. crt.


βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCH total

mg/kg

pp' DDE

mg/kg

op' DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp' DDT

mg/kg

DDT total

mg/kg

Total insecticide

organoclorurate 1 4 0,017 0,039 0,006 0,061 0,020 0,002 0,014 0,003 0,141 0,179 0,240 2 10 0,037 0,007 nd 0,044 0,007 0,003 0,009 0,002 0,074 0,095 0,139 3 14 0,017 0,005 nd 0,022 0,002 nd 0,001 nd 0,002 0,005 0,027 4 16 0,016 0,004 nd 0,020 0,015 0,001 0,010 0,001 0,052 0,078 0,098 5 17 0,044 0,036 0,007 0,087 0,005 0,004 0,006 0,002 0,012 0,028 0,115


129

6 18 0,010 0,001 nd 0,011 0,014 0,001 0,004 0,002 0,020 0,039 0,050 7 19 0,009 0,002 nd 0,011 0,009 0,001 0,008 0,001 0,034 0,053 0,064 8 20 0,018 0,008 nd 0,026 0,023 0,002 0,009 0,002 0,045 0,081 0,107

Tabelul 6.15 Conţinutul de insecticide organoclorurate în solurile din parcurile municipiului Ploiești

Nr. crt.


βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

HCH total

mg/kg

pp' DDE

mg/kg

op' DDD mg/kg

op'DDT mg/kg

pp' DDD mg/kg

pp' DDT

mg/kg

DDT total

mg/kg

Total insecticide

organoclorurate 1 3 0,089 0,042 0,009 0,140 0,012 0,001 0,006 0,007 0,050 0,076 0,216 2 8 0,029 0,012 0,002 0,044 0,037 0,013 0,007 0,019 0,103 0,179 0,223 3 11 0,119 0,012 0,013 0,144 0,005 0,001 0,003 0,006 0,015 0,031 0,175

nd – nedetectabil Valori normale <0,002 <0,001 <0,001 <0,005 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,15 < 0,2 Val între normale și de alertă

0,002-0,1

0,001-0,05

0,001-0,05

0,005-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25

0,05-0,25

0,15-0,5 0,2-1

Prag de alertă 0,1 0,05 0,02 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,5 1 Prag de intervenţie

0,2 0,1 0,05 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 1 2


130

Figura 7.15. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din străzile municipiului

Figura 7.16. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din străzile municipiului


131

Figura 7.17. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din zona industrială a municipiului

Figura 7.18. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din zona industrială a municipiului


132

Figura 7.19. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului

Figura 7.20. Concentrații DDT (mg/kg) în solurile din parcurile municipiului


133

7.2.3. Prezența insecticidelor organoclorurate în solurile Combinatului SC. Oltchim SA.

Valorile obținute au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente chimice în sol din Ordinul 756/1997, pentru folosințe mai puțin sensibile”. În zona Pesticide – poziție nord-vest față de Instalația Pesticide, poluarea cu izomeri HCH a solului analizat este nesemnificativă pentru proba prelevată pe toate cele trei nivele, la această raportare, valorile situându-se sub pragul de alertă pentru folosințe mai puțin sensibile.

Poluarea cu γHCH este potențial semnificativă, atingând pragul de alertă (0,05 mg/kg) pentru solul prelevat de la adâncimea 0–10 cm, dar este nesemnificativă pentru probele recoltate de la adâncimile 10-20 cm, respectiv 20-30 cm.

Dacă ne referim la HCH Total putem observa o valoare de 0,03299 mg/kg pe adâncimea 0-10 cm, o concentrație totală de 0,2779 mg/kg pe adâncimea de recoltare 10-20 cm și o valoare înregistrată de 0,0463 mg/kg pe 20-30 cm, concentrații situate sub valoarea pragului de alertă pentru folosințe mai puțin sensibile (0,75 mg/kg), cu scăderea poluării în adâncime.

Instalația de HCH – Lindan nu mai funcționează de mulți ani, în prezent este în dezafectare.

Punctul de prelevare a fost ales în zona fostei instalații de HCH, direcția sud-est, pe spațiul verde spre Secția OXO.

Solul analizat prezintă o poluare semnificativă cu izomeri HCH pe toate cele trei adâncimi de prelevare, concentrațiile acestora depășind pragul de alertă (0,12 mg/kg). În cazul izomerului βHCH pe adâncimile 10-20 cm și 20-30 cm valorile înregistrate depășesc pragul de intervenție (0,4 mg/kg).

Concentrațiile HCH Total trec de pragul de alertă pentru tipuri de folosințe mai puțin sensibile (0,75 mg/kg), constatându-se o creștere a izomerilor în adâncime.

În zona de sud a batalului de reziduuri organice, în vecinătatea celului nr.3, poluarea solului analizat cu izomeri αHCH atinge pragul de intervenție pentru folosințe mai puțin sensibile (2 mg/kg) pe adâncimea 0-10 cm, scăzând pe profil până la pragul de alertă (0,75 mg/kg).

În cazul izomerilor βHCH și γHCH, poluarea este semnificativă, cu valori situate peste pragul de intervenție pentru probele prelevate pe cele trei nivele de adâncime.

Valoarea HCH Total scade odată cu adâncimea, de la valori de intervenție (3,2971 mg/kg), pâna la valori ale pragului de alertă (1,6296 mg/kg).


134

Tabelul 7.15. Conţinutul de hexaclorciclohexan în solurile din incinta SC. Oltchim SA.

Nr. crt.


cm αHCH mg/kg

βHCH mg/kg

γHCH mg/kg

δHCH mg/kg

HCH total mg/kg

1 Zona

Pesticide

0 - 10 0,1157 0,1478 0,0634 0,003 0,3299 10 - 20 0,1148 0,1475 0,0136 0,002 0,2779 20 - 30 0,0120 0,0178 0,0145 0,002 0,0463

2 Fosta HCH 0 - 10 0,3542 0,2961 0,0989 0,003 0,7522

10 - 20 0,5513 0,9614 0,0692 0,002 1,5839 20 - 30 0,7554 0,8842 0,0562 0,002 1,6978

3 Batal

Reziduuri Organice

0 - 10 0,8864 1,2693 1,1384 0,003 3,2971 10 - 20 0,5721 1,0197 0,6534 0,002 2,2452 20 - 30 0,4712 0,5361 0,6203 0,002 1,6296

Valori normale <0,002 <0,001 <0,001 <0,005 Val între normale și de alertă 0,002-0,3 0,001-0,15 0,001-0,05 0,005-0,75 Prag de alertă 0,3 0,15 0,05 0,75 Prag de intervenţie 0,8 0,4 0,2 2

Figura 7.21. Concentrații HCH (mg/kg) în solurile din Combinatul SC.Oltchim SA.


135

Figura 7.22. Variația concentrației pe adâncime în zona Pesticide

Figura 7.23. Variația concentrației pe adâncime în fosta HCH-Lindan

-30

-25

-20

-15

-10

-5

0

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35

Variația concentrației de HCH pe adâncime în zona pesticide (P1)

alpha HCH

beta HCH

gama HCH

delta HCH

HCH Total

-30

-25

-20

-15

-10

-5

0

0 0,5 1 1,5 2

Variația concentrației de HCH pe adâncime în fosta zonă HCH-Lindan (P2)

alpha HCH

beta HCH

gama HCH

delta HCH

HCH Total


136

Figura 7.24. Variația concentrației pe adâncime în zona Batalului de reziduuri organice

-30

-25

-20

-15

-10

-5

0

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5

Variația concentrației de HCH pe adâncime în zona batalului (P3)

alpha HCH

beta HCH

gama HCH

delta HCH

HCH Total


137

CAPITOLUL 8. Evaluarea riscului pentru sănătatea umană în zonele studiate utilizând softul SADA

8.1. Evaluarea riscului în Municipiul București

Se analizează rezultatele investigaţiilor obținute în cadrul Capitolului 7 din teză și anume, gradul de încărcare cu poluanți organici persistenți a solurilor din zonele supuse cercetărilor din municipiul Bucureşti. Un aspect important ce trebuie remarcat este faptul că la toate probele prelevate au fost determinate prin analize de laborator şi conţinutul de compuși bifenili policlorurați și gradul de încărcare cu HCH și DDT. Rezultatele obţinute arată că pentru HCH total (αHCH + βHCH + λHCH), valoarea maximă obţinută este 0,026 mg/kg, fiind peste valorile normale (< 0,005 mg/kg), dar mult sub pragul de alertă (0,25 mg/kg). Pentru DDT total (pp' DDE + op' DDD + op' DDT + pp' DDD + pp' DDT ) valoarea maximă obţinută este 0,438 mg/kg, situându-se peste valorile normale (< 0,15 mg/kg) aproape de pragul de alertă (0,5 mg/kg). Această concentrație ridicată în compuși DDT se înregistrează într-un singur punct de prelevare, și anume cel de la Grădina Icoanei. La celelalte probe, valorile acestui poluant sunt puţin peste valorile normale dar mult sub pragul de alertă. Ca atare s-a considerat că HCH și DDT-ul nu sunt poluanţi relevanţi pentru solul analizat şi în investigaţiile ulterioare acești indicatori nu s-au mai fost analizat. Pentru compușii PCB valorile concentraţiilor determinate în probele de sol de suprafaţă depăşesc frecvent valorile aferente pragurilor de alertă (0,01 mg/kg), astfel evaluarea riscului pentru sănătatea umană s-a realizat doar pentru aceștia. Pentru municipiul București au fost prelevate 53 probe de sol din 42 de pucte de prelevare de la 0 - 10 cm și 10 – 20 cm. Pentru a asigura un sistem unitar de interpretare a rezultatelor obţinute în cadrul acestor studii, am considerat un singur nivel de adâncime pentru straturile de sol, și anume: 0 – 10 cm. Evaluarea riscului pentru sănătate a fost realizată utilizând softul SADA. Modelarea riscului este realizată conform Ghidului pentru Evaluarea Riscului rezidual (RAGS) din cadrul EPA şi poate fi modelată să se potrivească condiţiilor de expunere specifice amplasamentului. Având în vedere că zonele analizate nu se află în apropierea unor zone sensibile din punct de vedere ecologic nu se va efectua evaluarea riscului din punc de vedere ecologic. SADA calculează riscul (ecuația 8.1) ca fiind doza zilnică cronică multiplicată cu parametrul pantă (slope factor), după cum urmează:

RISC = CDIxSF [8.1.]


138

unde: RISC = probabilitatea ca o persoană să se îmbolnăvească de cancer pe parcursul vieții; CDI = aportul zilnic cronic (mg/kg zi-1); SF = factorul pantă (slope factor cancerigen) [(kg/zi mg-zi)]-1. Factorul pantă este utilizat în evaluarea riscului pentru a estima o probabilitate de limită superiaoară pe durata vieții unui individ de a dezvolta cancer ca rezultat al expunerii la o substanță cancerigenă. Riscul cauzat de substanţe necancerigene (ecuația 8.2.) este dat de indicelui de hazard, care este calculat ca fiind rata aportului rezultat în urma expunerii la doza de referinţă (RfD):

HI = CDI⁄RfD [8.2.] unde: HAZARD = proprietatea intrinsecă a unei substanţe periculoase cu potenţial de a induce efecte negative asupra sănătăţii populaţiei şi/sau mediului (MO, 2007). HI = indice de hazard (adimensional) CDI = aportul zilnic cronic (mg kg-1 zi-1) RfD = doza de referinţă (mg kg-1 zi-1) Riscul cancerigen şi indicele de hazard necancerigen calculate pentru fiecare cale de expunere în parte sunt adunate pentru a obţine riscul cancerigen total şi indicele de hazard necancerigen total, pentru o expunere la un amestec de substanţe chimice (EPA, 1997).

8.1.1. Scenarii de utilizare a terenului În cadrul programului SADA se regăsesc cinci scenarii de folosință a terenului și anume: utilizare industrială, rezidenţială, recreaţională, excavaţii şi expuneri agricole. Pentru amplasamentul analizat sunt relevante scenariile pentru utilizarea rezidenţială și recreaţională a terenului precum şi cele referitoare la agricultură (în unele zone din Municipiul București). În cadrul prezentării rezultatelor obținute se va localiza în spaţiu terenurile din cadrul amplasamentului studiat, pentru fiecare din scenariile de utilizare care sunt prezentate în continuare.

8.1.2. Căile de expunere și parametrii utilizați Căile de expunere pentru sol includ ingestia accidentală, inhalarea şi contactul dermal.

Tabelul 8.1. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul municipiului București

Utilizarea terenului / calea de expunere

Rezidenţial Recreațional Agricultură

Ingestie accidentală DA DA DA Inhalare DA DA DA

Contact dermal DA DA DA Consum de legume NU NU DA


139

Parametrii utilizaţi pentru evaluarea riscului cu ajutorul SADA sunt prezentaţi în Tabelul 8.2, Tabelul 8.3 și Tabelul 8.3.

Tabelul 8.2. Parametrii de contaminante pe calea lanțului alimentar

Parametru PCB U.M. Sol – la – absorbție plante umede 0,00255 (mg/kg)/(mg/kg) Sol – la – absorbție plante uscate 0,01260 (mg/kg)/(mg/kg)

Tabelul 8.3. Parametrii de expunere utilizaţi în aplicaţie

Parametru / calea de expunere

Rezidenţial Recreaţional Agricultural Industrial U.M.

Frecvenţa de expunere 350 40 250 250 zile/an Durata de exp. adult 24 24 25 25 ani Durata de exp. copil 6 6 0 0 ani Rată ingestie sol la adult 100 100 100 100 mg/zi Rată ingestie sol la copil 200 200 0 0 mg/zi Fracţia ingerată 1 1 1 1 adim. Rata de inhalare 20 20 20 20 m3/zi Supraf. contact la adult 0,53 0,53 0,316 0,316 m2/zi Factorul de aderenţă 1 1 1 1 mg/cm2

Greutatea corp. (Adult) 70 70 70 70 kg Greutatea corp. (Copil) 15 15 15 15 kg Durata vieţii 70 70 70 70 ani

Tabelul 8.4. Parametrii toxicologici

Dietă 2 [1/ (mg/kg-day)] Factorul pantă - ingestie 2 [1/ (mg/kg-day)] Factorul pantă - inhalare 0,571 [1/( mg/m3)] Factorul pantă– contact dermal 2,22 [1/ (mg/kg-day)] Riscul pentru sănătate este considerat acceptabil atunci când doza zilnică medie a contaminantului inhalat, ingerat sau absorbit cutanat nu depăşeşte doza de referinţă, adică atunci când coeficientul de hazard este mai mic decât 1, în cazul substanţelor necancerigene.

În cazul unei substanţe cancerigene, riscul nu trebuie să depăşească nivelul de risc acceptat de 1 x 10-6. (NHBC, 2008) a elaborat o clasificare a nivelelor de risc exprimat după cum este prezentat în Tabelul 8.5.

Tabelul 8.5. Nivele de risc

Coeficient de hazard Nivelul de risc > 1.E-2 Neglijabil

E-2 ÷ 1.E-1 De avertizare E-1 ÷ 1 Moderat

1-10 Ridicat


140

Evaluările de risc au fost efectuate ţinând cont de modelul conceptual al amplasamentului anterior, utilizând un model de risc realizat de USEPA, cu ajutorul softului SADA (Spatial Analysis and Decision Assistance) care a fost aplicat pentru toate rezultatele analizelor de laborator.

Calcului indicelui de hazard se face pentru fiecare cale de expunere şi pentru fiecare indicator în parte, considerând cea mai mare concentraţie detectată, astfel riscul calculat reprezintă riscul maxim.

8.1.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor În Tabelul 8.6, Tabelul 8.7 și Tabelul 8.8 se prezintă rezultatele obţinute pentru fiecare tip de utilizare a terenului pentru municipiul București. Analizând rezultatele se observă că:

� Pentru utilizările rezidenţiale şi recreaţionale, pentru nici una din căile de expunere – ingestie, inhalare sau contact dermal – nu există risc pentru sănătatea umană pentru concentraţiile determinate;

� În cazul utilizării agricole s-a înregistrat risc de 1.1E-6 (de avertizare) pentru expunerea dermală la compuşii PCB 52 şi PCB Total.

� Risc de peste 1.E-5 (moderat), a fost determinat cu softul SADA în cazul utilizării terenului agricol pentru cultivarea de legume. Acest risc apare în cazul compuşilor PCB 28, PCB 52, PCB 101 şi PCB Total;

� Risc de peste 1.E-6 (de avertizare), s-a înregistrat tot în cazul consumului de legume din zone agricole pentru compuşii PCB 138, PCB 153 şi PCB 180; Având în vedere rezultatele prezentate din analiza riscurilor, SADA calculează riscul

total, pentru fiecare compus în parte, pentru toate zonele de utilizare: - rezidențială, - recreațională, - agricolă.

În acest fel, poate fi determinată distribuţia spaţială a riscului care să permită luarea deciziilor referitoare la eventualele măsuri de remediere ce se impun a fi aplicate.

În toate punctele analizate din zonele rezidenţiale și recreaționale nu există risc pentru sănătatea umană datorită compuşilor PCB determinaţi. Riscul nu depăşeşte nivelul de risc acceptat de 10-6.

În cazul utilizării agricole se înregistrează un risc total de peste 1.E-5 (moderat) datorită expunerii la compuşii PCB 28, PCB 52, PCB 101 şi PCB Total, respectiv risc total de peste 10-6 (de avertizare) datorită compuşilor bifenili 138,153, 180.


141

Tabelul 8.6. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare rezidenţială

POP Conc.

(mg/kg) Ingestie Inhalare Contact dermal Total

Hazard (Adult)

Hazard (Copii)

Risc Hazard Risc Hazard Risc Hazard Risc

PCB 28 0,0057 7.8E - 4 7.3E - 3 1.2E-7 1.E - 8 6.5E-12 5.8E - 3 3.2E-7 6.6E - 3 4.4E-7 PCB 52 0,0049 6.7E - 4 6.3E - 3 1.E-7 8.6E - 9 5.6E-12 5.E - 3 2.8E-7 5.7E - 3 3.8E-7 PCB 101 0,0051 2.1E - 4 2.E - 3 3.1E-8 2.7E - 9 1.8E-12 1.6E - 3 8.7E-8 1.8E - 3 1.2E-7 PCB 138 0,0081 3.3E - 4 3.1E - 3 4.9E-8 4.3E - 9 2.8E-12 2.5E - 3 1.4E7 2.8E - 3 1.9E-7 PCB 153 0,0107 4.4E - 4 4.1E - 3 6.5E-8 5.7E - 9 3.7E-12 3.3E - 3 1.8E-7 3.7E - 3 2.5E-7 PCB 180 0,0206 2.8E - 4 2.6E - 3 4.2E-8 3.6E - 9 2.4E-12 2.1E - 3 1.2E-7 2.4E - 3 1.6E-7 PCB total 0,0450 1.4E-7 7.8E-12 3.9E-7 5.3E-7

Tabelul 8.7. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare recreațională

POP Conc.


Hazard (Adult)

Hazard (Copii)


PCB 28 0,0056 8.8E - 5 8.2E - 4 1.3E-8 1.1E - 9 7.3E-13 6.5E - 4 3.6E-8 7.4E - 4 4.9E-8 PCB 52 0,0014 2.2E - 5 2.E - 4 3.3E-9 2.8E - 10 1.8E-13 1.6E - 4 9.1E-9 1.8E - 4 1.2E-8 PCB 101 0,0014 3.6E - 5 3.4E - 4 5.4E-9 4.7E - 10 3.E-10 2.7E - 4 1.5E-8 3.E - 4 2.E-8 PCB 138 0,0157 7.4E - 5 6.9E - 4 1.1E-9 9.5E - 10 6.2E-10 5.5E - 4 3.E-8 6.2E - 4 4.1E-8 PCB 153 0,0172 8.1E - 5 7.5E - 4 1.2E-8 1.E - 9 6.8E-13 6.E - 4 3.3E-8 6.8E - 4 4.5E-8 PCB 180 0,0248 3.9E - 5 3.6E - 4 5.8E-9 5.E - 10 3.3E-13 2.9E - 4 1.6E-8 3.3E - 4 2.2E-8 PCB total 0,0577 2.1E-8 1.1E-12 5.7E-8 7.8E-8


142

Tabelul 8.8. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare agricolă

POP Conc.

(mg/kg) Ingestie Inhalare Contact dermal Legume Total

Hazard (Adult)

Hazard (Copii)

Risc Hazard Risc Hazard Risc Hazard Risc Hazard Risc

PCB 28 0,0151 2.1E - 3 1.9E - 3 3.1E-7 2.7E - 8 1.7E-11 1.5E - 3 8.6E-7 4.3E-1 2.4E-5 4.5E-1 2.5E-5 PCB 52 0,0191 2.6E - 3 2.4E - 3 3.9E-7 3.4E - 8 2.2E-11 1.9E - 2 1.1E-6 5.5E-1 3.E-5 5.7E-1 3.2E-5 PCB 101 0,0325 1.3E - 3 1.2E - 3 2.E-7 1.7E - 8 1.1E-11 9.9E - 3 5.5E-7 2.8E-1 1.6E-5 2.9E-1 1.6E-5 PCB 138 0,0158 6.5E - 4 6.1E - 3 9.6E-8 8.4E - 9 5.4E-12 4.8E - 3 2.7E-7 1.4E-2 7.5E-6 1.4E-2 7.9E-6 PCB 153 0,0168 6.9E - 4 6.5E - 3 1.E-7 8.9E - 9 5.8E-12 5.1E - 3 2.9E-7 4.4E- 2 8.E-6 1.5E - 2 8.4E-6 PCB 180 0,0295 4.E - 4 3.8E - 3 6.E-8 5.2E - 9 3.4E-12 3.E - 3 1.7E-7 8.4E - 2 4.7E-6 8.7E - 2 4.9E-6 PCB total 0,128 4.E-7 2.2E-11 1.1E-6 3.1E-5 3.3E-5


143

În Figura 8.1 se prezintă rezultatele obţinute pentru risc total calculat în cazul utilizării agricole pentru PCB Total, acestea fiind prezentate grafic în culori convenţionale.

Figura 8.1. Valorile de risc pentru PCB Total, în punctele de prelevare – folosință agricolă

8.1.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate Pentru delimitarea spaţială a zonelor afectate de contaminare a fost utilizat softul SADA. Pentru evaluare au fost utilizate toate rezultatele analizelor de laborator efectuate, utilizând metoda vecinătăţii naturale. Metoda vecinătății naturale prevede rezultate precise fiind disponibilă doar pentru interpolările bidimensionale. Aceasta este o tehnică medie dinamică ponderată care utilizează relații geometrice pentru a alege și cântări punctele din apropiere. Ecuația pentru interpolarea vecinătății natural (VN) este:

n

i i ii=1

G(x,y)= Wf(x ,y )∑ [8.3]

unde:

G(x,y) este estimarea VN la (x,y);


144

n este numarul celor mai apropiați vecini utilizați în interpolare; f(xi,yi) este valoarea observată la (xi,yi); wi este ponderea asociata lui f(xi,yi).

Numărul de vecini naturali (natural neighbor) este stabilit prin construirea de cercuri de vecini naturali, numite circumcercuri. Două puncte sunt vecini naturali dacă sunt situați în același cerc de vecini naturali. Se utilizează apoi triangulația Delaunay în stabilirea ponderilor pentru interpolare. Ponderile (wi) depind de zona din jurul fiecărui punct (poligoane Voronoi) în loc de distanța dintre puncte. Cercurile de vecini naturali sunt construite ținând cont de următoarele constrângeri:

- Nici una din date nu se află în cadrul unui cerc de vecini naturali; - Nici o altă dată nu este mai aproape de centrul cercului; - Cel mai mic criteriu de rază pentru orice grup de trei date; - Fiecare cerc de vecini naturali trece prin trei puncte.

Prelucrarea datelor a fost realizată separat pentru fiecare din indicatorii analizaţi şi, separat pentru zonele de folosinţă: utilizare rezidenţială, recreațională și agricolă. S-a ţinut cont de încadrarea substanţelor în categoriile cancerigene/necancerigene cât şi de căile de expunere (ingestie, inhalare, contact dermal). Valorile de referinţă utilizate în evaluare au fost: 1×10-6, 1 - reprezentând riscul maxim acceptat. Se observă că, atât în ariile cu folosinţă rezidențială cât şi în cele cu folosinţă recreaţională nu sunt zone care să prezinte un nivel de risc mai mare decât valorile de referinţă şi deci nu există teren contaminat pe care să se impună aplicarea unor măsuri de remediere. Rezultatele acestor evaluări indică faptul că ţinând cont de criteriile de risc, nu sunt zone care să prezinte contaminare.

În Figura 8.2 se prezintă grafic rezultatele obţinute pentru localizarea suprafeţelor agricole de teren contaminate ca urmare a evaluării de risc.


145

Figura 8.2. Reprezentarea grafică a riscului în arealul studiat 8.1.5. Concluzii Utilizând softul SADA, am evaluat riscul pentru sănătatea umană pentru rezultatele cercetărilor din Capitolul 6. Scenariile de utilizare a terenului stabilite pentru evaluarea riscului au fost rezidenţial, recreațional și agricol iar potenţialele căi de expunere – ingestie, inhalare, contact dermal și consum de legume. Nu au fost înregistrate riscuri inacceptabile pentru evaluările efectuate, pentru nic iuna dintre căile de expunere şi pentru nici una din utilizările analizate ale terenului. La nivelul României, valorile de referinţă pentru sol sunt prezentate în cadrul Ordinului 756/1997. Ținând cont de concentrațiile mari obținute, în unele locuri acestea atingând pragul de intervenție și de evaluarea riscului asupra sănătății umane cu ajutorul softului SADA, soft care urmărește datele toxicologice, parametrii și metodele de calcul utilizate de EPA, se poate concluziona că aceste valori ale ordinului amintit nu au fost determinate pe baza unei evaluări a riscului (respectiv prin utilizarea unor modele de expunere, parametrii toxicologici), nici ţinând seama de utilizarea terenului. În ciuda nivelului ridicat al concentrațiilor poluanților PCB 28, PCB 138, PCB 153, și PCB 180 constatat în unele zone din municipiul Bucuresti, nu există risc asupra populației în zonele rezidențiale și recreaționale. Nivelul de risc înregistrat pentru utilizarea terenurilor agricole este de asemenea neglijabil, având în vedere că într-un oraș mare ca București, cultivarea legumelor din gradina


146

proprie, nu este un lucru foarte comun. Principala preocupare trebuie să fie de zonele de agrement contaminate la pragul de intervenție conform legislației românești, având în vedere că populația vulnerabilă (copiii și persoanele în vârstă) petrec aici câteva ore în fiecare zi.

8.2. Evaluarea riscului în Municipiul Ploiești Pentru municipiul Ploiești, recoltarea probelor a avut loc pe adâncimea 0 – 10 cm, cu un număr de 27 de probe de sol înregistrate iar evaluarea riscului pentru sănătate a fost realizată utilizând softul SADA. 8.2.1. Scenarii de utilizare a terenului Pentru amplasamentul analizat sunt relevante scenariile pentru utilizarea rezidenţială, recreaţională și industrială a terenurilor.

În cadrul prezentării rezultatelor obținute se vor localiza în spaţiu terenurile din cadrul amplasamentului studiat, pentru fiecare din scenariile de utilizare care sunt prezentate în continuare. 8.2.2. Căile de expunere Căile de expunere pentru sol includ ingestia accidentală, inhalarea şi contactul dermal. Tabelul 8.9 rezumă căile de expunere care pot fi evaluate pentru fiecare scenariu.

Tabelul 8.9. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul municipiului Ploiești

Utilizarea terenului / calea de expunere

Rezidenţial Recreațional Industrial

Ingestie accidentală DA DA DA Inhalare DA DA DA

Contact dermal DA DA DA 8.2.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor În Tabelul 8.10, Tabelul 8.11 și Tabelul 8.12 se prezintă rezultatele obţinute pentru fiecare tip de utilizare a terenului pentru municipiul Ploiești.


147

Tabelul 8.10. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare recreațională

POP Conc. mg/kg

Ingestie Inhalare Contact dermal Total

Hazard (Adult)

Hazard (Copii)


PCB 28 0,0180 2.8E - 4 2.6 E - 3 4.2E-8 3.6E - 9 2.4E-12 2.1E - 3 1.2E-7 2.4E - 3 1.6E-7 PCB 52 0,0032 5.E - 5 4.7E - 4 3.3E-9 4.E-10 1.8E-13 3.7E - 4 9.1E-9 4.2E - 4 1.2E-8 PCB 101 0,0193 3.E - 4 2.8E - 3 4.5E-8 3.9E - 9 2.5E-12 2.2E - 3 1.2E-7 2.5E - 3 1.7E-7 PCB 138 0,0266 4.2E - 4 3.9E - 3 6.2E-8 5.4E - 9 3.5E-12 3.1E - 3 1.7E-7 3.5E - 3 2.3E-7 PCB 153 0,0278 1.3E - 4 1.2E - 3 1.9E-8 1.7E - 9 1.1E-12 9.7E - 4 5.4E-8 1.1E - 3 7.3E-8 PCB 180 0,0425 6.7E - 5 6.2E - 4 7.8E-9 8.6E-10 5.6E-13 4.9E - 4 2.8E-8 5.6E - 4 3.7E-8 PCBtotal 0,1006 3.6E-8 2.E-12 1.E-7 1.4E-7

Tabelul 8.11. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare rezidențială

POP Conc.


Hazard (Adult)

Hazard (Copii)


PCB 28 0,0085 1.2E - 3 1.1 E - 3 1.7E-7 1.5E - 8 9.8E-12 8.6E - 3 4.8E-7 9.8E - 3 6.5E-7 PCB 52 0,0025 3.4E - 4 3.2E - 3 5.1E-8 4.4E - 9 2.9E-12 2.5E - 3 1.4E-7 2.9E - 3 1.9E-7 PCB 101 0,0063 2.6E - 4 8.1E - 3 3.8E-8 1.1E - 8 2.2E-12 6.4E - 3 1.1E-7 7.3E - 3 2.5E-7 PCB 138 0,0266 4.2E - 4 2.9E - 3 2.3E-7 5.4E - 9 1.8E-11 3.1E - 3 1.2E-7 1.5E - 3 4.7E-7 PCB 153 0,1206 6.7E - 3 6.2E - 3 8.3E-7 1.3E - 8 4.3E-11 4.9E - 3 7.3E-7 6E - 3 6.3E-7 PCB 180 0,0945 1.3E - 3 1.2E - 3 4.9E-7 1.7E - 8 4.6E-11 9.6E - 3 5.EE-7 1.1E - 3 5.1E-7 PCBtotal 0,2545 8.E-7 4.4E-11 2.2E-7 3.E-7


148

Tabelul 8.12. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare industrială

POP Conc.


Hazard (Adult)


PCB 28 0,0059 5.8E - 4 2.7E-8 7.4E - 9 4.E-12 2.6E - 3 3.4E-8 3.1E - 3 1.5E-7 PCB 52 0,0025 3.4E - 4 1.E-8 3.2E - 9 1.6E-12 4.5E - 3 2.9E-8 2.9E - 3 5.7E-8 PCB 101 0,0079 2.3E - 4 1.1E-8 3.E - 9 1.8E-12 1.E - 3 4.8E-8 1.3E - 3 5.8E-8 PCB 138 0,0989 2.9E - 3 1.3E-7 3.7E - 8 2.E-12 1.3E - 2 6.E-7 1.6E - 3 7.3E-7 PCB 153 0,1206 3.5E - 3 1.6E-7 4.6E - 8 2.5E-11 1.6E - 2 7.3E-7 1.9E - 2 8.9E-7 PCB 180 0,1201 1.2E - 3 5.5E-8 1.5E - 8 3.6E-11 5.2E - 3 2.4E-7 6.4E - 2 3.E-7 PCB total 0,3505 2.3E-7 8.2E-11 4.9E-6 1.3E-6


149

În urma rulării programului putem observa că: � Pentru utilizările rezidenţiale şi recreaţionale, pentru nici una din căile de expunere –

ingestie, inhalare sau contact dermal – nu există risc pentru sănătatea umană; � În cazul utilizării industriale s-a înregistrat risc 1.1E-6 (de avertizare) pentru

expunerea dermală la compuşii PCB Total. � Risc total de 1.3E-6 (de avertizare), s-a înregistrat tot în cazul utilizării industriale

pentru compuşii PCB Total. În celelalte zone ale municipiului Ploiești – rezidențiale și recreaționale - nu există puncte în care riscul total să fie de nivel inacceptabil şi unde să se impună aplicarea unor măsuri de remediere care să ducă la o reducere a riscului la un nivel acceptabil. În Figura 8.3 se prezintă rezultatele obţinute pentru risc total calculat în cazul utilizării industriale pentru PCB Total, acestea fiind prezentate grafic în culori convenţionale.

Figura 8.3. Valorile de risc pentru PCB Total, în punctele de prelevare – folosință industrială

8.2.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate Pentru delimitarea spaţială a zonelor afectate de contaminare a fost utilizat softul SADA prezentat anterior. Pentru evaluare a fost utilizată metoda vecinătății naturale, la fel ca în cazul orașului București.

În Figura 8.4 se prezintă grafic rezultatele obţinute pentru localizarea suprafeţelor industriale de teren contaminate ca urmare a evaluării de risc.


150

Figura 8.4. Reprezentarea grafică a riscului în arealul studiat

8.2.5. Concluzii

Scenariile de utilizare a terenului stabilite pentru evaluarea riscului au fost rezidenţial, recreațional și industrial iar potenţialele căi de expunere – ingestie, inhalare şi contact dermal. Nu au fost înregistrate riscuri inacceptabile pentru evaluările efectuate pentru niciuna dintre căile de expunere şi pentru niciuna din utilizările analizate ale terenului. La fel ca și în cazul municipiului București, se remarcă că, la concentrații mari ale poluanților persistenți determinați, riscul calculat de SADA este de avertizare, pentru zona industrială, aici concentațiile determinate fiind la pragul de alertă.


151

8.3. Evaluarea riscului din cadrul Combinatului S.C. Oltchim S.A. Râmnicu Vâlcea Se analizează rezultatele investigaţiilor obținute în cadrul Capitolului 7 din teză și anume, gradul de încărcare cu hexaclorciclohexan a solurilor din zonele supuse cercetărilor din cadrul Combinatului SC. Oltchim SA. Râmnicu Vâlcea. 8.3.1. Scenarii de utilizare a terenului Scenariile de utilizare a terenului folosite de SADA sunt: utilizare industrială, rezidenţială, recreaţională, excavaţii şi expuneri agricole. Scopul evaluării scenariilor de utilizare a terenurilor, ca parte a evaluării riscului, este de a evalua dacă sunt necesare acţiuni de remediere pentru diverse utilizări ale terenurilor, determinând dacă riscul din zona surselor ar putea să depăşească nivelele acceptabile. În cazul evaluării riscului pentru sănătatea umană din cadrul Combinatului SC.Oltchim SA. Rămnicu Vâlcea, utilizarea terenurilor se bazează pe presupunerea că lucrătorii de aici pot fi expuși în urma contactului cu acești poluanți. Pentru a evalua aceste expuneri sunt folosite concentrațiile maxime actuale ale contaminanților α HCH, β HCH, γ HCH și HCH Total pentru folosințe mai puțin sensibile. Pentru zona analizată relevant este scenariul pentru utilizarea industrială a terenului. 8.3.2. Căi de expunere

Tabelul 8.13 prezintă căile de expunere care pot fi evaluate pentru fiecare scenariu.

Tabelul 8.13. Căile de expunere pentru sol în cazul fiecărui scenariu din cadrul orașului Ploiești

Utilizarea terenului /calea de expunere Industrial Ingestie accidentală DA

Inhalare DA Contact dermal DA

8.3.3. Prezentarea și interpretarea rezultatelor

În Tabelul 8.14 se prezintă rezultatele obţinute pentru fiecare tip de utilizare aterenului.


152

Tabelul 8.14. Rezultate evaluarea riscului - Utilizare industrială

POP Conc.


Hazard (Adult)

Risc Risc Hazard Risc Hazard Risc

α HCH 0,886 1.1E - 2 2.E-6 2.9E-10 3.4E - 5 6.2E-7 1.4E - 2 2.6E-6 β HCH 1,2693 8.E-7 1.2E-10 2.5E-7 1.1E-6 γ HCH 1,1384 3.7E - 3 4.4E-7 6.3E-11 4.7E - 3 5.5E-7 8.4E - 2 2.9E-6 Total HCH 3,2971 2.1E-6 3.E-10 6.6E-7 2.7E-6 În urma datelor prezentate mai sus mai sus, putem preciza că:

� Există risc de averizare (10-6) pentru calea de expunere prin ingestie prin compușii αHCH și HCH Total;

� Risc total de averizare se înregistrează pentru toți compușii α HCH, β HCH, γ HCH și HCH Total pentru utilizarea industrială a terenului.

În Figura 8.5 se prezintă rezultatele obţinute pentru riscul total calculat în cazul utilizării industriale pentru HCH Total, acestea fiind prezentate grafic, în culori convenţionale.

Figura 8.5. Valorile de risc pentru PCB Total, în punctele de prelevare – folosință industrială


153

8.3.4. Determinarea suprafețelor de teren contaminate

Pentru a delimita zonele afectate de contaminare a fost utilizat softul SADA, prin metoda prezentată anterior, vecinul natural. Softul prezintă sub formă grafică suprafețele unde concentrațiile depășesc valorile normale ale concenrațiilor compușilor studiați. Datele au fost prelucrate în funcție de utilizarea terenului, pe o singură adâncime, 0 – 10 cm, ținându-se cont și de căile de expunere.

În Figura 8.6 se prezintă grafic rezultatele obţinute pentru localizarea suprafeţelor de teren contaminate ca urmare a evaluării de risc.

Figura 8.6. Reprezentarea grafică a riscului în arealul studiat

8.3.5. Concluzii Având în vedere că situl analizat în cadrul studiului de caz nu se află în apropierea unor zone sensibile din punct de vedere ecologic, iar utilizările viitoare nu implică asemenea aspecte, în cadrul acestei aplicaţii nu s-a efectuat evaluarea riscului ecologic. Scenariul de utilizare a terenului pentru evaluarea riscului a fost industrial, iar potenţialele căi de expunere – ingestie, inhalare şi contact dermal. Analizând rezultatele prezentate mai sus se observă că:

- Există risc de averizare (10-6) pentru calea de expunere prin ingestie prin compușii α HCH, și HCH Total;


154

- Risc total de averizare se înregistrează pentru toți compușii α HCH, β HCH, γ HCH și HCH Total pentru utilizarea industrială a terenului.

Cu toate acestea, dacă ne uităm la concentrațiile obținute pentru HCH Total (3,2971 mg/kg) se observă că, depășesc valoarea pragului de alertă (2 mg/kg), iar riscul obținut cu ajutorul softului SADA este de avertizare, mai mare de 10-6 (2.7E-6). Astfel problema revine iar la corelarea pragului de alertă și de intervenție cu riscul asupra populației.

8.4. Remedierea, managementul și monitorizarea riscului în zonele studiate Principiul de bază care trebuie aplicat atunci când este vorba de tratarea solurilor contaminate este cel conform căruia reducerea riscurilor se va face prin aplicarea celor mai bune tehnici disponibile la un cost acceptabil din punct de vedere economic. Managementul riscului cuprinde considerente economice și sociale și în aceasta fază se ia o decizie în legătură cu necesitatea administrării riscurilor. Opțiunile de management al riscului pot lua o serie de forme, spre exemplu, o substanță chimică poate fi interzisă, permisă utilizării doar în anumite condiții sau în circumstanțe specificate, sau pot fi stabilite standarde fie pentru sursele de expunere (e.g. standarde de emisie sau limite maxime de reziduu) sau ca limite sau principii directoare asupra expunerii însăși (e.g. intrări zilnice admise, obiective de calitate a mediului și limite de expunere profesională). În cazul de față, nu putem vorbi de o limitare sau interzicere a contaminanților, deoarece compușii bifenili policlorurați sunt interziși ca urmare a Convenției de la Stokholm. După ce zonele au fost reabilitate, trebuie să se verificare că acestea îndeplinesc cerințele de reglementare. Probe de sol trebuie să fie colectate de la locurile anterioare de prelevare de probe, efectuate analize de laborator și apoi făcute comparații cu, concentrațiile poluanților de la prima recoltare. Nivelurile trebuie să fie sub pragurile admise. În cazul în care rezultatul de management de remediere nu îndeplinește criteriile de reglementare, atunci zonele vor fi considerate încă contaminate. În acel moment, procesul va va trebui repetat. Monitorizare este importantă pentru că oferă posibilitatea evaluării modificărilor proprietăților fizice și chimice ale solurilor şi, în consecinţă, a pericolului asupra sănătăţii populaţiei. Rezultatele monitorizării sunt evaluate şi se determină dacă obiectivele activităţii din cadrul amplasamentului sunt realizate. La sfârşitul monitorizării se pot trage concluzii:

- Activitatea din amplasament şi-a atins obiectivele propuse; - Evoluţia datelor conduc către atingerea obiectivelor; - Monitorizarea arată că activitatea din amplasament nu îşi atinge obiectivele propuse.

În urma concluziilor se pot stabilii diferite decizii, care ţin de managementul monitorizării, astfel:

- Obiectivele monitorizării au fost atinse și astfel se poate opri monitorizarea;


155

- Se observă că evoluţia datelor monitorizării conduce la realizarea obiectivelor și atunci se continuă monitorizarea şi activitatea până la realizarea acestora;

- Obiectivele nu sunt atinse, atunci se va revizui activitatea din amplasamentul şi planul de monitorizare.

Procesul de monitorizare se aplică în mod normal zonelor contaminate cu suprafețe mari. Pentru a putea propune măsuri de management/remediere zonelor studiate s-a ales utilizarea Matricei de selectare a unei tehnologii adecvate pentru o zonă contaminată, adaptată după Li (Li, 2008). Aceasta a fost adaptată pentru fiecare studiu de caz.

Utilizarea MATRICEI de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru zonele contaminate din Municipiul București

În cazul de față, colectarea probelor de sol a avut loc punctual, în diferite zone din orașul București, suprafețele exacte afectate de acești contaminanți nu se cunosc. În urma datelor prezentate mai sus, se observă că zonele rezidențiale și recreaționale nu înregistrază risc asupra sănătății umane datorat compușilor bifenili, de aceea tehnologiile de remediere sunt aplicate doar solurilor cu utilizare agricolă determinate ca fiind contaminate. În zonele cu utilizare agricolă, situate la periferia municipiului București, s-a determinat un risc prin contact dermal și prin consum de legume. Zonele afectate mai puternic (risc moderat) sunt Fundeni (P8) și Giulești Sârbi (P44), aici gospodăria particulară de unde s-au luat probele aflându-se lângă o imensă groapă de gunoi. Risc moderat s-a înregistrat în grădinile particulare de la Cățelu 2 (P2), Pantelimon 1 (P5), Pantelimon 2 (P6), Dudu (P37) și Roșu (P38). Conform cercetărilor efectuate, în aceste grădini, compușii bifenili policlorurați (Tabelul 7.3) depășesc limita pragului de alertă pentru folosințe sensibile. Datorită faptului că aceste soluri prezintă risc asupra sănătății oamenilor, risc prin contact dermal și prin cultivarea și ingerarea de legume, o soluție rapidă de remediere ar fi interzicerea utilizatorilor de a-și cultiva terenul. Am considerat o suprafață de 7000 m2, corespunzătoare celor șapte gospodării afectate de acești poluanți. Conform statisticilor locale – din punct de vedere geologic - Bucureștiul, se află așezat sectorului valah al Platformei Moesice. Profilul de sol analizat, de sus în jos, cuprinde sol cultivat, lut mediu, nisip lut (Tabelul 6.1). Am aplicat matricea de selectare a tehnologiilor pentru incinerare, fitoremediere, excavarea și depozitarea controlată a terenului. Incinerarea presupune tratarea poluanţilor organici persistenţi din sol la temperaturi, mai mari de 500oC în prezenţa oxigenului. Metoda, în cazul de față, presupune excavarea și transportul solului contaminat din șapte locații diferite ale Municipiului București, până la la locul de remediere cel mai apropiat, Setcar Brăila. Acest lucru este greu de realizat datorită spațiului mic din curțile oamenilor și a traficului greu din orașul București. Scorul de incinerare a fost cel mai scăzut în ceea ce privește reducerea impacturilor asupra sănătății și mediului, precum și pentru sprijin financiar. Incinerarea fost exclusă.


156

Deși excavarea și depozitarea sanitară avea un bun potențial prezentat din cauza costurilor și timpului eficient a fost de asemenea exclusă deoarece nu există nici un depozit adecvat și prezintă siguranță redusă asupra mediului.

Fitoremedierea utilizează vegetaţia, enzimele derivate din vegetaţie, şi alte procese complexe, pentru a izola, distruge, transporta şi îndepărta poluanţii organici din solurile contaminate. Această metodă se bazează pe energia solară, astfel nu necesită cost cu energia, solurile pe care se va plantata vegetaţie vor fi atractive din punct de vedere estetic – un lucru benefic pentru curțile oamenilor, previne scurgerea şi eroziunea solului. De vreme ce fitoremedierea se bazează în principal pe contactul substanţelor contaminante cu rădăcinile plantelor, curăţarea are loc doar până la nivelul la care ajung rădăcinile, lucru convenabil în cazul dat, deoarece concentrațiile contaminanților în zonele studiate scad pe adâncime.

Din aceste puncte de vedere fitoremedierea a fost propusă ca fiind soluția potrivită pentru aceste terenuri contaminate.

Utilizarea MATRICEI de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru zonele contaminate din Municipiul Ploiești

Și în cazul orașului Ploiești, colectarea probelor de sol a avut loc punctual, în diferite zone suprafețele afectate de acești contaminanți fiind necunoscute. În urma datelor prezentate observăm că în zonele rezidențiale și recreaționale nu se înregistrază risc asupra sănătății umane datorat compușilor bifenili. În zonele cu utilizare industrială riscul este de avertizare, mai mare de 10-6, gradul de încărcare cu compuși bifenili fiind aici mai ridicat (10,16,18-Petrotel-Lukoil şi 4-Dero). Profilul de sol analizat, de sus în jos, cuprinde sol industrial, lut nisipos mijlociu, nisip lut (Tabelul 6.3). Potențialele tehnologiilor evaluate în matricea de selectare includ desorbția termică, fitoremedierea și bioremedierea. Biodegradarea PCB-urilor este dificil de realizat, reabilitarea unui amplasament industrial contaminat cu PCB prin tehnologii de fitoremediere și bioremediere ar necesită un timp considerabil.

Fitoremedierea utilizează vegetaţia, enzimele derivate din vegetaţie, şi alte procese complexe, pentru a izola, distruge, transporta şi îndepărta poluanţii organici din solurile contaminate. Este nevoie de o perioadă mare de timp pentru remediere din cauza timpului de care au nevoie plantele pentru a creşte.

Bioremedierea se referă la utilizarea microorganismelor pentru a descompune substanţele contaminante organice complexe în compuşi mai simpli. Tehnologia presupune intensificarea proceselor naturale de biodegradare prin adăugarea de nutrienţi şi oxigen. Bioremedierea in situ este adesea utilizată în asociere cu sistemele tradiţionale de pompare şi tratare şi de irigare cu ape de suprafaţă, în care apa tratată este ameliorată, după cum se cere, pentru a stimula activitatea microbiană. Este apoi reinjectată în zona de contaminare. Bioremedierea este un proces mai lent decât multe alte tehnologii şi necesită monitorizare frecventă.


157

Desorbţia termică este o tehnologie de tratament ex situ care utilizează căldura directă sau indirectă. Majoritatea tehnologiilor termice de tratament presupun un proces în doi paşi. În pasul 1, căldura se aplică unui sol sau sediment contaminat pentru a vaporiza contaminanţii într-un curent de gaz. În pasul 2, curentul de gaz din pasul 1 este adunat, condensat sau distrus. Desorbţia termică poate trata solul contaminat cu compuși PCB la temperaturi ridicate, contaminanţii organici fiind separaţi de mediu într-un flux de gaze reziduale în care vaporii sunt trataţi direct sau condensaţi înainte de tratare, volumul total de material care necesită tratament ulterior fiind mic în comparaţie cu volumul mediului contaminat. Această metodă necesită excavarea şi transportul mediului contaminat. Desorbția termică a acestor terenuri contaminate poate fi realizată tot la Setcar Brăila. Metoda poate prezenta prezenta limitări datorită faptului că solul contaminat este argilos. Deși desorbția termică este un pic mai scumpă decât fitoremedierea și bioremedierea, aceasta este relativ eficace pentru tratarea solurilor contaminate cu PCB și ar lua mai puțin timp decât celelalte două metode. Prin urmare, desorbție termică a fost selectată ca tehnologie de tratare finală.

Utilizarea MATRICEI de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru zonele contaminate din cadrul Combinatului SA.Oltchim SC. Râmnicu Vâlcea

Combinatul Oltchim este situat în partea de sud a orașului Râmnicu Vâlcea, pe partea dreaptă a râului Olt, pe o terasă care domină lunca la 7-8 m înălţime. Condiţiile litologice puse în evidenţă pe în zona platformei industriale se caracterizează prin: (Iancu, 2008):

- la suprafaţă, sol vegetal sau umplutură până la adâncimi de 0 - 3,80 m; - argilă sau argilă prăfoasă până la adâncimi de 1,10 - 5,60 m, care constituie tavanul

stratului acvifer; - pietriş şi bolovăniş în masă de nisipuri medii şi grosiere până la adâncimi de 12 -14 m; - argilă prăfoasă la adâncimi de 19 m.

Condițiile meteorologice nu sunt favorabile pentru dispersarea substanțelor nocive. Solul analizat din cadrul platformei industriale prezintă o poluare semnificativă cu izomeri HCH pe toate cele trei adâncimi de prelevare, concentrațiile acestora depășind pragul de alertă pentru folosințe sensibile (0,12 mg/kg) (Tabelul 7.15).

Concentrațiile determinate pentru HCH Total trec de pragul de alertă pentru tipuri de folosințe mai puțin sensibile (0,75 mg/kg), constatându-se o creștere a izomerilor în adâncime. Riscul înregistrat cu ajutorul softului SADA pentru expunerea lucrătorilor este de 10-6 Spațiul pentru depozitarea reziduurilor, aferent Oltchim Râmnicu Vâlcea are o suprafață de 14,9 ha, din care batalul de reziduri periculoase propriu-zis, împreună cu drumurile de contur ocupă cca. 5,6 ha Matricea de selectare pentru a luat în considerare atât cerințele diferitelor tehnologii cât și nivelul de dezvoltare economică pentru o decontaminare a solurilor poluate. S-au considerat următoarele tehnologii de remediere: incinerare și stocarea sanitară controlată.


158

Incinerarea a fost exclusă din cauza suprafeței mari de excavare și a transportului pe distanțe lungi. După eliminarea acestei opțiuni, stocarea controlată a fost selectată ca fiind tratamentul cel mai adecvat pentru acestă zonă, lucru care deja se întâmplă.

Tabelul 8.15. Sistemul de gradare pentru matricea de selectare

Codul de apreciere Explicaţie

1 - scăzut Grad scăzut de intensitate sau neobligatoriu: în cost, impact negativ sau muncă calificată

2 - mediu Grad mediu de intensitate: în cost, impact negativ sau muncă calificată

3 - înalt Grad înalt de intensitate sau necesitate: în cost, impact negativ sau muncă calificată

Este important să nu uităm că evaluările se bazează pe informaţiile disponibile, dintre care unele pot fi incomplete sau parţial imprecise. Considerentele luate în calcul sunt :

1) Considerente tehnice a. Cerinţe specifice zonei contaminate:

- dependenţa temperaturii solului; - dimensiunea particulei; - spaţiul disponibil; - apropierea de populaţiei sau de zone sensibile.

b. Cerinte legate de resurse: - pre-tratament; - putere/energie/combustibil; - cantitatea şi calitatea apei şi variatiile sezoniere; - substanţe chimice; - monitorizare; - munca calificată; - transport: drumuri, căi ferate, canale, etc.; - tratamentul gazelor reziduale; - post tratament; - excavare.

2) Considerente legate de mediu şi sănătate - sănătatea şi siguranţa muncitorului; - impactul asupra mediului local.

3) Considerente financiare - costuri înainte de tratament; - costuri legate de muncă; - costuri de monitorizare; - costuri de energie/combustibil;


159

- costuri cu echipamentul; - costuri de operare şi menţinere; - costuri de depozitare; - costuri de transport; - costuri cu apa; - costuri cu certificarea; - costuri post-tratament.

Lecții învățate din aplicarea matricei de selectare a tehnologiilor de remediere a solurilor contaminate cu poluanți organici persistenți

Exercitarea aplicării matricei de selectare pe cele trei studii de caz întreprinse a dezvăluit atât punctele forte ale matricei în forma sa actuală, cât și soluții de îmbunătățire:

- prin aplicarea acesteia pe solurile contaminate cu poluanți organici persistenți rezultă o economie de muncă, un rezultat rapid și o gestionare bună în procesul de luare al deciziilor;

- un lucru recomandat, ar fi adăugarea de factori suplimentari matricei. De exemplu, timpul de remediere este un factor important în cazul zonelor contaminate aflate în centrele orașelor, viitoarea utilizare a terenurilor ar fi alt factor de inclus în matrice ;

- deși matricea cuprinde în prezent o gamă largă de tehnologii de remediere, ea nu include toate tehnologiile disponibile, astfel ar putea fi benefică o extindere a listei.


160

Tabelul 8.16. Matrice de selectare a unei tehnologii adecvate de remediere pentru zonele contaminate

BUCUREȘTI PLOIEȘTI OLTCHIM

Incinerare Fitoreme

diere Stocare

Bioreme diere

Fitoreme diere

Desorbție termică

Incinerare Stocare


Ex 99,99

140-360

In N/A

147-626

Ex N/A 150

Ex 60-80% 55-360

In N/A

147-626

Ex/In 93-99,8 350-700

Ex 99,99

140-360

Ex N/A 150

Considerente tehnice Specifice zonei dependența de temp. zonei 1 2 1 3 2 2 1 1 dimensiunea particulei 2 2 1 3 2 3 2 1 spațiul disponibil 3 2 2 3 2 1 1 3 spațiul apropiat 2 2 3 2 2 2 2 3 Cerințe de resurse pre-tratament 2 1 1 1 1 1 2 1 energie 3 1 1 1 1 1 3 1 apă 1 2 1 2 2 1 1 1 subst.chimice 1 1 1 1 1 1 1 1 monitorizare 3 1 2 1 1 2 3 2 munca calificată 2 2 1 1 1 2 3 1 transport 1 1 3 1 1 1 3 3 tratament gaz rezidual 2 1 1 1 1 2 2 1 post-tratament 1 2 1 2 2 1 1 1 excavare 2 1 1 1 1 2 3 1 Considerente de mediu și sănătate impact asupra mediului 2 1 2 1 1 1 3 3 sănătatea și siguranța muncitorului 3 1 3 1 1 1 3 3 Considerente financiare cost pre-tratament 1 1 2 1 1 3 1 2 cost legat de muncă 1 2 1 2 3 2 2 1 cost monitorizare 2 2 1 2 2 3 2 1 cost de energie 3 1 1 1 1 2 3 1 cost cu echipamente 3 1 1 1 1 2 3 1


161

BUCUREȘTI PLOIEȘTI OLTCHIM

Incinerare Fitoreme

diere Stocare

Bioreme diere

Fitoreme diere

Desorbție termică

Incinerare Stocare


Ex 99,99

140-360

In N/A

147-626

Ex N/A 150

Ex 60-80% 55-360

In N/A

147-626

Ex/In 93-99,8 350-700

Ex 99,99

140-360

Ex N/A 150

cost de operare/menținere 2 2 1 2 2 2 2 1 cost depozitare 1 1 3 2 1 1 1 3 cost transport 1 1 3 1 1 1 1 3 cost cu apa 1 2 1 3 2 1 1 1 cost cu certificarea 2 2 1 1 1 1 2 1 cost post-tratament 1 2 2 1 1 1 1 2

TOTAL 49 39 41 42 41 43 53 44


162

CAPITOLUL 9. Concluzii, contribuții și perspective

9.1. Concluzii

În teza de doctorat este vorba despre o clasă de poluanți, numită "poluanți organici persistenți" sau "POP." Aceștia sunt poluanți chimici toxici care contaminează mediul în toate regiunile lumii, se acumulează în țesuturile organismului animalelor și oamenilor, determină boli și perturbă ecosistemelor. În 2001, un tratat internațional numit Convenția de la Stockholm privind Poluanții Organici Persistenți a fost adoptat de guvernele lumii pentru a proteja sănătatea umană și mediul de aceștia. Plecând de la această premisă, se estimează că și la noi în țară există soluri contaminate cu poluanți organici persistenți, doar o mică parte beneficiind de acțiuni de cercetare și evaluare a riscului asupra sănătății umane. Lucrarea abordează aspecte relevante privind politicile și reglementările internaționale ale poluanților organici persistenți. Convențiile internaționale care reglementează controlul utilizării substanţelor chimice periculoase, considerate poluanţi organici persistenţi (POP), reducerea emisiilor şi eliminarea acestor substanţe sunt: Convenţia de la Basel (privind controlul transportării transfrontaliere a deşeurilor periculoase şi eliminării acestora), Convenţia de la Stockholm (controlează scoaterea din uz a poluanţilor organici persistenţi la scară mondială) și Convenţia de la Rotterdam (reglementează comerţul cu pesticide şi alte substanţe chimice periculoase).

La începutul lucrării se face o evaluare a poluanţilor organici persistenţi pe plan internaţional. Pesticidele aldrin, dieldrin, endrin, clordan, DDT, heptaclor, chlordecone, mirex, şi toxafen au fost în mare parte produse şi utilizate ca insecticide în agricultură în anii 1950 şi 1960. Aceste substanţe au fost utilizate pe scară largă în Uniunea Europeană existând încă stocuri învechite. DDT-ul este acceptat pentru controlul bolilor vectoare în state precum: Botswana, China, Etiopia și alte state. PCB-urile sunt recunoscute ca fiind reprezentanţii-chei ai "industriei" poluanţilor organici persistenţi. Cele mai noi date disponibile privind producția totală de PCB-uri arată o producție totală globală de aproximativ 1,3 milioane tone între anii 1930 – 1993. Se estimează că aproximativ 48% din PCB-uri au fost utilizate în uleiuri de transformatoare, circa 21% pentru capacitoare mici, aproximativ 10% în sisteme închise și 21% pentru sistemele deschise. PCDD/PCDF sunt produse secundare involuntare ale unor procese de ardere diferite în care clorul este prezent. Emisiile atmosferice de γ-HCH sunt în principal un rezultat al utilizării de lindan ca insecticide. Lindanul nu a fost fabricat sau utilizat mult timp în UE, dar este încă folosit ca produs farmaceutic pentru combaterea păduchilor şi scabiei în ţări precum China şi America de Nord. Ca țară semnatară a Convenției de la Stockholm, România tratează POP ca un domeniu prioritar printre principalele probleme de mediu ale ţării, elaborând Planul Naţional


163

de Implementare (PNI) și acţionând responsabil în vederea îndeplinirii obligaţiilor care îi revin, în cadrul Convenţiei. Legislaţia naţională în domeniu cuprinde o serie de acte și normative, printre care amintim: Legea nr. 261/2004 pentru ratificarea Convenţiei privind poluanţii organici persistenţi, adoptată la Stockholm la 22 mai 2001; Legea nr. 91/2003 pentru aderarea României la Convenţia privind procedura de consimţământ prealabil în cunoştinţă de cauză, aplicabilă anumitor produşi chimici periculoşi şi pesticide care fac obiectul comerţului internaţional, adoptată la Rotterdam la 10 septembrie 1998; Legea nr. 6/1991 pentru aderarea României la Convenţia de la Basel privind controlul transportului peste frontiere al deşeurilor periculoase şi al eliminării acestora; Legea nr. 8/1991 pentru ratificarea Convenţiei asupra poluării atmosferice transfrontiere pe distanţe lungi, încheiată la Geneva la 13 noiembrie 1979; Legea nr. 271/2003 pentru ratificarea protocoalelor Convenţiei asupra poluării atmosferice transfrontiere pe distanţe lungi, încheiată la Geneva la 13 noiembrie 1979, adoptate la Aarhus la 24 iunie 1998 şi la Gothenburg la 1 decembrie 1999; A fost analizată situaţia existentă la nivelul României privind POP, prezentând inventarul acestor contaminanți pe baza rapoartelor agenţiilor pentru protecţia mediului, concluzionându-se că cele mai multe din aceste substanțe au fost utilizate pe scară largă și există în prezent stocuri depozitate sau lăsate libere. Principalul scop al realizării unui inventar este acela de a determina prezența poluanților organici persistenți într-o anumita zonă sau chiar la nivel național. Cu aceste date de bază, se poate face o estimare a existenței acestora, dezvoltând acțiuni de management a riscului. Lucrarea tratează aspecte legate de identificarea și caracterizarea individuală a POP, prezintă caracteristicile chimice și toxicologice, precum și efectele pe care le au asupra oamenilor. Poluanții organici persistenți, recunoscuți ca fiind o problemă de risc pentru oameni și mediu, reprezintă un fenomen relativ recent, care a ajuns târziu în atenţia publicului şi a opiniei politice (1960-1970). Conform Convenţiei de la Stockholm, Poluanţii Organici Persistenţi (POP) sunt substanţe chimice care rămân intacte în mediu perioade îndelungate, toxice pentru oameni şi organismele sălbatice, se acumulează în ţesuturile grase, sunt volatile şi au o circulaţie globală prin atmosferă şi apele mărilor şi oceanelor. Un aspect unic al poluanţilor organici persistenţi îl reprezintă pătrunderea lor într-un segment al lanţului trofic, având posibilitatea de a trece de la mamă la copil prin placentă şi laptele matern.

Aceste substanțe sunt fie produse intenţionat, cum sunt pesticidele, fie produse şi eliberate neintenţionat ca rezultat al activităţilor umane sau produse intenţionat şi utilizate pentru controlul vectorilor de propagare a bolilor, de exemplu pentru controlul malariei (DDT).

Prezența unor poluanți organici persistenți va fi aproape întotdeauna semnalată dacă se analizează țesuturi sau mostre de mediu. La fel ca în cazul multor poluanți din mediu, este foarte dificil de stabilit cauzalitatea bolilor care poate fi direct atribuită expunerii la un anumit poluant organic persistent sau la un grup de astfel de poluanți. Această dificultate este subliniată mai bine de faptul că poluanții organici persistenți există rar sub formă de compuși unici, iar studiile individuale de teren sunt adesea insuficiente pentru a asigura o evidență obligatorie a cauzei și efectului acestora. Totuși este clar că acești poluanți organici persistenți


164

se vor acumula, vor persista și se pot bioconcentra și astfel, ar putea atinge concentrații toxicologice relevante chiar dacă expunerea poate părea limitată. Poluanții organici persistenți sunt bine cunoscuți pentru efectele lor adverse asupra persoanelor și populațiilor umane. Proporția efectelor depinde de gradul, timpul și durata expunerii. Cel mai mare risc de pe urma efectelor expunerii crescute la poluanți organici persistenți îl prezintă fetușii în dezvoltare (e.g. întârzierea creșterii, dezvotaree neurologică defectuoasă), copiii (e.g. boli cardio-vasculare, afectarea sistemului imunitar, afecțiuni metabolice, afecțiuni neuro-comportamentale) și femeile la vârsta fertilității (e.g., efecte asupra sistemului endocrin și reproducător). Date recente sugerează că persoanele învârstă care au fost expuse pe tot parcursul vieții la astfel de poluanți pot de asemenea fi vulnerabile la bolile cornice cu debut întârziat (e.g. boli cardio-vasculare, afecțiuni metabolice inclusiv diabet și disfuncții tiroidiene, afecțiuni ale oaselor și cancer). În ceea ce privește evoluția poluanților organici persistenți în mediu s-au studiat sorbția, degradarea, mobolitatea și transportul acestora în sol. Se poate concluziona că:

- starea și comportamentul unui produs chimic organic depind în principal de trei procese de bază: retenție, degradare și transport;

- direcția și ritmul acestor procese depind de natura chimică a contaminantului, de proprietățile fizice, chimice, biologice și hidrauluice ale solului;

- sorbția este cel mai puternic mecanism de interacțiune dintre poluant și un corp solid; - degradarea este fundamentală pentru atenuarea poluanților organici persistenți, dar din

păcate timpul lor de înjumătățire în sol este de la câțiva ani la zeci de ani; - mobilitatea poluanților în sol este scăzută și strâns legată de sorbția de către

componentele solului, aceștia fiind puternic reținuți în sol. Teza de doctorat încearcă să răspundă la problema managementului poluanților

organici persistenți, abordând pas cu pas dezvoltarea strategiilor de management. Managementul şi remedierea cu succes a unui sol contaminat cu poluanţi organici persistenti depinde de disponibilitatea informaţiilor suficiente legate de solul poluat pentru a evalua măsurile necesare de remediere. Obţinerea de date suficiente în legătură cu caracteristicile unui sol contaminat reprezintă o componentă hotărâtoare pentru succes. Factorii principali în stabilirea tehnicilor BAT sunt: sutenabilitatea mediului, viabilitatea tehnică, viabilitatea economic și disponibilitatea resurselor. Se abordează un sistem matrice de selectare care ia aceşti factori principali în considerare atunci când se selectează tehnicile BAT/BEP. Această matrice reprezintă un instrument valoros pentru stabilirea tehnolgiilor potrivite pentru managementul solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi. Dintre tehnologiile de remediere analizate privind solurilor contaminate cu poluanţi organici persistenţi, incinerarea, bioremedierea, extracţia prin dizolvare, vitrificarea, reducţia chimică în fază gazoasă, piroliza şi dehalogenarea mecanico-chimică (MCDTM) sunt tehnologii stabilite. Fitoremedierea este o tehnologie nou aparută. Multe dintre aceste tehnologii de remediere a poluanţilor organici persistenţi reprezintă proprietăţi şi sunt protejate de către certificate de patentare, de unde rezultă că adoptarea lor poate fi costisitoare şi este posibil să nu fie disponibilă. În ultimele decenii, incinerarea, desorbţia termică şi bioremedierea au fost principalele tehnologii utilizate.


165

Se poate concluziona că managementul/remedierea solurilor contaminate cu POP trebuie abordată prin prisma celor mai bune tehnici disponibile (BAT) și cele mai bune practici de mediu (BEP).

A fost abordat conceptul de integrare a evaluării riscului în managementul solurilor contaminate cu acești poluanți, bazată pe modelul conceptual al amplasamentului și legăturile dintre sursele de contaminare și receptori, precum și utilizarea sistemelor de suport a deciziei, pentru a facilita luarea deciziilor de remediere. Managerii de proiect, proprietarii de site-uri, consultanții de mediu, utilizează sistemele de suport a deciziei într-o varietate de moduri cu scopul de a sprijini activitățile lor, cum sunt evaluarea și reabilitarea unor zone, gestionarea datelor și vizualizare.

Analiză Spaţială şi Asistenţă în luarea Deciziei - Spatial Analysis and Decision Assistance (SADA) este un sistem de suport al deciziei care încorporează instrumente din domeniul evaluării de mediu într-un mod eficient de rezolvare a problemelor. SADA este finanțat de Agenția pentru Protecția Mediului din Statele Unite ale Americii și Comisia pentru Reglementare Nucleară a Statele Unite a Americii (NRC). Acesta a fost dezvoltat în cadrul Institutului pentru Modelarea Mediului de la Universitatea din Tennessee, Knoxville și include instrumente integrate pentru vizualizare, analiză geospațială, analize statistice, evaluarea riscurilor pentru sănătatea umană, evaluarea riscului ecologic, costuri/beneficii într-un proces decizional eficient. SADA oferă un modul complet de evaluare a riscului pentru sănătatea umană. Modelele de risc sunt preluate din Ghidul de evaluare a riscului pentru Superfund al USEPA (USEPA’s Risk Assessment Guidance for Superfund) și alte ghiduri în materie, putând fi modificate conform condiţiilor de expunere specifice zonei analizate. Parametrii de expunere pot fi individualizați pentru a se mula condițiilor specifice. Rezultatul riscului asupra sănătății umane cuprinde calculul obiectivelor preliminare de remediere specifice locului pentru identificarea contaminanților de interes, modelarea expunerii pentru oameni în cazul a cinci scenarii diferite de utilizare a terenului, informații legate de valorile toxicității din bazele de date ale IRIS/HEAST, și parametrii EPA standard de expunere pentru modelele de risc. Rezultatele legate de risc cuprind zonele identificate, calcule ale riscului în puncte spațiale și hărți ale rezultatelor riscului care pot fi utilizate pentru identificarea zonelor de interes bazate pe sănătatea umană.

În cadrul programului SADA se regăsesc cinci scenarii de folosință a terenului și anume: utilizare industrială, rezidenţială, recreaţională, excavaţii şi expuneri agricole. Scopul evaluării scenariilor de utilizare a terenurilor, ca şi parte a evaluării riscului, este de a stabili dacă sunt necesare acţiuni de remediere pentru diverse utilizări ale terenurilor, determinând dacă riscul cumulat al indicelui hazardului din zona surselor ar putea să depăşească nivelele acceptabile. Concentraţiile actuale ale contaminanţilor sunt utilizate pentru evaluarea expunerilor. Acest lucru reprezintă o expunere maximă la contaminanţii din zonă şi va fi utilizat pentru a defini riscurile potenţiale pentru sănătatea umană care pot exista în cazul acestor scenariile de utilizare a terenurilor. Contactul uman cu poluanții din sol poate avea loc prin intermediul a trei rute directe de expunere: ingestie accidentală, contact dermal sau inhalare de sol-derivat particule (praf) sau substanțe chimice volatile de la sol.


166

Ţinând cont de activitatea industrială din unele oraşe ale României, precum și de dezvoltarea agricolă din jurul acestora, obiectivul principal al tezei este de a determina gradul de încărcare al solurilor din municipiile Bucureşti și Ploieşti şi din cadrul Combinatului SC Oltchim SA Râmnicu Vâlcea cu insecticide organoclorurate şi compuşi bifenili policloruraţi. Probele au fost recoltate pe adâncimi de 0-10 cm şi 10-20 cm, în perioada mai – octombrie 2012, conform metodologiei standard. Eşantioanele de sol au fost colectate în pungi din plastic, evitându-se formarea de spaţii cu aer la suprafaţa probei şi modificarea proprietăţilor fizice şi chimice ale acestora. Recoltarea probelor s-a executa cu sonda manuală. Toate probele de sol au fost etichetate şi înregistrate într-un formular.

Harta cu locaţia punctelor de prelevare a fost realizată cu Software-ul ArcGis (versiunea 9.3).

Pentru Municipiul București am prelevat 42 eșantioane de sol provenite din grădini şi parcuri, din perimetrul stradal şi din grădinile de legume. Probele luate în studiu, 27 recoltate din Municipiul Ploiești, provin din zone recreaționale, din zona industrială a oraşului şi din arealul stradal. În cadrul Combinatului S.C. Oltchim S.A. Râmnicu Vâlcea, probele au fost recoltate de pe adâncimea 0-10 cm, 10-20 cm și 20-30 cm din trei zone: 1- zona Pesticide, 2- zona HCH-Lindan și 3- zona Batalului de Reziduuri Organice.

Solul a fost uscat în etuvă timp de 8 ore la temperatura de 105o C, apoi a fost mojarat şi trecut prin sita cu latura ochiului de 2 mm. Toate calculele se raportează la masă uscată. Determinarea caracteristicilor fizice și chimice s-a realizat conform normativelor în vigoare în cadrul Institutului Naţional de Cercetare-Dezvoltare pentru Pedologie, Agrochimie şi Protecţia Mediului – ICPA Bucureşti.

Pe probele de sol recoltate s-au urmărit: - Determinarea fracţiunilor granulometrice; - Determinarea pH-ului; - Determinarea humusului - Determinarea azotului total; - Determinarea fosforului; - Determinarea potasiului;

Determinarea carbonaţilor. Extracţia şi purificarea insecticidelor organoclorurate şi a PCB-urilor din probele de

sol s-a realizat în cadrul aceluiași institut ICPA Bucureşti după metoda EPA. Metoda gaz-cromatografică folosită a fost validată în laboratorul în care au fost

executate analizele, prin determinarea parametrilor de performanță. În probele analizate s-au urmărit conţinuturile acelor compuşi PCB consideraţi ca

fiind cei mai frecvent întâlniţi în mediu (Jones, și alții, 1991) şi anume cei cu numere IUPAC:

� PCB 28 - 2.4.4' - triclorobifenil; � PCB 52 - 2.2'5.5' - tetraclorobifenil; � PCB 101 - 2.2'4.5.5' - pentaclorobifenil; � PCB 138 - 2.2'3.4.4'5' - hexaclorobifenil; � PCB 153 - 2.2'.4.4'5.5' - hexaclorobifenil; � PCB 180 - 2.2'3.4.4'.5.5' – heptaclorobifenil.


167

Insecticidele organoclorurate sunt recunoscute ca fiind cele mai persistente pesticide aflate în mediu. În solurile studiate sunt urmăriți următorii compuşi:

• pp'-diclor-difenil-triclor-etanul (pp'-DDT) şi op'-diclor-difenil-triclor-etanul (op'-DDT);

• diclor-difenil-diclor-etan cu cei doi izomeri (op'-DDD şi pp'-DDD); • diclor-difenil-diclor-etena (DDE); • alfa-hexaclorciclohexan (α-HCH);

• beta-hexaclorciclohexan (β-HCH);

• gama-hexaclorciclohexan (γ-HCH). În funcție de utilizarea terenurilor probele recoltate au fost împărțite în: soluri cu utilizare recreațională, soluri utilizate în agricultură, soluri rezidențiale (străzi și intersecții), soluri cu utilizare industrială. Valorile obținute au fost comparate cu “Valorile de referință pentru urme de elemente chimice în sol din Ordinul 756/1997”. Cercetările privind prezența compușilor bifenili în soluri au arătat că:

- în Municipiul Bucureşti toate probele de sol analizate sunt contaminate cu compuşi PCB înalt clorurați;

- cele mai poluate zone din capitală sunt cele situate în zonele cu trafic auto intens (Piaţa Rosetti, Piaţa Kisseleff, Doamna Ghica, Drumul Taberei unde este depăşit pragul de alertă pentru folosinţe sensibile), gradul de conținut de PCB în sol scăzând odată cu creștera distanței față de șosea;

- există concentrații ridicate de comuși bifenili în grădinile particulare din jurul Municipiului București;

- cercetările privind variaţia pe profil a acestor compuşi indică faptul că există profile de sol în care conţinuturile de compuşi PCB scad pe adâncime, dar şi profile unde conţinuturile sunt mai mari pe a doua adâncime a profilului de sol.

- solurile din Municipiul Ploieşti sunt puternic contaminate cu compuşi PCB, cele mai poluate aflându-se în zona industrială a oraşului (Petrotel - Lukoil, Feromail SA., Dero) şi în zonele cu trafic auto intens (Bulevardul Independenţei, Bariera Bucov și Gara de Sud).

Cercetările privind prezența în soluri a insecticidelor organoclorurate (DDT şi HCH) au arătat următoarele:

- atât în Municipiul București, cât și în Ploiești aceste insecticide organoclorurate se caracretizează prin conținuturi normale, în unele puncte de recoltare se observă o încărcare a probelor, dar fără a atinge pragul de alertă;

- în cazul Combinatului SC. Oltchim SA., unde s-a produs Lindan o bună perioadă de timp, solul analizat prezintă o poluare semnificativă cu izomeri HCH pe toate cele trei adâncimi de prelevare. Evaluarea riscului în cadrul zonele studiate pentru sănătatea umană s-a realizat

utilizând softul SADA, soft în care modelarea riscului este realizată conform Ghidului pentru evaluarea riscului rezidual din cadrul EPA și poate fi modelată să se potrivească condițiilor de expunere specifice amplasamentului.


168

SADA calculează riscul ca fiind doza zilnică cronică multiplicată cu parametrul pantă. Riscul este definit probabilitatea ca o persoană să se îmbolnăvească de cancer pe parcursul vieții. Riscul cauzat de substanţe necancerigene este dat de indicele de hazard, care este calculat ca fiind rata aportului rezultat în urma expunerii la doza de referinţă. Hazardul este proprietatea intrinsecă a unei substanţe periculoase cu potenţial de a induce efecte negative asupra sănătăţii populaţiei şi/sau mediului.

Pentru Municipiul București sunt relevante scenariile pentru utilizarea rezidenţială și recreaţională a terenului precum şi cele referitoare la agricultură (în unele zone din Municipiul București), pentru Municipiul Ploiești utilizările sunt rezidențială, recreațională și industrială, iar pentru Combinatul Oltchim Râmnicu Vălcea, utilizarea industrială este relevantă.

Căile de expunere pentru sol includ ingestia accidentală, inhalarea şi contactul dermal. Riscul pentru sănătate este considerat acceptabil atunci când doza zilnică medie a contaminantului inhalat, ingerat sau absorbit cutanat nu depăşeşte doza de referinţă, adică atunci când coeficientul de hazard este mai mic decât 1, în cazul substanţelor necancerigene. În cazul unei substanţe cancerigene, riscul nu trebuie să depăşească nivelul de risc acceptat de 1 x 10-6.

În urma evaluării riscului în studiile de caz se poate concluziona că: - în ciuda nivelului ridicat al concentrațiilor poluanților s-a constatat că nu există risc

asupra populației în zonele cu utilizare rezidențială și recreațională conform rezultatele obținute cu ajutorul softului SADA;

- concentrațiile poluanților organici persistenți ating pragul de alertă și chiar de intervenție în unele zone, dar utilizând softul SADA, riscul este de avertizare pentru utilizarea agricolă în Municipiul București și pentru utilizări industriale în Municipiul Ploiești și Combinatul Oltchim Râmnicu Vâlcea;

- în acest context, se poate afirma că valorile pragurilor de alertă și de intervenție din Ordinul nr. 756/1997 nu au fost determinate pe baza unei evaluări a riscului (respectiv prin utilizarea unor modele de expunere, parametrii toxicologici), nici ţinând seama de utilizarea terenului;

- pragul de alertă, conform Ordinului nr. 756/1997 reprezintă concentrații de poluanți în aer, apă, sol sau în emisii/evacuari, care au rolul de a avertiza autoritățile competente asupra unui impact potențial asupra mediului și care determină declanșarea unei monitorizari suplimentare și/sau reducerea concentrațiilor de poluanți din emisii/evacuări;

- pragul de intervenție, conform Ordinului nr. 756/1997 reprezintă concentrații de poluanți în aer, apă, sol sau în emisii/evacuări, la care autoritățile competente vor dispune executarea studiilor de evaluare a riscului și reducerea concentrațiilor de poluanți din emisii/evacuări;

- la valorile concentrațiilor determinate pe solurile analizate, conform OM nr. 756/1997, ar trebui realizate studii de evaluare a riscului – pentru pragul de intervenție, respectiv declanșarea unei monitorizări – pentru valorile înregistrate la pragul de alertă;

Principiul de bază care trebuie aplicat atunci când este vorba de tratarea solurilor contaminate este cel conform căruia reducerea riscurilor se va face prin aplicarea celor mai bune tehnici disponibile la un cost acceptabil din punct de vedere economic.


169

Managementul riscului cuprinde considerente economice și sociale și în aceasta fază se ia o decizie în legătură cu necesitatea administrării riscurilor. Monitorizare este importantă pentru că oferă posibilitatea evaluării modificărilor proprietăților fizice și chimice ale solurilor şi, în consecinţă, a pericolului asupra sănătăţii populaţiei. Rezultatele monitorizării sunt evaluate şi se determină dacă obiectivele activităţii din cadrul amplasamentului sunt realizate. Pentru a putea propune măsuri de management/remediere zonelor studiate s-a ales utilizarea Matricei de selectare a unei tehnologii adecvate pentru o zonă contaminată. Aceasta a fost adaptată pentru fiecare studiu de caz. Este important să nu uităm că evaluările se bazează pe informaţiile disponibile, dintre care unele pot fi incomplete sau parţial imprecise. Considerentele luate în calcul sunt: considerente tehnice (cerinţe specifice zonei contaminate, cerinte legate de resurse), considerente legate de mediu şi sănătate, considerente financiare. În cazul municipiului București tehnologiilor de remediere propuse au fost: incinerare, fitoremediere, excavarea și depozitarea controlată a terenului. În urma aplicării matricei fitoremedierea a fost propusă ca fiind soluția potrivită pentru aceste terenuri contaminate. Potențialele tehnologiilor evaluate în matricea de selectare pentru municipiul Ploiești includ desorbția termică, fitoremedierea și bioremedierea. În urma analizei matriceale, desorbția termică a fost selectată ca tehnologie de tratare finală. În cadrul Combinatului de la Oltchim s-au considerat următoarele tehnologii de remediere: incinerare și stocarea sanitară controlată. Incinerarea a fost exclusă din cauza suprafeței mari de excavare și a transportului pe distanțe lungi. După eliminarea acestei opțiuni, stocarea controlată a fost selectată ca fiind tratamentul cel mai adecvat pentru acestă zonă, lucru care deja se întâmplă.

9.2. Contribuții originale Pe baza cercetărilor efectuate în prezenta lucrare, se pot evidenţia următoarele contribuţii originale, şi anume:

- Elaborarea unei sinteze privind politicile, reglementările și evaluarea poluanților organici persistenți pe plan național și internațional;

- Analiza inventarului POP în România – semnatară a Convenției de la Stockholm; - Prezentarea detaliată a impactului pe care îl au contaminanții organici persistenți îi au

asupra mediului și sănătății oamenilor; - Descrierea și evaluarea proceselor de mediu în care sunt implicați poluanții organici

persistenți; - Aplicarea conceptului de management al solurilor contaminate cu poluanți organici

persistenți, bazat pe evaluarea riscului asupra sănătății umane;


170

- Cercetări privind prezența în solurile din Municipiile București și Ploiești a două grupe de poluanți organici persistenți – compușii bifenili (PCB) și insecticide organoclorurate (DDT și HCH);

- Cercetări privind prezența în solurile din cadrul Combinatului SC. Oltchim SA. Râmnicu Vâlcea a insecticidelor organoclorurate pe bază de HCH;

- Evaluarea riscului asupra sănătății umane în zonele cercetate utilizând un sistem suport de luare a deciziei – SADA;

- Studiu comparativ privind valorile obținute prin utilizarea SADA, cu metodologia EPA de determinare a riscului și cu legislația românească;

- Propunerea unor recomandări pentru efectuarea lucrărilor de remediere a terenurilor contaminate rezultate din evaluarea riscului, utilizând Matricea de luare a deciziilor propusă de (Li, 2008).

Aceste contribuţii au fost rezultatul colectării, sistematizării, prelucrării şi mai apoi, analizării şi interpretării unui vast material documentar, iar demersurile teoretice au fost corelate și validate cu studiul realităţii din teren, care au sprijinit identificarea soluţiilor propuse.

9.3. Direcții de cercetare pentru viitor Dacă luăm în considerare nivelul incipient de dezvoltare al acestui domeniu la nivel internaţional, şi mai ales naţional, considerăm că potenţialul dezvoltărilor viitoare este ridicat. Direcţiile de cercetare pentru viitor legate de evaluarea impactului poluanților organici persistenți asupra mediului și sănătății umane precum şi a măsurilor de management/remediere și monitorizare, se pot grupa astfel:

- Extinderea cercetărilor în zonele rurale și pe suprafețele agricole, unde, conform rezultatelor unor cercetători, concentrațiile de poluanți persistenți au valori mai mari decât cele din zonele urbane;

- Elaborarea unei metodologii de evaluare a riscului asupra sănătății umane și a mediului datorat acestor contaminanți; corelarea valorilor de risc cu valorie pragurilor din standardele românești;

- Analiza eficacităţii metodelor şi tehnicilor de remediere existente a solurilor contaminate cu acești poluanți;

- Realizarea unei metodologii de evaluare a riscului asupra mediului și sănătății umane datorat acestor contaminanți;

- Inventarierea periodică a agenților industriali care produc POP și realizarea de calculi de prognoză a riscului;

- Elaborarea de programe de calcul pentru evaluarea riscului pentru condițiile specifice ale României.


171

Bibliografie Agostini P. și Vega A. Decision Support Systems (DSSs) for contaminated land management—gaps and challenges [Periodic]. - New York : Decision Support Systems for Risk-Based Management of Contaminated Sites, 2009. - pg. 275–803. Alexander Biodegradation and bioremediation. [Carte]. - San Diego California : Academic Press Inc., 1999. - Vol. 2nd ed.. Allard A.S. și Neilson A.H. Bioremediation of Organic Waste Sites: A Critical Review of Microbiological Aspects. [Periodic]. - [s.l.] : International Biodeterioration & Biodegradation, 1997. - Vol. 39. - pg. 253-285. Alvarez Pedro J. J. și Illman Walter A. Bioremediation and Natural Attenuation-A Wiley-Interscience Series of Texts and Monographs [Periodic]. - [s.l.] : ENVIRONMENTAL SCIENCE AND TECHNOLOGY, 2006. Alveblom A.K., Rylander L., Johnell O., Hagmar L. Incidence of hospitalized osteoporotic fractures in cohorts with high dietarybintakevof persistent organochlorine [Periodic]. - [s.l.] : International Arhives ocupational and environmental Health, 2003. - Vol. 76(3). - pg. 246-248. Andreu V. și Pico, Y. Determination of pesticides and their degradation products in soil: critical review and comparison of methods. [Periodic]. - [s.l.] : Trends in Analytical Chemistry, 2004. - Vol. 23. ANPM Agenţia Naţională pentru Protecţia Mediului (ANPM) – “Starea mediului 2010”. [Periodic]. - 2010. Arias-Estevez M., Lopez-Periago, E., Martinez-Carballo, E.,Simal-Gandara, J., Mejuto, J.C. Review: The mobility and degradation of pesticides in soils and the pollution of groundwater resources. [Periodic]. - [s.l.] : Agriculture, Ecosystems and Environment, 2008. - Vol. 123. - pg. 247–260.. ASCE American Society of Civil Engineers -ASCE. Remediation Technologies for Soils and Groundwater. [Periodic]. - [s.l.] : A. Bhandarie, 2007. ATSDR [Periodic]. - Atlanta GA : Toxity Profiles. Agency for Toxic Substances and Diseases Registry, US Departament of Health and Human Services, 2010. - http/www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/index.asp. ATSDR 2. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. “Public Health Statement: PCBs.” [Interactiv] // http://atsdr1.atsdr.cdc.gov:8080/ToxProfiles/phs8821.html, Atlanta, Georgia, USA, 1989.. - 1989. ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). “ToxFAQs: Polychlorinated Biphenyls.” [Interactiv] // http://atsdr1.atsdr.cdc.gov:8080/tfacts17.html, Atlanta, Georgia, USA, 1997.. - 1997. Ayala-Luis K.B., Hansen P.B., Rasmussen L.H., Hansen H.C.B. Kinetics of Ptaquilosilide hydrolysis in aqueous solution. . [Periodic]. - [s.l.] : Environmental Toxicology and Chemistry, 2006. - Vol. 25. - pg. 2623–2629. Barriuso E., Baer, U., Calvet, R., E., Baer U. și Calvet R. Dissolved organic matter and sorption–desorption of dimefuron, atrazine and carbetamide by soils. [Periodic]. - [s.l.] : J. Environ. Qual., 1992. - Vol. 21. - pg. 359–367. Bedient P.B., Rifai, H.S., Newell, C.J. Prentice Hall PTR. [Periodic]. - Englewood Cliffs, New. Jersey. : Prentice Hall PTR, 1994. Bedient P.B., Rifai, H.S., Newell, C.J. Prentice Hall PTR. [Periodic]. - Englewood Cliffs, New. Jersey. : [s.n.], 1994. Beesoon Sanjay., Glenys, M., Mahiba Shoeib Isomer Profiles of Perfluorochemicals in Matched Maternal, Cord, and House Dust Samples: Manufacturing Sources and


172

Transplacental Transfer [Periodic]. - [s.l.] : Environ Health Perspect, 2011. - Vol. 119 (11). - pg. 1659–1664.. Benthe C., Polychlorinated biphenyls. Indoor air contamination due to thiokolrubber sealants in an office building. [Periodic]. - [s.l.] : Chemosphere, 1992. - Vol. 25(7-10). - pg. 1481-1486. Bica, I. – Groundwater and seepage – Lecture notes, Editura Matrix Rom, Bucureşti, 2000. Bica, I. – Poluarea stratelor acvifere – Tehnici de remediere, Editura H.G.A., Bucureşti, 1998. Bica, I., Dimache, Al., Iancu, I. – Concerning the Remediation Potential of Contaminated Soils and Aquifers, Simpozionul Mediu și Industria, Bucureşti, 2007. Bignert A. Temporal trends of organochlorines in Northern Europe, 19671995. Relation to global fractionation, leakage from sediments and international measures. [Periodic]. - [s.l.] : Environmental Pollution, 1998. - Vol. 99 (2). - pg. 177-198. Bonano E.J., Apostolakis G.E., Salter P.F., Ghassemi A., Jennings S Application of risk assessment and decision analysis to the evaluation, ranking and selection of environmental remediation alternatives [Periodic]. - [s.l.] : Journal of Hazardous Materials, 2000. - Vol. no. 71. - pg. 35–57. Bonefeld-Jorgensen E.C., Ayotte P. Toxic properties of POPs and related effects of concern for Arctic population [Periodic]. - Oalo, Norway : AMAP-Assessment Report: Arctic Pollution Issues, 2003. - pg. 57-74. Breivik K. Towards a global historical emission inventory for selected PCB congeners a mass balance approach: 1. Global production and consumption. [Journal] // The Science of The Total Environment. - 2002. - pp. 181-198. Breivik K. Towards a global historical emission inventory for selected PCB congeners A mass balance approach: 3. An update. [Journal]. - Science of The Total Environment : [s.n.], 2007. - Vols. 377 (2-3). - pp. 296-307. Breivik K. Towards a global historical emission inventory for selected PCB congeners. A mass balance approach:3, An update [Journal] // Science of the Total Environment. - 2007. - pp. 296-307. Breivik K. Primary sources of selected POPs: regional and global scale emission inventories. [Periodic]. - Environ Pollut : [s.n.], 2004. - Vol. 128 (1-2). - pg. 3-16. Bressler D.C., Gray, M.R. Transport and Reaction Processes in Bioremediation of Organic Contaminants. 1. Review of Bacterial Degradation and Transport. [Periodic]. - [s.l.] : The Berkeley Electronic Press, 2003. Cachada A. The variability of polychlorinated biphenyls levels in urban soils from five European cities. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Pollution, 2009. - Vol. 157(2). - pp. 511-518. Canaris G.J. The Colorado ryroid disease prevelance study. [Journal]. - [s.l.] : Archives of Internal Medicine, 2000. - Vol. 160(4). - pp. 526-534. CEC Commission for Environmental Cooperation (CEC), Status of PCB management in North America [Journal]. - Montreal, Canada : [s.n.], 1996. Chen Z., Huang G.H și Chakma A. Integrated environmental risk assessment through a GIS-based decision-support system [Journal]. - [s.l.] : Prepared for the ESRI 1998 user conference, 1998. Chenu C. și Stotzky G. Interactions between microorganisms and soil particles: An overview. [Journal]. - 2002. Convention Stockholm Matters for consideration or action by the Conference of the Parties: effectiveness evaluation UNEP/POPS/COP.4/30 Appendix I Quantities of POPs reported in national implementation plan inventories of 88 Parties to the Convention. [Journal]. - 2009. Coquet Y. Variation of pesticides sorption isotherm in soil at the catchment scale. [Journal]. - [s.l.] : Pest Manage. Sci., 2002. - Vol. 58. - pp. 69–78.


173

Cote S. Plasma organochlorine concentrations and bone ultrasound measurment: a cross-sectional study in peri-and pestmenopausal invit women from Greenland. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health, 2006. - pp. 5-23. Crinnion W.J. Environmental Medicine, Part. "Pesticides- Biologically Persistent and Ubiquitous Toxins". [Journal]. - [s.l.] : Altren Med. Rev. 5 , 2000. - Vol. 5. - pp. 432-447. Crinnion Environmental Medicine, Part. "Pesticides- Biologically Persistent and Ubiquitous Toxins". [Journal]. - [s.l.] : Altren Med. Rev, 2000. - Vol. 5. - pp. 432-447. De Voogt P. și Brinkman U. Halogenated biphenyls, terphenyls, naphtalenes, dibenzodioxins and related products [Journal] // Elsevier. - 1989. Dewailly E. și Weihe P. The effects of Arctic pollution on population health [Journal]. - Oslo, Norway : AMAP-Assessment Report: Arctic Pollution Issues, 2003. - pp. 99-105. Du S. Passive Air Sampling for Polychlorinated Biphenyls in the Philadelphia Metropolitan Area. [Journal]. - [s.l.] : Environ Sci Technol, 2009. - Vol. 43(5). - pp. 1287-1292. Eggleton J. și Thomas K.V. A review of factors affecting the release and bioavailability of contaminants during sediment disturbance events. [Journal]. - [s.l.] : Environment International, 2004. - Vol. 30. - pp. 973-980.. ENDS Research highlights PCB exposure from building sealants. [Report]. - [s.l.] : Environmental Data Services (ENDS) Report, 2002. - p. 6. EPA (United States Environmental Protection Agency, Guidelines for Developmental Toxicity Risk Assessment [Journal]. - [s.l.] : Federal Register, 1991. - http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=23162,. EPA Decision Support Tools – Development of a Screening Matrix for 20 Specific Software Tools [Journal].- 2005.- http://www.frtr.gov/decisionsupport/PDF/DST%20Matrix%20Report.pdf. EPA Region 9 Preliminary Remediation Goals [Journal]. - 2009. EPA Soil Screening Guidance: Technical Background Document, 2nd Edition, Office of Emergency and Remedial Response, U.S. Environmental Protection Agency [Journal]. - [s.l.] : Washington, DC 20460, 1996. EPA United States Environmental Protection Agency, Guidelines for Exposure Assessment. EPA600Z-92/001. Risk Assessment Forum. [Journal]. - Washington, DC. : U.S. Environmental Protection Agency, 1992. EPA United States Environmental Protection Agency, Risk assessment guidance for superfund, Human health evaluation manual. Final Report [Journal]. - Washington DC : EPA/540//1-89/002. Final Report, 1989. - Vol. vol1. EPA US United States Environmental Protection Agency Guiding Principles for Monte Carlo Analysis. Risk Assessment forum, U.S. Environmental Protection Agency [Journal]. - [s.l.] : Washington, DC 20460. EPA 630-R-97-001, 1997. EU Evalution of Persistent, Bioaccumulative and Toxic. European Commission, Joint Research Centre [Journal]. - [s.l.] : Institute for Health Consumer Protection, 2010. - http://ecb.jrc.ec.europa.eu/documentation/. Farhadian M. In situ bioremediation of monoaromatic pollutants in groundwater: A review. [Journal]. - [s.l.] : Bioresource Technology, 2007. Fiedler H. Global and local disposition of PCB. In: PCBs—recent advances in the environmental toxicology and health effects. [Journal] // University Press of Kentucky. - 2001. - pp. 11-15. Fiedler H. Polychlorinated Biphenyls (PCBs): Uses and Environmental Releases. [Journal]. - Bangkok, Thailand. : Subregional Awareness Raising Workshop on Persistent Organic Pollutants (POPs), 1997. Frick A., Zebarth B.J. și Szeto S.Y. Behaviour of the soil fumigant methylisothiocyanate in repacked soil columns. [Journal]. - [s.l.] : J. Environ. Qual., 1998. - Vol. 27. - pp. 1158– 1169.


174

Gao J.P. Sorption of pesticides in the sediment of the Teufelsweiher pond (Southern Germany). I: Equilibrium assessments, effect of organic carbon content and pH. [Journal]. - [s.l.] : Water Res., 1998. - Vol. 32. - pp. 1662–1672. Gasic B. Measuring and Modeling ShortTerm Variability of PCBs in Air and Characterization of Urban Source Strength in Zurich, Switzerland. [Journal]. - [s.l.] : Environ Sci Technol, 2009. - Vol. 43(3). - pp. 769-776. Gilman A. Public health and efects of contaminants [Journal]. - Oslo, Norway : AMAP-Assessment Report: Arctic Pollution Issues, 2009b. - pp. 143-190. Green T.R., Ahuja L.R. și Benjamin J.G. Advances and challenges in predicting agricultural management effects on soil hydraulic properties. [Journal]. - [s.l.] : Geoderma, 2003. - Vol. 116. - pp. 3–27. Guenz W.D. Pesticides in soil and water [Journal]. - Madison, Wisconsin USA : Soil Science Society of America, 1974. Guo L. Dependence of pesticide degradation on sorption: nonequilibrium model and application to soil reactors. [Journal]. - [s.l.] : Journal of Contaminant Hydrology , 2000. - Vol. 43. - pp. 45-62. Halsa ll. PCBs in U.K. Urban Air. [Journal]. - [s.l.] : Environ Sci Technol, 1995. - Vol. 29 (9). - pp. 2368-2376. Hansen J.C. Pollutin and human health [Journal]. - Oslo, Norway : AMAP-Assessment Report: Arctic Pollution Issues, 1998. - pp. 775-844. Harley K.G. PBDE concentrations in womens seru, qnd fecundqbility [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health Perspectives, 2010. - Vol. 118. - pp. 699-704. Health Canada Federal Contaminated Site Risk Assessment in Canada. Part I Guidance on Human Health Preliminary Quantitative Risk Assessment (PQRA). [Journal]. - 2004a. Health Canada Federal Contaminated Site Risk Assessment in Canada. Part II Health Canada Toxicological Reference Value (TRVs) [Journal]. - 2004b. - http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/pubs/contamsite/part-partie_ii/trvs-vtr-eng.php. Heinzow B. PCB and dioxinlike PCB in indoor air of public buildings contaminated with different PCB sources deriving toxicity equivalent concentrations from standard PCB congeners. [Journal]. - [s.l.] : Chemosphere, 2007. - Vol. 67(9). - pp. 1746-1753. Hood E. Toward a new understaning on aging [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health Perspectives, 2003. - Vol. 11. - pp. 756-759. http://ec.europa.eu/environment/dioxin/index.htm [Journal]. Huang P.M. și McKercher R.B. Components and particle-size fractions involved in atrazine adsorption by soils. [Journal]. - [s.l.] : Soil Sci., 1984. - Vol. 138. - pp. 20-24. Hulscher T.E.M. și G. Cornelissen Effect of temperature on sorption equilibrium and sorption kinetics of organic micropollutants––a review. [Journal]. - [s.l.] : Chemosphere, 1996. - Vol. 32. - pp. 609–629. Iancu Iulian Impactul poluanţilor fluizi asupra mediilor permeabile şi măsuri de reconstrucţie ecologică - Teză de doctorat [Journal]. - 2008. IARC Monography on the evolution of cancinogenity: An update of IARC Monography [Journal]. - [s.l.] : World Health Organization, International Agency for Research in Cancer, 1987. - Vols. 1-42, supl.7. IHPA International HCH & Pesticides Association and (MK) Milieukontakt Oosteuropa: Contribution to stakeholder Consultation on this document [Journal]. - 2006. IPCS Environmental Health Criteria. International Program Chemical Saftey. [Journal]. - [s.l.] : World Health Organization, 2010. - http://www.who.int/ipcs/assessment/en/. IPEP Proiectul Internaţional de Eliminare a POP - România - Raportul de Ţară privind Poluanţii Organici Persistenţi. Încurajarea Participării Active şi Efective a Societăţii Civile în [Journal]. - 2005. - www.ipen.org.


175

Jaromír Manhart [Journal]. - 2002. Jarvis N.J. Modelling water and solute transport in macroporous soils. I. Model description and sensitivity analysis. J. [Journal]. - [s.l.] : Soil Sci., 1991. - Vol. 42. - pp. 59–70. Jensen R.A. River Basin Modelling in the Czech Republic to optimize interventions necessary to meet the EU environmental standards. [Journal]. - Madrid : International Conference of Basin Organizations, 2002. Jones K.C., Burnett V. și Duarte-Davidson R. PCBs în the Environment [Journal]. - [s.l.] : Chemistry în Britain, 1991. José Morillo, José Usero și Abdelhamid Ouassini Natural attenuation of pesticide water contamination by using ecological adsorbents: Application for chlorinated pesticides included in European Water Framework Directive [Journal]. - [s.l.] : Journal of Hydrology, 2008. - Vol. 364. - pp. 175–181. Kahn P.C., Gochfeld M., Nygren M. Dioxins and dibenzofurans in blood and adipose tissue of Agent Orange-exposed Vietnam veterans and matched controls. [Journal]. - [s.l.] : JAMA2591661-7, 1998. Khadam I. și Kaluarachchi J.J. Applicability of risk-based management and the need for risk-based economic decision analysis at hazardous waste contaminated sites. [Journal]. - [s.l.] : Environment Internationa, 2003. - Vol. 29. - pp. 503-519. Khan F.I., Husain T. și Hejazi R. An overview and analysis of site remediation technologies. [Journal]. - [s.l.] : Journal of Environmental Management,, 2004. - Vol. 71. - pp. 95-122. Khan Pesticides in the soil environment. [Journal]. - [s.l.] : Elsevier scientific publishing company, 1980. Lahmer W. Multi-disciplinary approaches in River Basin Management – an example. Presentation at the International Conference on Water Observation and Information System for Decision Support [Journal]. - Ohrid, Macedonia : [s.n.], 2004. Landrigan P.J. Early environmental origins of neurodegenerative diesaes in later live [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health Perspectives, 2005. - Vol. 113(9). - pp. 1230-1233. Larsen B. și Bowardt S. Fifteenth International Symposium on Cappilarry Chromatography [Journal]. - Riva del Garda, Italy : [s.n.], 1993. Li K., Xing B. și Torello W.A. Effect of organic fertilizers derived dissolved organic matter on pesticide sorption and leaching. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Pollution, 2005. - Vol. 134. - pp. 187–194. Li L. Remediation Treatment Technologies: Reference Guide for Developing Countries Facing Persistent Organic Pollutants. [Journal]. - [s.l.] : UNIDO publication, 2008. Li Y.F. Gridded Canadian lindane usage inventories with 1/6 degrees x 1/4 degrees latitude and longitude resolution. Atmospheric Environment 38: p.1117 - 1121. [Journal]. - [s.l.] : Atmospheric Environment, 2004. - Vol. 38. - pp. 1117 - 1121.. Little J. D. Models and Managers: The Concept of a Decision Calculus. Management [Journal]. - 1970. Longnecker M.P. și Daniels J.L. Environmental contaminants as etiologic factors for diabetes [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health Perspectives, 2001. - Vol. 109(S6). - pp. 871-876. Loucks D. P. Developing and implementing decision support systems: a critique and a challenge. [Journal]. - [s.l.] : Water Resources Bulletin, 1995. - Vols. 31, NO.4. - pp. 571-582.. Malone R.W. Tillage effect on macroporosity and herbicide transport in percolate. [Journal]. - [s.l.] : Geoderma, 2003. - Vol. 116. - pp. 191– 215.


176

Martínez Vida J.L. și Cervantes Ocaña D Determination of metham and thiram in soils and vegetables grown in greenhouses. [Journal]. - [s.l.] : Int. J. Environ. Anal. Chem., 1994. - Vol. 56. - pp. 1-10. Masoro E.J. și Schwartz J.B. Exploration of aging and toxic response issues: Final Raport [Journal]. - [s.l.] : Risk Assessment Forum, US Environmental Protection Agency, 2001. - www.epa.gov/rof/publication/pdfs/aging_internet. Megharaj M. și H.L., Thiele J.H. Effects of DDT and its metabolites on soil algae and enzymatic activity. [Journal]. - [s.l.] : Biology and Fertility of Soils , 1999. - Vol. 29. - pp. 130-134. Meijer S.N. Spatial and Temporal Trends of POPs in Norwegian and UK Background Air: Implications for Global Cycling. [Journal]. - [s.l.] : Environ Sci Technol, 2003. - Vol. 37 (3). - pp. 454-461. MO Monitorul Oficial, Nr. 539 din 8 august 2007, Hotărârea Guvernului României nr. 804 din 25 iulie 2007 privind controlul asupra pericolelor de accident major în care sunt implicate substanţe periculoase [Journal]. - 2007. Moeckel C. Uptake and storage of PCBs by plant cuticles. [Journal]. - [s.l.] : Environ. Sci. Techno, 2008b. - Vol. 42(1). - pp. 100-105. Müller S, Totsche K.U. și Kögel-Knaber I. Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons to mineral surfaces. [Journal]. - [s.l.] : European Journal of Soil Science, 2007. - Vol. 58. - pp. 918–931.. Müller S., Totsche K.U., Kögel-Knaber I. Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons to mineral surfaces. [Journal]. - [s.l.] : European Journal of Soil Science, 2007. - Vol. 58. - pp. 918–931. Multinger L. Chlordecone exposure and risk of prostste cancer [Journal]. - [s.l.] : Journal of Clinical Oncology, 2010. - Vol. 28. - pp. 3457-3462. Negula Dana Iulia, Crăciunescu Vasile, Vîrsta Ana, Manea Raluca, Călin Mariana, Sandu Mirela Alina Platform for geoinformation in support of disaster management. The International Conference of the University of Agronomic Sciences and Veterinary Medicine of Bucharest “Agriculture for live, live for agriculture”, Scientific Papers. Series E. Land Reclamation, Earth Observation & Surveying, Environmental Engineering. Vol II, 2013 Print ISSN 2285-6064, CD-ROM ISSN 2285-6072, ISSN-L 2285-6064, pp.141; Neumeier. The technical life-cycle of PCBs [Journal]. - Kranjska Gora, Slovenia: Subregional Awareness Raising Workshop on Persistent Organic Pollutants (POP), 1998. NHBC National House-Building Council Chartered Institute of Environmental Health, Guidance for the Safe Development of Housing on Land Affected by Contamination [Journal]. - [s.l.] : R&D Publication, 2008. - http://publications.environment-agency.gov.uk/PDF/SR-DPUB66-E-E.pdf. Nijboer M.N. REC: a decision support system for comparing soil remediation options based on risk reduction, environmental merit and costs [Journal]. - [s.l.] : Contaminated soil, 1998. - pp. 1173-1174. Pacyna J.M. European atmospheric emissions of selected persistent organic pollutants, 1970-1995. [Periodic]. - [s.l.] : Atmospheric Environment, 2003. Pollard S.J.T. Integrating decision tools for the sustainable management of land contamination. [Journal]. - [s.l.] : Science of the Total Environment, 2004. - Vol. 325. - pp. 15-18. Ponnambalam M. Control and Management of PCBs in Oil and Gas Industry [Journal]. - Abu-Dhabi, United Arab Emirates. : Subregional Awareness Raising Workshop on Persistent Organic Pollutants (POPs), 1998. Preda M, Lăcătuşu, R. și Dumitru M. Poluanţi organici persistenţi în solurile urbane [Book]. - [s.l.] : Est Falia., 2010.


177

Prins G.S. Endocrine disruptors and prostate cancer risk [Journal]. - [s.l.] : Endocrine-Related Cancer, 2008. - Vol. 15(3). - pp. 649-656. Pusemmier L. Relation between the molecular structure and the adsorption of arylcarbamate, phenylurea and anilide pesticides in soi land model organic adsorbent. [Journal]. - [s.l.] : Chemosphere, 1989. - Vol. 18. - pp. 1871-1882. Reichenberger S. Mitigation strategies to reduce pesticide inputs into ground- and surface water and their effectiveness; A review. [Journal]. - [s.l.] : Science of the Total Environment, 2007. - Vol. 384. - pp. 1–35. Reid B.J., Jones K.C. și Semple K.T. Bioavailability of persistent organic contaminants in soils and sediments - a perspective on mechanisms, consequences and assessment. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Pollution, 2000. - Vol. 108. - pp. 103 - 112. Rockne K.J. și Reddy K.R. Bioremediation of Contaminated Sites. Invited Theme Paper, International e-Conference on Modern Trends in Foundation Engineering: Geotechnical Challenges and Solutions. [Journal]. - Madras, India : Indian Institute of Technology, 2003. Rose E. Prenatal exposure to organohalogens, including brominated flame retardants, influences motor, cognitive and behaviord performance at school age. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Health Perspectives, 2009. - Vol. 117. - pp. 1953-1958. Rusu M., M. Mărghitaş M., Mihăiescu T., Oroian Tratat de agrochimie [Book Section]. - [s.l.] : Ed. Ceres., 2005. SADA SADA (Spatial Analysis and Decision Assistance),Userguide, version 4.1. [Journal]. - 2005. - http://www.tiem.utk.edu/~sada/SADA_4_1_Usersguide.pdf,. Salewicz K.A. și Nakayama M. Development of a web-based decision support system (DSS) for managing large international rivers. [Journal]. - [s.l.] : Global Environmental Change, 2003. - Vol. 14. - pp. 25–37. Sandu Mirela-Alina Raportul I de cercetare - Stadiul cunoașterii cercetărilor referitoare la poluanții organici persistenți pe plan național și internațional.UTCB, 2012 Sandu Mirela-Alina Raportul II de cercetare - Cercetări privind comportarea compușilor organici persistenți în sol.UTCB, 2013 Sandu Mirela-Alina Raportul III de cercetare - Soluții de management privind solurile contaminate cu poluanți organici organici persistenți în România. UTCB, 2013 Sandu Mirela-Alina A comparative study regarding soil pollution with polychlorinated biphenyls in Bucharest and Ploiesti [Conference] // UTCB-buletin, revista doctorală. - București : [s.n.], 2013. Sandu Mirela-Alina, Bica Ioan, Vîrsta Ana și Preda Mihaela Human health risk of contamination by polychlorinated biphenyls in the area of Bucharest city [Conference]. - Albena : 13th International Multidisciplinary Scientific GeoConference SGEM 2013, 2013. Sandu Mirela-Alina, Bica Ioan, Vîrsta Ana, Preda Mihaela și Stan Vasilica Persistent organic contaminants in the urban and peri-urban area of Ploiesti city [Conference] // The International Conference of the University of Agronomic Sciences and Veterinary Medicine of Bucharest “Agriculture for Live, Live for Agriculture”, Agrolife Scientific Journal, ISSN 2285-5718, Bucharest, Romania, June 5-8, 2013, pp. 143-150. - București : [s.n.], 2013. Sandu Mirela-Alina, Vîrsta Ana și Preda Mihaela The incidence of persistent organic pollutants in Bucharest city [Conference]. - Alba -iulia : International U.A.B. – B.EN.A. Conference Environmental Engineering and Sustainable Development Alba Iulia, 2013. Sandu Mirela-Alina, Vîrsta Ana, Stan Vasilica și Manea Raluca-Margareta Persistent organic pollutants in Romania - Albena : 12th International Multidisciplinary Scientific GeoConference SGEM 2012, 2012. Schuster , Jasmin K, Gioia Rosalinda, Moeckel, Cl, Rosalinda și Moeckel , Cl Changes of Persistent Organic Pollutants in Atmospheric Concentration and Soil Load in the UK and


178

Norway over [Journal] / ed. M. Kawaguchi K. Misaki, H. Sato, T. Yokokawa, T. Itai, T. M. Nguyen, J. Ono and S. Tanabe. - pp. 295-302. Semenzin E., Critto A. și Rutgers M. DSS ERA-MANIA: decision support system for site-specific ecological risk assessment of contaminated sites. In: Marcomini, A, Suter GW II, Critto, A (Eds). Decision Support Systems for Risk Based Management of Contaminated Sites. [Journal]. - New York, Springer Verlag : [s.n.], 2009. Semple K.T., Morriss A.W.J. și Paton G.I. Bioavailability of hydrophobic organic contaminants in soils: fundamental concepts and techniques for analysis. [Journal]. - [s.l.] : European Journal of Soil Science, 2003. - Vol. 54. - pp. 809-818.. Shatalov V. Persistent Organic Pollutants [Journal]. - 2007. Sikkema J. de Bont J.A.M., Poolman B .Mechanisms of Membrane Toxicity of Hydrocarbons. [Article]. - [s.l.] : Microbiological Reviews, 1995. - Vol. 59. Simonovic S.P. Decision Support Systems for sustainable management of water resources: 1. General principles. [Journal]. - [s.l.] : Water Internationa, 1996. - Vols. 21, NO 21. - pp. 223–232. Singh B.K., Walker A. și Wright D.J. Cross-enhancement of accelerated biodegradation of organophosphorus compounds in soils: dependence on structural similarity of compounds. [Book]. - [s.l.] : Soil Biol. Biochem., 2005. - Vol. 37 : pp. 1675–1682.. Sowers M. Tyroid stimulating hormone concentrations and menopausal status in women at the mid-life-SWAN [Journal]. - Oxford : Clinical Endocrinology, 2003. - Vol. 58. - pp. 340-347. Spark K.M., Swift, R.S., 2002, K.M. și Swift R.S., 2002, R.S. Effect of soil composition and dissolved organic matter on pesticide sorption. [Journal]. - [s.l.] : Sci. Total Environ., 2002. - Vol. 298. - pp. 147–161. Stevenson F.J. Organic matter reactions involving herbicides in soil. [Journal]. - [s.l.] : J. Environ. Qua., 1972. - Vol. 1. - pp. 333–343. Stewart R.N. și Purucker S.T. An Environmental Decision Support System for Spatial Assessment and Selective Remediation. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Modelling and Software, 2011. - Vol. 6. NO. 6. - pp. 751-760. Stewart R.N. și Purucker S.T. SADA: A Freeware Decision Support Tool Integrating GIS, Sample design, Spatial Modeling, and Risk Assessment [Journal]. - Burlington, Vermont : Proceedings of the Third Biennial Meeting of the International Environmental Modelling and Software Society, 2006. Stewart R.N., Purucker S.T. și Welsh C. An Introduction To Spatial Analysis and Decision Assistance Environmental Applications for Version5 User Guide. [Journal]. - Washington, D.C. : United States Nuclear Regulatory Commission, 2009. Undeman E. Susceptibility of human population to environmental exposure to organic contaminants [Journal]. - [s.l.] : Environmental Science and Technology, 2010. - Vol. 44. - pp. 6249-6255. Uran O. și Janssen R. Why are spatial decision support systems not used? Some experiences from the Netherlands. [Journal]. - [s.l.] : Computers, Environment and Urban systems, 2003. - Vol. 27. - pp. 511-526.. US-EPA United States Environmental Protection Agency, Risk assessment guidance for superfund [Journal]. - [s.l.] : Washington DC: EPA/540//1-89/002. Final Report, 1989. - Vols. Vol 1, Human health evaluation manua. USEPA United States Environmental Protection Agency - USEPA). Guidance on Cumulative Risk Assessment. Part 1. Planning and Scoping. [Journal]. - 1997. USEPA United States Environmental Protection Agency - USEPA. Risk Assessment Guidance for Superfund. Volume I, Human Health Evaluation Manual (Part A) Interim Final. Office of Emergency and Remedial Response. EPA/540/1-89/002. [Journal]. - 1989a.


179

USEPA United States Environmental Protection Agency - USEPA. Interim Final Guidance for Soil Ingestion Rates. Office of Emergency and Remedial Response. (OSWER Directive 9850.4). [Journal]. - 1989b. USEPA United States Environmental Protection Agengy - USEPA. Reference guide to noncombustion technologies for remediation of persistent organic pollutants in stock piles and [Journal]. - 2005. Van Oostdam J. și Donaldson S. Human tissue levels of environmental contaminants [Journal]. - Oslo, norway : AMAP-Arctic Monitoring and Assessment Monitoring, 2009. - pp. 61-110. Van Roon A. Fate and transport of monoterpenes through soils. Part II: Calculation of the effect of soil temperature, water saturation and organic carbon content. [Journal]. - [s.l.] : Chemosphere, 2005. - Vol. 61. - pp. 129–138. Van-Camp L. Reports of the technical working groups established under the thematic strategy for soil protection volume – I.Introduction and executive summary. [Journal]. - , Luxembourg : Office for Official Publications of the European Communities, 2004. - p. 135. Vasileva-Tonkova E. și Galabova D. Hydrolytic Enzymes and Surfactants of Bacterial Isolates from Lubricant-Contaminated Wastewater. [Journal]. - [s.l.] : Z. Naturforsch., 2003. - Vol. 58c. - pp. 87-92. Vega A. SMARTe: An MCDA Approach to Revitalize Communities and Restore the Environment. [Journal]. - New York, Springer Verlag : In: Marcomini A, Suter GW II, Critto A (Eds). Decision Support Systems for Risk Based Management of Contaminated Sites., 2009. Vighi M. și Funari E. Pesticide Risk in Groundwater. [Journal]. - Florida : CRC Press, 1995. Warren N. Allan I.J., Carter J.E., House W.A., Parker A. Pesticides and other micro-organic contaminants in freshwater sedimentary environments: a review. Applied Geochemistry 18,159–194. [Journal]. - [s.l.] : Applied Geochemistry, 2003. - Vol. 18. - pp. 159–194. Wauchope R.D. Pesticide soil sorption parameters: theory, measurement, uses, limitations and reliability. [Journal]. - [s.l.] : Pest Management Science, 2002. - Vol. 58. - pp. 419-445. Weber R. Dioxin and POPcontaminated sites—contemporary and future relevance and challenges <http://www.springerlink.com/content/0q10km8582605r1x/fulltext.pdf>. [Journal]. - [s.l.] : Environmental Science and Pollution Research, 2008. Weisskopf M.G. Persistent organochlorine pesticides in serum and risk of Parkinson disease. [Journal]. - [s.l.] : Neurology, 2010. - Vol. 74. - pp. 1055-1061. Wilkins K. Detection of indoor PCB contamination by thermal desorption of dust. A rapid screening method? [Journal]. - [s.l.] : Environ Sci Pollut Res Int, 2002. - Vol. 9(3). - pp. 166-168. Xuefeng Chu și Miguel A. Marino Semidiscrete pesticide transport modeling and application [Journal]. - [s.l.] : Journal of Hydrology, 2004. - Vol. 285. - pp. 19-40. Yong R.N. și Mulligan C.N. Natural Attenuation of Contaminants in Soil. [Journal]. - [s.l.] : CRC Press LLC., 2004. - . ISBN: 1- 56670-617-3.


180

Anexa 1. Caracterizarea individuală a poluanţilor organici persistenţi

POP CAS. NR. DENUMIRE

COMERCIALĂ UTILIZARE↔SURSA

FORMULĂ MOLECULARĂ

STRUCTURA CHIMICĂ

ALDRIN 309-00-2 Aldrec, Aldrex,

Octalene, Compound 118, Altox, Seedrin

Pesticid folosit contra termitelor și lăcustelor.

C12H8Cl6

DIELDRIN

60-57-1

Alvit, Dieldrix, Dieldrite

Pesticid utilizat în pomicultură, în legumicultură, în culturile de cereale şi bumbac, este indicat şi în controlul termitelor, a lăcustelor, a furnicilor, a

larvelor de ţânţari şi a muştei de casă.

C12H8Cl6O

CLORDAN

57-74-9

Aspon, Chlordane, Chlorkil, Corodan,

Toxichlor

Insecticid cu spectru larg, utilizat la culturile agricole

pentru protecţia culturilor de mazăre, sfeclă de zahăr, cartofi,

bumbac; a fost şi pentru controlul termitelor.

C10H6Cl8

ENDRIN

72-20-8

Endrex, Hexadrin, Epoxide, Compound

269, Isodrin

Insecticid foliar, folosit pentru protecţia culturilor de cereale şi bumbac, dă rezultate bune şi ca

raticid.

C12H8Cl6O

HEPTACLOR

76-44-8 Heptacloran, Heptox,

Veliscol104 Insecticid folosit împotriva

termitelor. C10H5Cl7


181

DilclorDifenil – Tricloretan (DDT)

50-29-3

Agritan, Deoval, Detox, Dycol,

Genitox, Neocid

Insecticid cu sferă mare de acţiune, stabilitate chimică foarte bună, posibilitate de

fabricare la un cost scăzut şi în cantităţi mari; a fost folosit în

igienă pentru prevenire epidemiilor care se transmit

prin insecte.

C14H9Cl5

DIOXINE (PCDD) şi FURANI (PCDF)

Produse secundare obţinute neintenţionat, sunt legaţi de

reacţiile de incinerare, sinteză şi utilizare ale diferiţilor compuşi chimici, au fost

detectaţi în emisiile provenite de la deşeurile spitaliceşti,

municipale şi a celor periculoase, în emisiile

autovehiculelor şi din arderea cărbunelui, turbei şi lemnului.

HEXACLOR-BENZEN 118-74-1 Amaticin, No bunt

Fungicid în tratamentul seminţelor de grâu şi produs secundar la fabricarea unor

substanţe chimice.

C6Cl6

MIREX

2385-85-5 Dechlorane, Ferriamicide

Insecticid de ingestie folosit împotriva furnicilor, termitelor şi viespilor; a mai fost utilizat

drept produs ignifug în plastice, cauciu, materiale electrice.

C10Cl12


182

TOXAFEN

8001-35-2 Alltex, Alltox, Attac,

Toxon

Insecticid de contact în tratamentul culturilor de

bumbac, al seminţelor, fructelor şi legumelor; a fost cel mai utilizat insecticid în 1975 în

SUA.

C10H10Cl8

BIFENILII POLICLORU- RAŢI (PCB)

1336-36-3

Aroclor, Pyranol, Pyroclor,

Phenochlor, Pyralene, Clophen, Elaol, Kanechlor, Fenchlor, Apirolio

În sisteme închise în uleiurile izolatoare şi/sau de răcire în

transformatoare, uleiurile dielectrice în condensatoare,

lichidele hidraulice în ascensoare, camioane şi pompe

cu presiune înaltă; În sisteme parţial deschise în lichidele de transfer termic,

lichidele hidraulice, pompele cu vacuum, comutatoare,

regulatoarele de tensiune, cablurile electrice cu izolant

lichid, întreruptoarele de circuit cu izolant lichid;

Aplicările «deschise» ale PCB includ utilizarea lor în vopsele anticorosive, în industria auto, ermetizanţi în construcţii, în

agenţii lubrifianţi, impregnarea lemnului, hârtiei şi pielii,

datorită proprietăţilor hidrofobe şi rezistenţei termice, ca agenţi

de laminare în producerea hârtiei, aditivi pentru cleiuri,

ermetizanţi şi învelişuri anticorosive, agenţi diluanţi în

insecticide, sub formă de catalizator în procesele de

(C6H5)2


ALFA – HCH BETA – HCH

319-84-6

319-85-7

CLORDECON

143-50-0 Kepone,

HEXABROMO-BIFENIL 36355-1-8

HEXABROMODIFENIL ETER (HEXA-BDE) ŞI

HEPTABRO-MODIFENIL ETER (HEPTA-BDE)

Octabromodifenil

LINDAN

58-89-9


polimerizare în industria petrochimică, în uleiurile de

imersiune pentru microscopie, în prepararea pesticidelor, ca

izolant al cablurilor.

Pesticide în agricultură în

amestec cu alte componente şi ca produse farmaceutice.

C6H6Cl6

Kepone, ENT 16391 Insecticid şi fungicid în

agricultură. C10H10O

Ignifug, a fost folosit în anii ’70 ca reducător al inflamabilităţii.

C12 H4 Br6

Octabromodifenil eter

Au fost folosite ca material aditiv ignifug, în industria

maselor plastice, pentru spaţiile din interiorul echipamentelor

electronice.

Insecticid în agricultură, produs

farmaceutic pentru tratarea păduchilor şi scabiei.

C6 H6Cl6

ii de management

183


PENTACLOROBENZEN (PECB)

608-93-5

TETRABRO-MODIFENIL ETER (TETRA BDE) ŞI

PENTABRO-MODIFENIL ETER

(PENTA BDE)

Pentabromodifenil

PERFLUOROOCTANE SULFONIC ACID (PFOS) CU SĂRURILE SALE ŞI PERFLUOROOCTANE SULFONIL FLUORIDE

(PFOS-F)

1763-23-1

307-35-7


PeCB a fost folosit în produsele PCB, ca solvent, ca fungicid şi ca întârzietor de flacără. Se mai poate folosi ca produs chimic

intermediar (exemplu: în producţia de quintozene). PeCB

se emite neintenţionat din procesele termice industriale şi CET şi este prezent sub formă de impurităţi în unele produse,

cum ar fi solvenţii sau pesticidele.

Pentabromodifenil eter

În fabricarea de spumǎ poliuretanicǎ flexibilǎ (PUR),

folositǎ pentru ambalarea mobilierului şi tapiţeriei pentru

locuinţe şi vehicule. Polibromodifenil eterii au

proprietatea de a inhiba sau suprima combustia şi de aceea,

sunt folosite ca aditivi în substanţele care reduc

inflamabilitatea materialelor.

Pentru acoperirile metalice şi spumele aplicate în operaţiile

de stingere a incendiilor, pentru protecţia ţesăturilor, pentru

substanţele folosite la înlăturarea petelor şi

vopselelor, în spumele pentru stingerea incendiilor, în componenţa agenţilor de impregnare pentru textile,

hârtie şi piele, în ceară, materiale de curăţare a

C8F17SO2X (X= OH, OM+,

polimeri)

ii de management

184

OH, OM+,


185

metalelor, covoarelor, în industria semiconductoarelor

sau în chimicalele fotolitografice, incluzând generatoarele foto-acide şi

învelişurile anti-reflectorizante, în fluidul hidraulic Skydrol,

aplicat în aviaţia civilă.

ENDOSULFAN

115-29-7

Benzoepin, Endocel, Parrysulfan, Phaser

Insecticid şi acaricid organoclorurat, folosit în

agricultură pe plan mondial pentru combaterea gândacilor

de Colorado, viermilor verzei şi a altor insecte din ordinul

hemipterelor.

C9H6Cl6O3S


186

Anexa 2. Borderouri

Borderou orașul Bucureşti

Nr. probă

Localizare Data şi ora recoltării

Coordonate geografice

Adâncime (cm)

Observaţii

P1 CĂŢELU 1 3.09.2012 08:34

N44 24.072 E26 13.292 155m

0-10 Grădină particulară Şos. Libertăţii

P2 CĂŢELU 2 3.09.2012 08:54

N44 24.284 E26 12.764 198m

0-10 Grădină particulară Şos. Libertăţii

P3 CĂŢELU 3 3.09.2012 09:25

N44 24.335 E26 12.959 240m

0-10 Grădină particulară Comuna Glina Judeţul Ilfov

P4 TITAN 3.09.2012 09:48

N44 25.598 E26 09.646 258m

0-10 Parc

P5 PANTELIMON 1 3.09.2012 10:31

N44 27.357 E26 11.986 258 m

0-10

Grădină particulară cultivată cu bostani. Aleea Bobocilor

P6 PANTELIMON 2 3.09.2012 10:40

N44 27.664 E26 12.148 256m

0-10 Grădină particulară Aleea Bobocilor

P7 PANTELIMON 3 3.09.2012 11:09

N44 27.151 E26 14.862 241m

0-10 Grădină particulară lângă NEFERAL

P8 FUNDENI 1 3.09.2012 11:47

N44 28.140 E26 09.332 271m

0-10 Grădină particulară Str. Hortensiei

P9 FUNDENI 2 3.09.2012 12:30

N44 28.093 E26 08.873 248m

0-10 Parc

P10 PLUMBUITA 3.09.2012 12:52

N44 27.920 E26 08.016 202m

0-10 Parc

P11 TEI 3.09.2012 13:10

N44 27.820 E26 07.402 275m

0-10 Parc

P12 DOAMNA GHICA

3.09.2012 13:24

N44 27.760 E26 07.959 261m

0-10 Intersecţie

P13 Piaţa C.A.ROSETTI

3.09.2012 15:25

N44 26.174 E26 06.382 278m

0-10 Intersecţie

P14 GRĂDINA ICOANEI

3.09.2012 15:57

N44 26.181 E26 06.377 306m

0-10 Parc

P16 Calea DUDEŞTI 3.09.2012 N44 25.155 0-10 Stradă


187

16:34 E26 08.188 231m

Şos. Mihai Bravu

P17 Şos. BERCENI 3.09.2012 17:26

N44 23.560 E26 07.381 265m

0-10 Stradă

P18 POPEŞTI LEORDENI

3.09.2012 17:46

N44 22.780 E26 09.811 260m

0-10 Stradă Şos. Olteniţei

P19 PRELUNGIREA FERENTARI

3.09.2012 18:19

N44 23.511 E26 04.912 280m

0-10 Alee

P20 FERENTARI 3.09.2012 18:32

N44 22.860 E26 05.215 279m

0-10 Stradă lângă Incinta A.S.Comprest

P21 Şos. ALEXANDRIEI

3.09.2012 19:04

N44 24.058 E26 03.070 300m

0-10 Stradă lângă benzinărie

P22 Şos. MĂGURELE

3.09.2012 20:32

N44 22.342 E26 02.652 277m

0-10 Grădină particulară

P23 DOMNEŞTI 4.09.2012 07:38

N44 22.338 E26 02.645 310


P24 PRELUNGIREA GHENCEA

4.09.2012 08:10

N44 24.469 E25 59.419 293m


P25 PROGRESUL 55 4.09.2012 09:06

N44 24.989 E26 04.674 348m


P26 CHEILE TURZII 66

4.09.2012 10:00

N44 22.560 E26 08.738 302m


P27 CHEILE TURZII 74

4.09.2012 10:24

N44 22.586 E26 08.759 289m


P28 CIŞMIGIU 4.09.2012 10:53

N44 26.165 E26 05.356 261m

0-10 Parc

P29 KISELEFF 0.5m 4.09.2012 11:20

N44 28.177 E26 04.627 295m

0-10 Stradă

P30 KISELEFF 7m 4.09.2012 11:28

N44 28.182 E26 04.639 329m

0-10 Stradă

P31 BĂNEASA 1 4.09.2012 11:58

N44 29.573 E26 04.887 361m

0-10 Stradă

P32 BĂNEASA 2 4.09.2012 12:09

N44 31.040 E26 06.127 344m

0-10 Parc


188

P33 JANDARMERIEI 4.09.2012 12:21

N44 30.480 E26 03.543 336m

0-10 Grădină particulară Str. Oaspeţilor 46

P34 Str. Ghe. Ionescu SIŞEŞTI

4.09.2012 12:33

N44 30.173 E26 03.291 299m


P35 STRĂULEŞTI 4.09.2012 12:47

N44 30.195 E26 01.474 292m

0-10 Parc

P36 BAZILESCU 4.09.2012 13:12

N44 29.323 E26 02.123 306m

0-10 Parc

P37 DUDU 4.09.2012 14:32

N44 27.626 E25 59.151 379m


P38 ROŞU 4.09.2012 14:43

N44 27.214 E25 59.557 330m


P39 DRUMUL TABEREI

4.09.2012 16:25

N44 25.358 E26 02.288 276m

0-10 Parc

P40 TRICODAVA 4.09.2012 16:34

N44 25.015 E26 02.080 287m

0-10 Stradă

P41 LUJERULUI 4.09.2012 17:31

N44 25.999 E26 02.065 298m

0-10 Stradă

P42 GIULEŞTI SÂRBI 540

4.09.2012 19:18

N44 28.451 E25 59.996 293m

0-10 Stradă

P44 GIULEŞTI SÂRBI

4.09.2012 19:39

N44 28.530 E25 59.990 296m


Borderou orașul Ploieşti

Nr. probă

Localizare Data şi ora Recoltării


Adâncime (cm)

Observaţii

P1 PLOIEŞTI VEST STR. BARAOLT

28.09.2012 11:13

N44 56.036 E25 59.164 555m

0 -10 Spaţiu verde

P2 BILLA STR. DIANEI

28.09.2012 11:32

N44 56.108 E25 59. 249

554m 0 -10 Spaţiu verde

P3 PARCUL TINERETULUI

28.09.2012 12:47

N44 55.502 E25 00.736

512m 0 -10 Parc

P4 DERO LEVER 30.09.2012 12:00

N44 57.253 E25 59.630

0 -10 Spaţiu verde lângă fabrică


189

574m

P5 BD.INDEPENDENŢEI 0.5M

28.09.2012 13:25

N44 56.513 E26 01.236

524m 0 -10

Spaţiu verde lângă şosea

P6 BD.INDEPENDENŢEI 10M

28.09.2012 13:34

N44 56.524 E26 01.264

524m 0 -10

La 10 m de şosea spaţiu verde

P7 GARA DE SUD 30.09.2012 12:22

N44 55.531 E26 01.734

484m 0 -10 Intersecţie

P8 MIHAI EMINESCU 28.09.2012 19:24

N44 55.567 E26 01.761

485m 0 -10 Parc

P9 BD. PETROLUL CU ŞOS. BUCUREŞTI

28.09.2012 14:44

N44 55.059 E26 02.072


P10

PETROTEL- LUKOIL (ŞOS.MIHAI BRAVU)

28.09.2012 15:17

N44 56.555 E26 04.040


P11 HIPODROM 30.09.2012 12:43

N44 54.665 E26 02.343

457m 0-10

Incintă spaţiu verde

P12 BD. DEMOCRAŢIEI 30.09.2012 13:03

N44 55.837 E26 01.926


P13 HOTEL PRAHOVA 30.09.2012 13:25

N44 56.494 E26 01.659


P14 FEROEMAIL SA 30.09.2012 15:31

N44 56.381 E26 03.080

472m 0 -10


P15 LICEUL AGRICOL BARCANESTI

30.09.2012 16:42

N44 53.297 E26 02.748


P16 PETROTEL- LUKOIL - POARTA 4

30.09.2012 13:10

N44 57.091 E26 04.685 489m

0 -10 Spaţiu verde

P17 RAFINĂRIA VEGA 30.09.2012 12:22

N44 57.596 E26 01.600


P18 PETROM - STATIA 3 BUCOV

30.09.2012 17:07

N44 57.396 E26 03.062


P19 FABRICA DE PAINE EXTRAPAN NORD

30.09.2012 18:34

N44 57.258 E26 01.355


P20 PRIMARIA BUCOV 30.09.2012 18:55

N44 58.446 E26 05.069

510m 0 -10

Intersecţie cu DN 1B


190

P21 GARA DE NORD 30.09.2012 19:14

N44 57.202 E26 01.624


P22 SPITALUL BOLDESCU

30.09.2012 9:04

N44 56.970 E26 01.495

517m 0 -10


P23 MUZEUL NICHITA STĂNESCU

30.09.2012 10:17

N44 56.808 E26 01.737


P24 MIHAI VITEAZU 30.09.2012 10:31

N44 56.895 E26 00.540


P25 A. MUREŞAN ŞI ŞOS. NORDULUI

30.09.2012 11:04

N44 57.404 E26 00.379


P26 STR. ŞCOLII 30.09.2012 11:34

N44 56.683 E25 59.808


P27 STR. LATINĂ 30.09.2012 11:47

N44 56.488 E26 01.893

499m 0 -10

Stradă spaţiu verde

Borderou SC. Oltchim SA.

Nr. probă

Localizare Data şi ora recoltării


Adâncime (cm)

Observaţii

P1 PESTICIDE 15.09.2012 10:24

N45 56. 234 E 24 50. 295

0-10 10-20 20-30

Poziție nord-vest față de Instalația de Pesticide

P2 HCH-LINDAN 15.09.2012 11:05

N 45 14. 833 E 24 79. 961

0-10 10-20 20-30

Poziție sud-est, spațiu verde spre secția OXO

P3 BATALUL DE REZIDUURI ORGANICE

15.09.2012 13:25

N 45 21. 192 E 24 03 311

0-10 10-20 20-30

Partea de sud față de Celula nr. 3

UNIVERSITATEA TEHNIC Ă DE CONSTRUC II BUCURE TI...

Documents

Transcript of UNIVERSITATEA TEHNIC Ă DE CONSTRUC II BUCURE TI...