Transferul Poluantilor Organici Persistenti In Vergile Ecosistemului Acvatic

Diverse2

Transferul Poluantilor Organici Persistenti In Vergile Ecosistemului Acvatic

Byadmin ianuarie 1, 2024

CUPRINS

Apa este una din resursele economice cheie ale Europei, importanța sa fiind legată în primul rând de utilizarea ca resursă de apă potabilă, folosirea în domeniul industrial, casnic sau agricol. Apele susțin de asemenea specii și habitate importante. Totuși, dezvoltarea economică intensivă a Europei nu numai că a crescut dependența față de resursele de apă, dar în multe arii a creat o “presiune” asupra lor, în particular, prin necesitatea menținerea calității. Poluarea apelor poate amenința dezvoltarea economică, sănătatea umană și protecția ecosistemelor.

Poluanții Organici Persistenți (POP) sunt definiți ca produși rezultați în urma unor activități antropice care modifică negativ echilibrul stabil în natură, afectează sau atentează la sănătatea ecosistemelor și a omului. POP s-au înmulțit în mod exponențial datorită progresului tehnic și mai ales a lipsei de conștientizare a existenței lor și a pericolului pe care-l prezintă pentru sănătatea umană și pentru mediul înconjurător.

Directiva Cadru a Apei [7] prevedere atingerea unui „statut chimic bun” pentru ape până în anul 2015. Față de acest obiectiv, mai există cerința privind „nedeteriorarea” calității apei și obligația Statelor Membre UE de a reduce progresiv poluarea cauzată de substanțele prioritare și stoparea emisiilor, deversărilor sau pierderilor de substanțe periculoase/persistente: „concentrația unui anumit poluant sau grup de poluanți în apă, sediment sau resursă biologică nu ar trebui să crească pentru a proteja sănătatea populației și mediul” (art. 2(53)).

În vederea integrării europene și a cooperării internaționale, România a ratificat o serie de declarații, protocoale și convenții printre care si Convenția de la Stockholm (Legea 261/2004) privind reducerea și eliminarea folosirii unor POP [11; 12].

Lucrarea de față vine în sprijinul cunoașterii și înțelegerii situației actuale din România și se înscrie într-o problematică de o deosebită actualitate pe plan internațional și în particular la nivelul Uniunii Europene. Această problematică derivă din procesul de implementare a Directivei Cadru a Apei, transpusă în România prin Legea Apei nr.310/2004, la care, pentru bazinul hidrografic al Dunării au fost identificate următoarele tipuri de presiuni antropice majore, respectiv generatoare de poluare: (i) poluarea organică; (ii) poluarea indusă de către substanțele chimice prioritare/prioritare periculoase; (iii) alterări de ordin hidromorfologic.

În acest cadru specific lucrarea abordează problematica poluanților organici persistenți atât din punct de vedere al elementelor specifice de monitoring, cât și al modelării proceselor de distribuție (nivel biotic și abiotic) în vederea evaluării potențialului ecotoxicologic la nivel de ecosistem acvatic.

De asemenea, tematica abordată prin lucrarea de doctorat se ancorează în prioritățile actuale ale protecției calității resurselor de apă și elementelor legate de prevenirea și controlul poluărilor accidentale. Față de metodologiile promovate la nivelul grupelor de experți ale Comisiei Internaționale pentru Protecția fluviului Dunărea (ICPDR), România fiind parte contractantă a Convenției, lucrarea de doctorat extinde gama de aplicații prin considerarea, alături de impactul negativ asupra ecosistemelor acvatice, și a modelării (indici specifici) efectului asupra sănătății umane.

Coroborat cu toate elementele punctate succint mai sus, obiectivele tezei au urmărit:

realizarea și implementarea unor metode specifice de determinare a POP din compartimente de mediu prin tehnica gaz-cromatograf cuplat cu spectrometru de masă si cu detector cu captură de electroni;

evaluarea prezenței unor poluanți organici persistenți (hidrocarburi petroliere – HAP și COV; pesticide) în diferite ecosisteme acvatice (râul Prahova, lac Băbeni, acumulare Porțile de Fier) prin metodele implementate pentru GC-MSD și GC-ECD;

studiul transferului și evoluției unor poluanți organici persistenți de tip pesticid (HCH, DDT, Aldrin, Endrin, Atrazin, Alaclor) între medii (apă, sedimente, material vegetal (fitoplancton) și biota (pești)) pentru ecosistemele acvatice lac Băbeni și acumulare Porțile de Fier;

prognoza cantităților de POP preluată de diferite componente ale ecosistemului acvatic pe baza coeficienților de partiție (FBA; FBC) și a modelului fugacității.

implementarea unei metodologii de evaluare rapidă a riscului asupra mediului și sănătății umane datorat unor activități industriale.

Lucrarea este structurata în două părți distincte:

A. CERCETAREA DOCUMENTARĂ; DESCRIERE METODE ȘI METODOLOGII

Această parte cuprinde capitolele 1 – 3 și prezintă bazele teoretice, după cum urmează:

Capitolul 1 prezintă tehnicile instrumentale și metodele analitice utilizate în determinarea urmelor de poluanți organici persistenți, respectiv: descrierea sistemului gaz-cromatografic cu detectorii ECD și MSD; etapele de pretratare specifică a probelor de mediu în vederea analizei de poluanți organici, funcție de matricea analizată (apă, sediment, biota).

Capitolul 2 cuprinde partea teoretică a modelului aplicat ecosistemelor acvatice luate în studiu (lacul Băbeni [21] și acumularea artificială Porțile de Fier I [22]) pentru evidențierea transferului poluanților organici studiați în diferite verigi de mediu. Sunt prezentate:

ecuațiile matematice empirice simple de transfer a poluanților organici în componentele mediului acvatic (apă – sediment; apă – fitoplancton; apă – zoobentos, respectiv pești) utilizând unul dintre cele mai răspândite și simple modele întâlnite în literatura de specialitate, cel bazat pe factorii de bioconcentrare și de bioacumulare;

abordarea fenomenului de transfer, pe baza noțiunii de fugacitate (modelul Mackay [23]); corelația fugacității cu factorii de bioconcentrare și bioacumulare, precum și ecuațiile specifice care caracterizează transferul inter-medii.

Capitolul 3 descrie metodologia de evaluare rapidă a riscului asupra mediului, (inclusiv evaluarea riscului asupra sănătății umane) în caz de poluare accidentală ca urmare a unui accident industrial.

Aplicarea tehnicilor de evaluare a riscului, la un nivel corespunzător și la acuratețea cerută de abordarea “rapidă”, are ca scop identificarea cazului celui mai nefavorabil scenariu ce ar urma unui accident sever, pentru a furniza un instrument practic în vederea prevenirii și depășirii stărilor de urgență prin controlul și limitarea dezechilibrelor ecologice majore și a pagubelor la folosințele de apă.

Metodologia prezentată în acest capitol urmărește în primul rând consecințele acute ale unui accident ce generează eliberarea unor poluanți organici periculoși pentru mediu și sănătate, survenit la întreprinderi industriale în funcțiune, dar poate fi aplicabilă în mod egal și pentru incintele abandonate sau scoase din uz.

B. CONTRIBUȚII ORIGINALE

Contribuțiile originale, structurate în capitolele 4 – 6, ca o aplicație a primei părți prin studii de caz.

Capitolul 4 cuprinde etapele metodelor analitice folosite în determinările practice, precum si studiul impactului poluării de scurtă durată (poluare accidentala) și de lungă durată prezentat prin investigatii concrete, respectiv:

situația unei poluări accidentale cu produse petroliere pe râul Prahova – stabilirea unor etape de acțiune în situații de poluări accidentale cu poluanți organici persistenți privind identificarea sursei, stabilirea magnitudinii poluării și minimizarea riscurilor;

evaluarea contaminării cu pesticide a ecosistemelor lacului natural Băbeni și acumulării Porțile de Fier I. Acestea au fost selectate în vederea realizării unui studiu comparativ privind prezența și transferul în diferitele verigi de mediu (apă, sediment, biota) a poluanților organici persistenți studiați (insecticide organoclorurate – izomeri HCH, izomeri DDT, Aldrin, Endrin – și ierbicide – Atrazin, Alaclor). Cele două ecosisteme, deși prezintă unele similitudini (volum mare de apă; staționare pe o perioada suficient de mare a masei de apă pentru a favoriza transferul poluanților organici persistenți între-medii), sunt diferențiate de faptul că unul dintre ele, respectiv lacul Băbeni, este situat în aval de un mare producător de pesticide (Combinatul Chimic Rm.Vâlcea). Lacul artificial Porțile de Fier poate fi considerat din acest punct de vedere un ecosistem cu intrări minime de poluanți organici persistenți, dacă ne gândim că aplicarea cu strictețe a normelor europene de protecție a mediului în țările riverane din amonte de România a redus considerabil prezența acestor compuși în apele fluviului Dunărea.

Caracterizarea generală a gradului de poluare a ecosistemelor luate în studiu din capitolul precedent a permis urmărirea transferului (evoluției) pesticidelor persistente prin aplicarea modelului de partiție între verigi (compartimente) de mediu (Capitolul 5). Folosind factorii de bioacumulare (FBA) și bioconcentrare (FBC) determinați din datele de monitorizare a prezenței poluanților in compartimentul apă, sedimente și cel biotic (pești) din ecosistemele acvatice studiate – lac natural Băbeni și lac artificial Porțile de Fier I – s-a aplicat modelul de calculul al fugacității. Modelul permite estimarea nivelului de poluare regăsit în urma transferului poluanților organici persistenți între compartimentele de mediu, ca modalitate mai puțin costisitoare de evaluare a impactului acestor poluanți mediului în vederea determinării, sau chiar a diminuării efectului lor negativ, contribuind la cunoașterea și protecția stării factorilor de mediu

Validarea rezultatelor modelării transferul poluanților în compartimentele mediului acvatic pe baza fugacității s-a realizat prin comparare cu rezultatele determinărilor practice, obținute cu metode specifice de analiză și echipamente performante.

Capitolul 6 cuprinde analiza implicațiilor asupra mediului prin aplicarea pe studii de caz a metodologiei de evaluare rapidă a riscului asupra mediului și sănătății în caz de poluare accidentală (REHRA [24]), determinarea indecșilor de risc și ierarhizarea riscului unor activități economice din România. Aplicarea metodologiei a implicat participarea specialiștilor din toate domeniile de activitate care intră în relație cu mediul și în evaluarea rapida a riscului activităților umane majore (industria) la poluări accidentale – metodă preventivă, de cunoaștere, pregătire și intervenție.

Aceste rezultate originale au fost obținute ca urmare a participării în echipa de lucru a proiectului pilot al Ministerului Mediului și Teritoriului din Italia prin firma ICARO și INCDPM-ICIM București, obiectivul fiind acela de a asista România în îndeplinirea obligațiilor stabilite de legislația europeană privind pregătirea și aplicarea Planurilor de prevenire și acțiune în situații de urgență pentru poluǎri accidentale.

Capitolul 7 de concluzii încheie lucrarea.

Lucrarea cuprinde un număr de 57 de tabele și 32 de figuri.

Referințele bibliografice sunt listate în ordinea citării din text.

Contribuțiile proprii au fost valorificate printr-un număr de 30 de publicații în reviste de specialitate (10 publicații cotate ISI în revistele Central European Journal of Public Health (JHEMI), International Journal of Environment and Waste Management (IJEWM), Revista de Chimie, Revue Roumaine de Chimie), periodice și cărți (de ex.: Revista Mediul Înconjurător, IAD Limnological Reports, Un mediu pentru viitor – Ed. Promotal, Modelling of Environmental Chemical Exposure and Risk – Kluwer Academic Publishers Netherland), precum și în cadrul unor comunicări științifice naționale (20) și internaționale (19).

B. CONTRIBUȚII ORIGINALE

4. EVALUAREA CONTAMINĂRII UNOR APE DE SUPRAFATĂ CU POLUANȚI ORGANICI PERSISTENȚI

O caracteristică negativa a contaminării cu compuși organici persistenți a sedimentelor și apelor este faptul cǎ autoepurarea se produce foarte lent, pe duratǎ de ordinul zecilor și chiar sutelor de ani (apa subteranǎ), iar epurarea artificialǎ (depoluarea prin diverse mijloace) este deosebit de csebit de costisitoare și limitatǎ ca întindere și eficiențǎ. De aceea, monitorizarea în scopul luării unor mǎsuri preventive este foarte importante.

Determinările instrumentale cuprinse în acest capitol reprezintă o contribuție proprie la studiul calității apelor de suprafața privind monitorizarea contaminării cu compuși organici persistenți.

Studiul a fost direcționat pe doua etape:

Studiul contaminării de scurta durata cu poluanți organici persistenți (poluarea accidentala cu produse petroliere – HAP) – prin gândirea și aplicarea unei metode de caracterizare rapidă și identificare a sursei de poluare („amprenta”);

Studiul contaminării antropice de lunga durata cu poluanți organici persistenți – monitorizarea și analiza comparativa pe o perioada de 3 ani a calității ecosistemelor acvatice: lac natural Băbeni și acumulare artificiala Porțile de Fier.

Aceste 3 studii de caz modelează riguros tipurile de impact (menționate anterior) regăsite în realitate asupra corpurilor de apa: (i) poluarea accidentala (produse petroliere în râul Prahova); (ii) poluarea difuza (acumularea Porțile de Fier) si, (iii) poluarea punctiforma (lac Băbeni – aval Oltchim Rm.Vâlcea).

4.1. Determinarea prin gaz-cromatografie a poluanților organici persistenți

din probe de mediu (apă, sediment, biota)

În funcție de toate aceste criteriile cerute de o metodă fizico-chimică de determinare a poluanților organici persistenți prin gaz-cromatografie (prezentate în cap. 1) și de obiectivul urmărit (măsurarea poluanților prezenți sub formă de urme – μg/L sau μg/kg ) am pus la punct metodele folosite în studiul experimental de măsurare a compușilor organici persistenți (HAP și pesticide organoclorurate) în componentele mediului acvatic (respectiv în coloana de apa, sediment, biota – perifiton, plancton, pești) pentru acumulările lac Băbeni și Porțile de Fier.

S-au folosit doar substante etalon si solvenți de puritate “pentru cromatografie”.

Prelevarea probelor lichide si solide (sediment, biota) s-a făcut cu ajutorul unor dispozitive care să nu contamineze proba.

Probele lichide au fost separate selectiv, în funcție de natura poluanților organici ce urmau a fi analizați, încă din faza de prelevare (ex: compusi organic volatile si nevolatili). Toate probele lichide pentru analizele de poluanți organici au fost păstrate la 4oC și la întuneric până în momentul analizei. în funcție de clasa poluanților organici de analizat s-a verificat și s-a corectat pH-ul (între 5 – 7,5). Probele de sediment au fost refrigerate la 40 C, iar cele de biota au fost congelate pe timpul transportului la laborator pentru a fi analizate.

Cernerea s-a efectuat în stare udă, la locul de prelevare a probei, prin sită metalică.

Uscarea probelor solide s-a efectuat la temperatura camerei și prin măcinare cu sulfat de sodiu anhidru.

În toate cazurile s-a stabilit greutatea uscată a probei respective, deoarece raportarea rezultatelor obținute din măsurători s-a făcut referitor la masa uscată, conform practicilor din domeniu.

Pentru probele lichide s-a folosit extractia lichid-lichid si tehnica head-space (compusi volatili). Extractia POP din probele solide s-a efectuat cu Soxhlet sau prin sonificare.

Identificarea poluanților din probă s-a făcut în funcție de timpul de retenție (Tabelul 1.4) comparativ cu timpul de retenție al etalonului [27]. Numai în cazul specific al detectorului spectrometru de masă identificarea s-a realizat în special funcție de ionii masici specifici (Tabelul 4.1) , utilizâdu-se bibliotecile de spectre (NIST, Wiley, HP Demo, Finnigan Demo).

Tabelul 4.1. Timpii de retenție și ioni specifici de cuantificare pentru poluanții organici persistenți urmăriți în studiile de caz

Echipamentele utilizate pentru determinarile practice au fost: GC Hewlett Packard 5890 II cu ECD; GC Hewlett – Packard 5890 seria II cu MSD HP 5972; GC-HeadSpace Thermoquest Trace GC seria 2000 cu MSD Finnigan Trace.

S-au folosit coloane capilare specifice tipului de compus organic urmarit in analiza.

4.2. Studiul contaminării antropice de scurtă durată cu

poluanți organici persistenți – poluarea accidentală

Studiului unei contaminări antropice de scurtă durată cu poluanți organici persistenți se referă, în esență, la caracterizarea rapidă, momentană a impactului contaminării, precum și la determinarea intensitatii evenimentului (a duratei stării de alertare).

Studiul de caz prezentat se referă la o poluare accidentală cu produse petroliere survenită în ianuarie 2005 pe cursul râurilor Ialomița și Prahova [88].

In urma unei prime analize a probelor de apă de suprafață recoltate s-a urmărit identificarea sursei poluării accidentale, cauzele generatoare (instalație, tip avarie etc.) nefăcând obiectul studiului.

Cercetările analitice și prelucrarea datelor s-au focalizat pe:

confirmarea și extinderea conținutului informațional al datelor analitice privind monitorizarea poluării accidentale, prin investigații speciale;

evaluarea riscului ecotoxicologic cauzat de poluarea accidentală.

Suplimentar, date fiind elementele specifice poluărilor accidentale cu produse petroliere, aria de investigație a fost extinsă și asupra:

identificării sursei generatoare a poluării accidentale;

evaluării eficientei procedurilor de urgență aplicate pe teren în vederea diminuării pagubelor la folosințe, respectiv pentru neutralizarea undei de poluare (planul extern de contingență).

Figura 4.1 prezintă o schiță simplificată a schemei de monitorizare.

1

2

Canalul Pisculești

Conducta țiței

COMPET

Legenda:

1 – Pisculesti

2 – canal Pisculești – amonte stăvilar

3 – canal Pisculești – aval stăvilar

4 – Tinosu – amonte conducta COMPET

5 – Ialomița – Adâncata

6 – Ialomița – Moldoveni

7 – Ialomița – Coșereni

8 – Ialomița – Manasia

Figura 4.1. Schema de monitorizare a poluării accidentale

Pentru identificarea calitativă [91] s-au utilizat bibliotecile de spectre NIST, Wiley, HP Demo, Finnigan Demo. Din punct de vedere procedural s-au aplicat doua tehnici complementare: (1) identificarea de trasor relevant; (2) probarea „amprentei”.

Pentru probarea „amprentei” s-a adoptat următoarea metodologie:

identificare HAP amonte/aval stăvilar Petrobrazi (GCR-MS screening);

identificarea HAP aval evacuare Petrobrazi – râul Prahova Tinosu;

determinare cantitativa HAP (GC-MS) râul Prahova, amonte evacuare Petrobrazi.

Din analiza datelor cromatografice se desprind următoarele observații principale:

la proba Amonte stăvilar s-au identificat 107 componenți, procentele cele mai mari de arii revenind derivaților naftalinei.

la proba Aval stăvilar s-au identificat 92 de componenți, procentele cele mai mari de arii revenind de asemenea derivaților naftalinei.

la proba Aval evacuare Petrobrazi s-au identificat 85 de componenți la care procentele cele mai mari de arii s-au înregistrat tot la derivații naftalinei.

alura spectrelor evacuare Petrobrazi și Tinosu (râul Prahova) este practic identică:

Figura 4.5. a) HAP în punctele Aval stăvilar și Tinosu

Figura 4.5. b) HAP în punctele Aval stăvilar și Tinosu

componenții ce se regăsesc în proporția cea mai ridicată atât la evacuarea Petrobrazi, cât și în aval pe râul Prahova (Tinosu) sunt derivații naftalinei;

în secțiunea amonte evacuare Petrobrazi (râul Prahova) nu s-au identificat practic astfel de componenți.

In consecință, „amprenta” comună a HAP indică o evacuare a acestora de către Petrobrazi.

In completarea probării „amprentei” s-a urmărit prezența unei clase de trasori selectivi, respectiv compușii organici volatili, la secțiunile:

amonte evacuare Petrobrazi (râul Prahova),

evacuare Petrobrazi,

râul Prahova, aval evacuare Petrobrazi (Tinosu) și

râul Ialomița (Adâncata).

Interpretarea rezultatelor obținute a arătat că:

La secțiunea de referință râul Prahova – amonte evacuare Petrobrazi nu s-au identificat COV;

Spectrele de COV identificate la evacuarea Petrobrazi și la secțiunea din aval de aceasta (râul Prahova – Tinosu) sunt practic identice;

Remanenta compușilor organici volatili se resimte, dar într-o proporție redusă, pe râul Ialomița (aval confluența cu râul Prahova – Adâncata)

In consecință, trasorul COV confirmă o data în plus că sursa de poluare accidentală a fost Petrobrazi.

Din analiza distribuției spațiale a rapoartelor R (concentrația maximă de produse petroliere determinata gravimetric la secțiunile de pe râurile Prahova și Ialomița, față de cea corespunzătoare secțiunii de referință) conform Figurii 4.7 se poate aprecia că determinările indică o disipare a poluării accidentale în aval de Manasia (diminuarea undei de poluare).

Legenda:

1 – Pisculești

2 – canal Pisculești – amonte stăvilar

3 – canal Pisculești – aval stăvilar

4 – Tinosu – amonte conducta COMPET

5 – Ialomița – Adâncata

6 – Ialomița – Moldoveni

7 – Ialomița – Coșereni

8 – Ialomița – Manasia

9 – secțiunea terminală a râului Prahova

R – raportul dintre concentrația maximă de produse petroliere și concentrația de referință (intensitatea poluării)

4.3. Studiul contaminării antropice de lungă durată cu poluanți organici persistenți

Studiul contaminării de lungă durată cu poluanți organici persistenți s-a realizat prin determinarea pe o durată de 2-3 ani succesivi a unor compuși organoclorurati, triazinici și acetanilidici în două ecosisteme acvatice, respectiv ecosistemul natural lac Băbeni și ecosistemul lacului artificial Porțile de Fier.

Aceste ecosisteme acvatice au fost selectate în vederea realizării unei analize comparative privind prezența și transferul în diferitele verigi de mediu (apă, sediment, biota) a poluanților organici precizați, precum și evaluarea impactului acestora.

4.3.1. Studiul ecosistemului acvatic lac natural Băbeni

Date experimentale – compartimentul de mediu apă:

In probele de apă de suprafață din lacul Băbeni, în primul an, valoarea sumei izomerilor HCH a fost minimă în centrul lacului, deci acolo unde particulele de praf de pe solul ce înconjoară lacul ajung mai greu. Valoarea maximă a fost la coada lacului, acolo unde se adună apa atât de pe firul central cât și de pe malul stâng și malul drept. In ceea ce privește valorile medii anuale ale HCH se constată pentru primul an o puternică încărcare a probelor de apă de suprafață recoltate la „coadă lac” și „baraj” și valori mult mai mici, cu o oarecare constanță ca nivel de încărcare pentrul celelalte 3 puncte de recoltare: centru și maluri lac (Figura 4.12). Pentru probele de apă de adâncime valorile medii anuale determinate pentru HCH prezintă o evoluție a încărcării opusă celei întâlnite la probele de apă de suprafață, punctul cu încărcare maximă fiind „centrul lacului” (Figura 4.12).

Figura 4.12. Valorile medii anuale ale HCH în apa lacului Băbeni

In cel de al doilea an situația este destul de diferită de anul anterior. Au fost luate măsuri de micșorare a poluării, în special privind poluarea industrială (apele reziduale de fabricatie).

Ca și la HCH, care a fost intens utilizat în agricultura și pentru Atrazin întâlnim valori mari (Figura 4.13), prea mari având în vedere că sursa poluatoare este doar agricultura și circuitul natural al elementelor în natură [101].

Figura 4.13. Incarcarea cu Atrazin în probe de apa din lacul Băbeni (medii anuale)

In anul al doilea valorile de Atrazin s-au redus drastic (Figura 4.13), de aproape 16 de ori, reducere aparută ca urmare a măsurilor de protectie adoptate în urma semnalului de alarmă dat de valorile mari din anul precedent.

Tot din clasa ierbicidelor, s-a studiat și impurificarea apelor lacului Băbeni cu Alaclor. Alaclorul a avut o comportare mai puțin constantă înscriindu-se în valori cuprinse între 6 – 133 g/L în primul an și, respectiv, 23 – 180 g/L în anul ulterior. De asemenea, s-a constatat că valoarea medie anuală a concentrației de Alaclor în apa de suprafață în cel de al doilea an este aproape dublă față de anul precedent, ceea ce demonstrează că prezența Alaclorului în lacul Băbeni este din procesul de sinteză industriala.

Date experimentale – compartimentul de mediu sedimente

Apa lacului Băbeni s-a constatat că raspunde foarte prompt din punctul de vedere al variației încărcării cu pesticide la fenomenele de poluare difuză și punctiformă și, că răspunde de asemenea, destul de prompt, atunci când aceste surse de poluare dispar. De aceea, pentru a stabili în ce masură fiecare din aceste pesticide conduc la o poluare de durată s-a urmărit prezența acelorași pesticide în sedimentele lacului Băbeni [96].

Insecticidele de tip HCH au prezentat o evoluție descrescătoare din aprilie spre septembrie și valori diferite în funcție de locul recoltării (Figura 4.17).

Figura 4. 17. Variația sezonieră a HCH în sedimentele lacului Băbeni

In cazul lacului Băbeni, raportul de concentrație din sediment și apă depașește valoarea de 1000 ceea ce înseamnă o poluare semnificativă a întregului ecosistem.

Atrazinul s-a dovedit a fi prezent în sedimentele lacului Băbeni în concentrații mari, de până la sute de mii de μg/kg, valorile maxime fiind în luna aprilie, evidențieandu-se clar participarea agriculturii la fenomenul de acumulare a Atrazinului în sedimente.

Alaclorul a aratat o capacitate mare de fixare pe mediul abiotic, respectiv pe sedimente, valorile determinate fiind de sute de mii de μg/kg ajungând chiar până la g/kg datorită capacității de fixare prin absorbție fizică.

Date experimentale – compartimentul biotic

Numeroase specii de organisme acvatice prezintă capacitatea de concentrare în corp a unor poluanți toxici existenți în apă [105], chiar dacă aceștia se află în cantități foarte reduse. Din determinarile experimentale pentru ecosistemul lacului Babeni s-au constatat urmatoarele:

Tabel 4.14. Concentrarea pesticidelor determinate în verigile lanțului trofic acvatic – lacul Băbeni – anul I

Se observă că indiferent de veriga studiată comparativ cu peștele, HCH-ul este pesticidul care se regăsește în procentul cel mai mare în toate verigile mediului acvatic, ceea ce arată capacitatea lui mare de a se transfera între compartimente.

4.3.2. Studiul ecosistemului acvatic Porțile de Fier I

Date experimentale – compartimentul de mediu apă

In anul 2003 izomerii de tip HCH prezintă valori comparabile ca ordin de mărime, cea mai mare valoare pentru Lindan s-a înregistrat la Gruia, sugerându-ne o influență a staționării și acumulării în timp datorită barajului. DDT-ul se face simțit numai prin prezenta metaboliților săi DDE-ul și DDD-ul, aceasta sugerând remanența unei poluări mai vechi. În ceea ce privește suma pesticidelor organoclorurate, se observă că secțiunea de încărcare maximă este tot Gruia scăzând ușor spre aval (Figura 4.22).

Figura 4.22 Evoluția încărcării cu pesticide organoclorurate a apei fluviului Dunărea – Porțile de Fier

Din măsurătorile efectuate în anii urmatori se constată o stabilizare a gradului de contaminare cu insecticide organoclorurate a apelor de suprafață din zona acumulării Porțile de Fier I la nivelul unui fond de 0,060 μg/L (Figura 4.22).

În anul 2003 suma ierbicidelor este relativ constantă pentru punctele de recoltare studiate (~0,070 μg/L) (Figura 4.23). Ca și în cazul insecticidelor organoclorurate și în situația ierbicidelor studiate se constată în timp stabilizarea unei poluări de fond în zona acumulării Porțile de Fier I de ~ 0,160 μg/L (Figura 4.23).

Figura 4.23 Evoluția încărcării cu ierbicide a apei fluviului Dunărea în zona Porțile de Fier

Date experimentale – compartimentul de mediu sedimente

Toate insecticidele organoclorurate măsurate în probele de sedimente din zonă au avut valori descresteri semnificative in timp, fapt ce arată eficiența politicilor de îmbunătățire a calității mediului și, în special, de protecție a mediului acvatic și resurselor de apă. Creșterea bruscă a sumei insecticidelor organoclorurate în anul 2004 pentru punctul de recoltare Gruia trebuie corelată strict cu condițiile meteorologice.

Figura 4.24 Incărcarea cu pesticide organoclorurate a sedimentelor fluviului Dunărea – Porțile de Fier

In anul 2004 concentrațiile ierbicidelor s-au situat la aproximativ același nivel, de ~0,050 mg/kg pe medie. Pentru anul 2005 se constată o ușoară creștere a valorilor concentrațiilor de ierbicide măsurate, evoluția spațială (de-a lungul cursului fluviului în punctele de recoltare) fiind însă ca o oglindă a celei din anii anteriori (Figura 4.25).

Figura 4.25 Evoluția încărcării cu ierbicide a sedimentelor fluviului Dunărea – Porțile de Fier

Date experimentale – compartimentul biotic

Pentru compartimentul biotic s-au analizat substanțele organice persistente tip pesticid din următoarele tipuri de matrici:

A.- macrofite – reprezentate de papură (Potomogeton crispus; Potomogeton pectinatus);

B.- plancton – totalitatea organismelor fito- și zoo-planctonice în suspensie în mediul acvatic;

C.- pești – caras (Carassius carassius); somn (Siluris glanis); biban (Perca fluviatilis); platica (Abramis ballerus); cosac (Scardinius erythrophthalnus);

– moluște/scoici – Anodonta cygnea sp.; Gasteropode viviparus sp.

Ca prezență, toți poluanții analizați, au avut valori detectabile.

Figura 4.26 Evoluția încărcării cu pesticide organoclorurate în pești și moluște – Porțile de Fier

* * *

Efectele negative ale prezenței pesticidelor organoclorurate s-au observat la o scară mai redusă ca grad de poluare și remanență în timp la nivelul ecosistemului acvatic Porțile de Fier.

Comportarea organismelor vii – biocenoza – evidențiază posibilitatea acestora de a se transfera și acumula concomitent cu alte substanțe organice cu diverse structuri chimice [116]. Nu se observă un sinergism evident în transferul între-medii al pesticidelor studiate, ci doar un fenomen cumulativ. Ecosistemele acvatice studiate evidențiază capacitatea de supraviețuire și de eliminare (curățare) în timp a contaminării atunci când sursa de poluare se reduce sau dispare.

Datele obținute sunt utile pentru că urmăresc pe o perioada destul de lungă evoluția a două ecosisteme acvatice importante din România și pot oferi o bază de pornire (predicție) pentru evaluarea tendinței poluării unor ecosisteme acvatice din România cu nivele de poluare și caracteristici asemănătoare.

5. TRANSFERUL POLUANțILOR ORGANICI PERSISTENțI în VERIGILE ECOSISTEMULUI ACVATIC

Orice substanță chimică ajunsă în mediu se deplasează între diferitele compartimentele de mediu (aer, apă, sol/sedimente, biota), fiind subiectul distribuției (partiției) față de acel sector la care are cea mai mare activitate, funcție de proprietățile sale fizico-chimice [117].

Altfel spus substanțele chimice au “tendința de a părăsi sistemul cu gradul cel mai mare de constrângere” [23]. Partiția reprezintǎ fenomenul de tranfer parțial, selectiv, al unei substanțe între douǎ medii nemiscibile aflate în contact pânǎ la atingerea stǎrii de echilibru. In noul mediu concentrația substanței este un multiplu al concentrației substanței din mediul inițial: C1/C2 = K12 = ct. Aceastǎ constantǎ se numește coeficient de partiție.

Se definesc astfel următorii factori de caracterizare a fenomenului de transfer între compartimente de mediu:

factorul de bioacumulare (FBA= K1/K2) ca fiind raportul dintre concentrația poluantului organic persistent în sediment față de concentrația acestuia în mediul înconjurător, respectiv pentru mediul acvatic – apa. FBA este folosit ca măsură a partiției directe a substanței chimice din apă în sediment;

factorul de bioconcentrare (FBC = K1/K2) ca fiind raportul dintre concentrația poluantului organic persistent într-un organism dat față de concentrația acestuia în mediul înconjurător, respectiv pentru mediul acvatic – apa [54]. FBC este folosit ca o măsură a partiției directe a substanței chimice din apă în biota, dar poate fi aplicat și la specii terestre (plante și animale) în funcție de solul sau apa contaminată.

In condițiile de stabilizare a procesului de transfer (dCp/dt = 0) factorul de bioconcentrare/bioacumulare se poate exprima și prin raportul dintre concentrația poluantului în veriga investigată și concentrația sa în apă: K = Cp / Cw .

Pe baza datelor experimentale prezentate în Capitolul 4, ce arată caracterizarea generală a gradului de poluare a ecosistemelor luate în studiu, acest capitol aduce ca o contribuție personală caracterizarea transferului acestor compuși între verigile ecosistemului acvatic prin aplicarea și utilizarea factorilor de partiție (FBC – factor de bioconcentrare; FBA – factor de bioacumulare) și modelarea transferului cu ajutorul modelului de fugacitate (descris teoretic în Capitolul 2).

5.1. Evaluarea impactului micropoluanților organici persistenți măsurați experimental asupra verigilor ecosistemelor acvatice; factori de bioconcentrare și bioacumulare

5.1.1. Transferul micropoluanților organici persistenți în verigile

ecosistemului lac Băbeni

Transferul în sedimente. Pentru evaluarea nivelului de bioacumulare în sedimentele ecosistemului lac Băbeni, s-a utilizat modelul descris în Cap. 2.1 (relația 2.7) și s-a considerat situația de echilibru (de stabilizare a procesului de acumulare și de eliminare).

Conform datelor măsurătorilor experimentale (medii anuale din Tabel 4.4 – 4.9) rezultă din calcul următorii factori de acumulare (FBA – raportul dintre concentrația poluantului din sediment și concentrația din apa).

Tabel 5.1. Acumularea pesticidului HCH în sedimentele lacului Băbeni

Daca aplicam funcția logaritm acestor valori, asimilând log FBA cu log Koc, obținem valoarea de ~ 3,01-3,15, ceea ce arată o afinitate medie a acestui compus pentru transferul în sediment [120].

Pentru Atrazin, logaritmând factorul de bioacumulare obținem valori de 3,24 – 3,37, ceea ce caracterizează un proces destul de intens de transfer în sedimente.

Tabel 5.2. Acumularea ierbicidului Atrazin în sedimentele lacului Băbeni

Pentru Alaclor se obțin valori de 4,12 – 5,56, fapt ce subliniază o data în plus capacitatea mare de fixare a acestui ierbicid pe mediul abiotic, respectiv pe sedimente.

Tabel 5.3. Acumularea ierbicidului Alaclor în sedimentele lacului Băbeni

Transferul în biota. Factorii de bioconcentrare calculați pentru diferite verigi ale lanțului trofic specifice ecosistemului studiat sunt:

Tabel 5.4. Bioconcentrarea pesticidului HCH în verigile trofice ale lacului Băbeni – 1991

* încărcarea medie anuală a apei cu substanta toxica = 4,529 μg/l

Tabel 5.5. Bioacumularea ierbicidului Atrazin în verigile trofice ale lacului Băbeni – 1991

* încărcarea medie anuală a apei cu substanta toxica = 48,554 μg/L

Tabel 5.6. Bioconcentrarea ierbicidului Alaclor în verigile trofice ale lacului Băbeni – 1991

* încărcarea medie anuală a apei cu substanta toxica = 33,401 μg/L

Considerând peștele veriga superioară din structura trofică studiată, se poate presupune că acumularea majoră a toxicului în veriga superioară (peștele) provine și din participarea celorlalte verigi la hrana peștelui, generându-se astfel un efect de bio-amplificare a transferului poluantului.

Tabelul 5.7. Contribuții ale factorilor de concentrare caracteristici verigilor lanțului trofic din lacul Băbeni la bioamplificarea din pește

Se observă că în ceea ce privește HCH o contribuție importantă la fenomenul de bio-amplificare o au, cum era de așteptat, perifitonul și planctonul, în timp ce la Alaclor bio-amplificarea este susținută în special de perifiton. Surprinzător însă, la Atrazin nu se observă același efect ca la celelalte două pesticide studiate. Transferul în pește se realizează în special datorită afinității mediu ridicate a acestui compus.

5.1.2. Transferul micropoluanților organici persistenți în verigile

ecosistemului Porțile de Fier

Transferul în sedimente. Pentru evaluarea nivelului de bioacumulare în sedimentele ecosistemului Porțile de Fier s-a considerat situația de echilibru (de stabilizare a procesului de acumulare și de eliminare).

Conform datelor măsurătorilor experimentale rezultă din calcul următorii factori de acumulare (FBA) pentru pesticidele studiate.

Tabel 5.8. Acumularea pesticidului HCH în sedimentele lacului Porțile de Fier

Acumularea pesticidului HCH, arată o rată descrescătoare de transfer între compartimentul apă și compartimentul sedimente si valoari de log FBA ~ 2,64 -3,52 , ceea ce arată o afinitate medie a acestui compus pentru transferul în sediment.

Tabel 5.9. Acumularea pesticidului DDT în sedimentele lacului Porțile de Fier

Log FBA pentru DDT este între 2,25 – 2,70 având valori mult mai mici decât cele raportate în literatura de specialitate (de aprox. 6,19 ) [35].

Tabel 5.10. Acumularea ierbicidului Atrazin în sedimentele lacului Porțile de Fier

Pentru Atrazin s-au obținut valori de 2,30 – 2,95, iar pentru Alaclor de 2,53-3,01, ceea ce caracterizează un proces mediu de transfer în sedimente.

Tabel 5.11. Acumularea ierbicidului Alaclor în sedimentele lacului Porțile de Fier

Transferul în biota.

Faptul că planctonul înregistrează valoarea cea mai mare FBC pentru HCH in anii studiati se datorează timpului mare de contact al acestuia cu poluantul existent în apă. Factorii de bioconcentrare (FBC) calculați pentru diferite verigi ale lanțului trofic specifice ecosistemului studiat sunt:

Tabel 5.12. Bioconcentrarea pesticidului HCH în verigile trofice ale lacului Porțile de Fier

* încărcarea medie anuală a apei cu substanta toxica= 0,237 μg/L in 2003, respectiv 0,088 μg/L in 2004

Tabel 5.13. Bioconcentrarea pesticidului DDT în verigile trofice ale lacului Porțile de Fier

* încărcarea medie anuală a apei cu substanta toxica= 0,483 μg/L in 2003, respectiv 0,034 μg/L in 2004

Tabel 5.14. Bioconcentrarea ierbicidului Atrazin în verigile trofice ale lacului Porțile de Fier

* încărcarea medie anuală a apei cu toxic= 0,022 μg/L in 2003, respectiv 0,084 μg/L in 2004

Tabel 5.15. Bioconcentrarea ierbicidului Alaclor în verigile trofice ale lacului Porțile de Fier

* încărcarea medie anuală a apei cu toxic= 0,043 μg/L in 2003, respectiv 0,077 μg/L in 2004

Considerând, ca și în situația lacului Băbeni, peștele veriga superioară din structura trofică studiată, deci cu cea mai mare periculozitate de tranfer al toxicului către om, se observă însă că pentru acumularea artificială Porțile de Fier fenomenul de bio-amplificare este susținut în special de plancton și macrofite, spre deosebire de lacul Băbeni unde fenomenul de bio-amplificare s-a datorat în special perifitonului și planctonului.

5.2. Modelarea transferului micropoluanților organici persistenți în ecosistemele acvatice studiate folosind modelul fugacității

Mediul înconjurător este alcatuit dintr-un număr mare de “faze” cum ar fi aerul, solul și apa care diferă prin proprietăti și compoziție, spațial (de la un loc la altul) și temporal (de-a lungul timpului). Este greu să se descrie detaliat, complet o stare (temperatură, presiune și compoziție), chiar și a unui sistem ecologic mic, de exemplu un iaz cu sedimente în adanc și aer deasupra. Ca urmare, este necesar să se facă numeroase presupuneri simplificatoare despre starea mediului înconjurator. O modelare reușită se obține prin selectarea celui mai bun sau celui “mai putin rău” set de date care creează un model mai puțin complex, dar suficient de detaliat pentru a fi util. Scopul este eliminarea detalierii mai puțin necesare în favoarea proceselor importante care controlează comportarea fizico-chimică. De exemplu, putem presupune că o fază este omogenă sau poate fi în echilibru cu o altă fază sau poate rămane neschimbată în timp.

Conceptul de fugacitate descrie tendința de trecere (migrare) a unui poluant dintr-un compartiment de mediu într-altul atunci când mediile sunt în contact. Pe baza conceptului de fugacitate, se poate postula o relație aproape-liniarǎ de dependențǎ între fugacitate și concentrația substanței chimice în fiecare compartiment de mediu [67]: C = Z f

unde Z este o constanta de proportionalitate numitǎ capacitate de fugacitate, având ca unitǎți de mǎsurǎ mol/m3Pa. Aceastǎ ecuație nu implicǎ faptul cǎ C variazǎ întotdeauna liniar cu f. Neliniaritatea poate fi adaptatǎ prin considerarea lui Z ca funcție de C sau de f.

Imaginea cea mai simplă pe care o avem asupra mediului înconjurător este aceea a unui numar de faze, fiecare fiind omogenă sau bine echilibrată și stabilă în timp privind la o anumita scară temporală.

Aceste modelǎri permit obținerea unor informații privind comportarea adversǎ a poluanților studiați fațǎ de mediul înconjurǎtor în faze, sau concentratii foarte mici. Coeficienții de transfer corespunzǎtori pot fi estimați prin ecuații de regresie linearǎ.

In calculele de rutină ale fugacității trebuie să se verifice că valorile deduse sunt mai mici decât fugacitățile fazei pure. Dacă aceste fugacităti sunt depășite apare suprasaturația și este depăsită fugacitatea maximă permisă.

CA

AER

PRESIUNE VAPORI

PS v/RT

CO ZA = 1/RT CP

OCTANOL SOLUT

PUR

ZO = KOW/RT ZP = 1/PS v

f

FUGACITATEA

ZB = KB B /H ZS = KP S /H

ZW = 1/H = CS/PS

CB CS

BIOTA FACTOR BIOCONCENTRARE COEFICIENT ADSOBTIE SORBANT

B KB S KP

KOW CW CS v

COEF.PARTITIE APA SOLUBILITATEA

APA OCTANOL APOASA

CONSTANTA LEGII HENRY

H/RT sau PS/RTCS

Figura 2.2.a) Relația dintre fugacitate (f) și capacitatea de fugacitate (Z)

Figura 2.2.b) Relația dintre capacitatea de fugacitate (Z) și coeficienții de partiție intre-medii

5.2.1. Lacul Băbeni

Analizând rezultatele obținute cu modelul fugacității (Tabele 5.17 – 5.20) pentru transferul substanțelor persistente de tip pesticid analizate experimental (HCH, Atrazin, Alaclor) din compartimentul apă în celelalte compartimente ale ecosistemului acvatic (sediment, biota) lac Băbeni se constată următoarele:

– concentrația HCH pentru sediment de 0,477 mg/kg este foarte apropiată de valoarea medie determinată pentru acest compus în anul 1992 (0,449 mg/kg), aproximând foarte bine preluarea din apă a compusului toxic în sediment, dar pe o perioadă mai lungă de timp (cel puțin 1 an);

– concentrația de HCH în compartimentul biotic (1,398 mg/kg) aproximează foarte bine transferul izomerului activ γ-HCH pe o perioadă mai scurtă de timp (în cursul aceluiași an – 1991), valoarea medie determinată experimental pentru toți izomerii HCH (29,12 mg/kg) în compartimentul biotic fiind de aproximativ 20 de ori mai mare;

– în ceea ce privește Atrazinul, valorile obținute prin aplicarea modelului fugacității (4,536 mg/kg pentru sediment, 13,275 mg/kg pentru biota) sunt de 20 de ori mai mici atât pentru compartimentul sediment (84,18 mg/kg), cât și pentru compartimentul biotic, fapt ce indică prezența unei poluări cronice cu acest compus a ecosistemului acvatic lac Băbeni, cât și apariția unui fenomen de amplificare în decursul timpului a contaminării în aceste compartimente.

Acest fenomen este confirmat și de concentrația majoră de compusi toxici regăsită în pește în anul 1991 (1000,6 mg/kg).

Pentru transferul Alaclorului în sediment și biota se constată o situație similară cu cea regăsită în cazul Atrazinului. Valorile obținute pe baza modelării, considerând o situație la echilibru (staționară) privind contaminarea ecosistemului Băbeni, sunt mult mai mici față de cele obținute din determinările experimentale pentru anul 1992 (Tabel 5.19). Realizând o modelare pentru o cantitate de poluant de 15 ori mai mare descărcată în mediul acvatic (Tabel 5.20) se obțin rezultate comparabile cu cele experimentale. Acest lucru indică existența unor descărcări majore de poluant în ecosistemul acvatic datorită industriei și agriculturii din zonă și, totodată, afinitatea mare a compusului de transfer rapid din apă în sediment și biota.

5.2.2. Acumularea artificială Porțile de Fier

Rezultatele obținute cu modelul fugacității (Tabele 5.22 – 5.25) pentru transferul substanțelor persistente de tip pesticid analizate experimental (HCH, DDT, Atrazin, Alaclor) din compartimentul apă în celelalte compartimente ale ecosistemului acvatic (sediment, biota) Porțile de Fier arată o comportare diferită a acestui ecosistem acvatic:

valorile de poluant organic persistent, indiferent de compusul studiat, modelate matematic pentru compartimentul sedimente sunt supraestimate: 0,269 mg/kg față de 0,0008 mg/kg determinată experimental pentru HCH; 0,0823 mg/kg față de 0,00009 mg/kg pentru DDT; 0,072 mg/kg față de 0,00002 mg/kg pentru Atrazin; 0,014 mg/kg față de 0,00002 mg/kg pentru Alaclor. În această situație se poate presupune că acest rezultat se datorează fie existenței unor curenți puternici de adâncime care conduc la un transport major spre aval al acestui segment acvatic, fie imposibilității de recoltare a unor probe reprezentative de sediment datorită particularităților fizico-geografice ale zonei.

valoarea rezultată din modelul matematic pentru transferul compusului organic persistent HCH (0,786 mg/kg) este apropiată valorii medii pe termen lung (din anul 2004) obținută experimental pentru compartimentul biotic, de ordinul zecimilor de mg/kg (~ 0,2 mg/kg). Totuși ea aproximează mai bine concentrațiile determinate experimental pe termen lung pentru acest compus în probele de plancton (0,597 mg/kg în 2004), verigă care pe termen lung se află mai mult timp în contact cu poluantul. Pe termen scurt rezultatul modelării însă estimează mult mai bine concentrația de compus toxic preluată rapid de pești (0,482 mg/kg în 2003).

o situație similară este regăsita și în cazul pesticidului tip DDT: rezultatul modelului matematic are același ordin de mărime ca valorile experimentale pe termen lung pentru compartimentul biotic (0,242 mg/kg față de 0,951 mg/kg valoare determinată în 2004), aproximând bine valoarea poluantului determinată experimental în pești (0,824 mg/kg) pe termen scurt, în decursul aceluiași an (2003).

rezultatele determinate experimental pentru Atrazin (0,124 mg/kg) pe termen lung (în 2004) fitează bine rezultatul modelării (0,210 mg/kg) pentru compartimentul biotic.

pentru Alaclor se observă un transfer mai rapid în compartimentul biotic, rezultatul modelării de 0,0397 mg/kg fiind apropiat de cel obținut experimental pentru macrofite (veriga staționară) în 2003 (0,033 mg/kg).

* * *

Ca o concluzie generală, procesul de transfer și acumulare a compușilor organici persistenți în compartimentele ecosistemelor acvatice studiate prezintă un caracter complex: nu se desfășoară uniform, ci în etape de creșteri lente a concentrațiilor din țesuturi, urmate de etape în salturi de bio-amplificări și concentrări (în special în situațiile corpurilor de apă intens modificate, ce prezintă o contaminare cronică, de lungă durată), proces ce pare că tinde către o limită de stabilizare a acumulării la o concentrație dependentă, în general, de concentrația din mediul acvatic la atingerea stării de echilibru.

6. EVALUĂRI DE RISC ASUPRA MEDIULUI ȘI SĂNĂTĂȚII

Metodologia propune o abordare integrată a evaluării rapide a impactului asupra componentelor mediului și asupra sănătății în cazul unui eventual accident industrial sever survenit în incinte industriale active, sau scoase din uz, dar cu risc major.

Aplicarea tehnicilor de evaluare a riscului, la un nivel corespunzător și la acuratețea cerută de abordarea “rapidă”, are ca scop identificarea cazului celui mai nefavorabil ce ar urma unui accident sever, într-un mod sistemic și repetabil, pentru a furniza un instrument practic de evaluare, prevenire, monitorizare și rezolvare a impactului în vederea depășirii stărilor de urgență pentru protecția mediului și sanatatii.

Metodologia are la bază criterii și elemente preluate din surse recunoscute, ca de exemplu, Convențiile Internaționale UN/ECE [71; 72; 73], Directivele UE [74], documente EC/JRS [75], regulamentele naționale ale Țărilor Membre EC [76] și experiența aplicării lor.

Metodele rapide de evaluare a riscului au nevoie pentru obținerea unor date de pornire pentru calcularea consecințelor accidentelor generatoare de risc. Evaluarea integrată a riscurilor, care constituie punctul central al modelului, urmărește definirea următoarelor valori de referință:

Frecvența anticipată la accident;

Impactul (consecințele) asupra componentelor mediului și populației.

În vederea facilitării analizelor și a utilizării unei proceduri comune la nivelul diferitelor locații valorile precizate mai sus sunt exprimate în indici numerici. Toți indecșii sunt normalizați între 0 și 10, pentru facilitarea analizelor comparative și a ierarhizării.

Structura de bază a modelului de evaluare rapida a riscului poate fi împărțită în următoarele patru etape de evaluare (Figura 3.1):

Index de Pericol Potential al Incintei (SHI) și Ierarhizare

Index de Gravitate pentru Mediu și Sănătate (EPGI)

Inventar Accidente, Index Risc de Accidente și Index Risc Incintă (ARI; SRI)

Indexul General de Vulnerabilitate pentru Mediu și Sănătate (GEHVI) și Ierarhizare

Primele două elemente conduc împreună către evaluarea rapidă dorită, în timp ce al treilea element furnizează elemente adiționale, în vederea verificării coerenței evaluării realizate.

Al patrulea element reprezintă mecanismul de pornire al procesului de înregistrare, analiză și învățare din accidentele apărute. Poate fi considerat ca un element secundar în domeniul mai restrâns al primei implementări.

Evaluarea Indexului de Pericol Potential al Incintei (SHI) poate fi la rândul său sub-divizat în patru pași:

Inventariere incinte cu risc

Clasificarea substanțelor periculoase și inventariere

Inventariere riscuri naturale

Calcul Index de Risc al Incintei și ierarhizare

Etapa de Evaluare Index de Gravitate pentru Mediu și Sănătate, a Indexului de Riscului la Accidente poate fi divizată în:

Clasificare mediu și sănătate și inventariere

Evaluare rapidă a consecințelor unui accident

Evaluare rapidă de risc.

Calculul pentru Indexul de Vulnerabilitate pentru Mediu și Sănătate se referă la:

Indexul de vulnerabilitate a populației

Indexul de vulnerabilitate a mediului

Indexul de vulnerabilitate economic

Indexul de vulnerabilitate final și ierarhizare

Abrevierile utilizate în metodologia de evaluare rapidă au fost menținute de la denumirile din limba engleză.

Figura 3.1. Schema de ansamblu a metodologiei

6.1. Selectarea obiectivelor industriale pentru aplicarea modelului

evaluării rapide a riscului

Pentru aplicarea metodologiei de evaluare rapidă a riscului la poluări accidentale în vederea prevenirii și limitării dezechilibrelor ecologice majore și a impactului ce ar putea afecta folosințele de apă datorate acestora, s-au selectat ca studiu de caz [122] următoarele incinte industriale:

1) din bazinul hidrografic Argeș:

SC ARPECHIM;

SC ARO Câmpulung;

SC VERACHIM – Giurgiu;

SC TURNU – Turnu Măgurele;

SC SICOMED SA – București;

2) din bazinul hidrografic Olt:

SC OLTCHIM SA Râmnicu Vâlcea

3) din bazinul hidrografic Jiu:

SC DOLJCHIM SA Craiova.

Selectarea acestor incinte industriale a avut la bază următoarele criterii [123]:

toate sunt obiective industriale mari situate în imediata vecinătate a unor orașe;

au fost construite de cel puțin 10 ani;

nivelul de control diferit al tehnologiei;

tip de operare diferit – ciclu de producție continuu sau secvențial;

condiții diferite de presiune și temperatură la operarea instalațiilor.

Trebuie subliniat faptul că incintele industriale au profile de activitate diferite:

Arpechim – Pitești; rafinărie și complex petrochimic.

Aro – Câmpulung; întreprindere producătoare de mașini, utilizatoare de soluții cu cianuri;

Verachim – Giurgiu; întreprindere chimică, pentru producerea vopselelor;

SC Turnu – Turnu Măgurele; întreprindere chimică pentru producerea amoniacului și îngrășămintelor chimice (fertilizanților);

Sicomed – București; industria farmaceutică;

Oltchim Râmnicu Vâlcea – unul dintre cele mai mari combinate chimice din România;

Doljchim Craiova – producător de fertilizanți și produși organici de sinteză.

6.2. Evaluarea riscului la poluări accidentale și a impactului asupra mediului și sănătății

Pentru fiecare dintre incinte au fost colectate datele necesare aplicării metodologiei de evaluare a riscului (Capitolul 3) asupra mediului și, corelativ asupra sănătății umane, pentru incinta/instalația industrială respectivă.

Listele de verificare și colectare a datelor de bază pentru aplicarea metodologiei s-au axat în principal pe următoarele aspecte [24]:

localizarea incintei industriale;

tipul activității;

date generale referitoare la incintă;

date de descriere a activității incintei;

date referitoare la substanțele toxice (conținute in Directiva Seveso II) manevrate și/sau stocate în incintă – cantități manevrate/utilizate actual, precum și capacitatea proiectată;

date referitoare la zona geografică în care este amplasată incinta.

Pentru completarea informațiilor s-a apelat și la bazele de date privind proprietățile fizico-chimice și toxicologice ale substanțelor potențial toxice IRPTC (Registrul Internațional Pentru Substanțe Potențial Toxice) și BIG. S-a urmărit astfel impactul substanțelor (analizate în particular pentru fiecare incintă conform datelor anterior colectate) asupra mediului acvatic în special [124].

După prelucrarea datelor s-au obținut pentru fiecare incintă industrială în parte următoarele rapoarte [24], structurate după cum urmează:

Raport Risc incintă;

Raport Index Risc de Accident (pentru accidentele particulare considerate relevante pentru fiecare incintă în parte, în funcție de informațiile din teren, de specificul activității și de gradul de implementare al Sistemului de Management și Siguranță).

Valoarea “foarte înaltă” a SRI pentru Doljchim se datorează în esență imensei capacități de stocare criogenică a amoniacului.

Valoarea “înaltă” a SRI pentru Oltchim reprezintă atât riscurile legate de cantitatea și caracteristicile substanțelor periculoase, cât și condițiile bune, nivelul tehnologic și organizațional al întreprinderii [125], în vederea prevenirii riscului de accidente majore.

Tabel 6.1. Rezultate și clasificarea diferiților indecși

6.3. Incidente și eliberări de substanțe periculoase în mediu

Aplicarea evaluării rapide a riscului a condus la definirea unui set de accidente potențiale și consecințe asociate care ar putea să se întâmple în cele șapte incinte industriale selectate. Informațiile adunate despre populație și mediu au permis definirea consecințelor pentru fiecare component de mediu.

6.4. Recomandări generale pentru minimizarea riscurilor

Metodologia rapidă de evaluare a riscului la poluări accidentale a incintelor industriale reprezintă un instrument util și necesar pentru determinarea zonelor în care planificarea externă de urgență este de interes. In cazul unor zone mari industriale, cu mai multe complexe chimice, planificarea stării de urgență trebuie să țină seama de evaluarea riscului la poluări accidentale realizată pe baza unor rapoarte de siguranță detaliate pentru fiecare întreprindere sinergic [127].

Metodologia de evaluare rapidă a riscului la poluări accidentale poate fi aplicată oricărei incinte industriale, indiferent de profilul activității, și, fapt foarte important de menționat, chiar și acelor incinte industriale abandonate sau a căror activitate a fost oprită.

Harta obținută reprezintă unul dintre cele mai importante rezultate ale implementării metodologiei.

Figura 6.2. Harta măsurilor de urgență și prevenire sugerate pentru b.h. Arges

Informațiile raportate pot fi folosite atât de către industrie cât și de către Autoritățile Naționale în vederea dezvoltării unui plan comun pentru managementul situațiilor de urgență și reducerea riscului.

Principalele avantaje:

permite o evaluare a riscului de mediu și sănătate,

are la bază o abordare integrată aplicabilă atât la nivelul unor instalații active cât și al activităților sistate,

permite extinderea și la nivelul emisiilor continue (poluare cronică a apei, aerului și solului).

Principalele condiții limitative:

Principalele condiții limitative ale prezentei metodologii sunt următoarele:

Probabilitatea scenariilor de accidente nu este considerată și nici ierarhizată;

Impactul este evaluat pentru ființele umane cu referire la efectele adverse imediate – în acest sens analizele nu iau în considerare efectele pe termen întârziate sau pe termen lung;

Este evaluat riscul potențial direct la poluări accidentale al incintei industriale si zona de impact, nu și efectele pe termen mediu și lung asupra mediului.

7. C O N C L U Z I I

Degradarea mediului înconjurător are cauze multiple, efectele sale sunt variate și pot să apară pretutindeni. Este imposibil să cunoaștem într-o viziune globală repercusiunile poluării produse de o “civilizație” în care aviditatea pentru progres, necunoașterea efectelor acestuia pe termen lung, neglijența și chiar interesele diverse contribuie la pierderea unei părți importante a patrimoniului natural. Este important să conștientizăm că nu putem evita hazardul, dar putem minimiza efectele dezastrelor.

Principalele contribuții originale ale lucrării sunt sintetizate în cele ce urmează.

Evaluarea prezenței poluanților organici persistenți în ecosistemele acvatice a fost orientată în lucrare pe două direcții:

investigarea contaminării de scurtă durată cu poluanți organici persistenți (poluarea accidentală cu produse petroliere – HAP a râului Prahova) – prin gândirea și aplicarea unei metode de caracterizare rapidă și identificare a sursei de poluare (amprenta poluării);

cercetarea contaminării antropice de lungă durată cu poluanți organici persistenți – monitorizarea și analiza comparativă pe o perioada de 2-3 ani a calității ecosistemlor acvatice lac natural Băbeni și acumulare artificială Porțile de Fier.

Aceste rezultate au fost valorificate în 4 publicații ( [42], [21], [22],[93]).

Realizarea unor metode gaz cromatografice cu detectori spectrometru de masă sau cu captură de electroni pentru poluanți organici persistenți tip hidrocarburi aromate policiclice, compuși organici volatili și pesticide organoclorurate. Aceste metode au folosit diverse tehnici analitice de pregătire a probelor (extracție lichid-lichid, pe fază solidă, cu ultrasunete, cu head-space), funcție de natura poluantului determinat și de tipul matricii (apă, sediment, biota) (publicații [85], [86]).

Metoda implementată de determinare a POP tip hidrocarburi aromatice policiclice din probe de apă utilizând tehnica spectrometru de masă – gaz cromatograf a condus la identificarea rapidă a tipului de poluant, amprentarea poluării și identificarea sursei generatoare (publicație [89], [93]).

Determinările experimentale au arătat că poluarea accidentală investigată nu a avut efecte remanente în timp ca urmare a măsurilor de intervenție rapide, valorile măsurate în perioada stării de urgență scăzând la concentrații de 0,006 – 0,001 g/L, situate sub norma națională/internațională (0,1 g/L).

Rezultatele cercetărilor privind prezența, persistența și acumularea poluanților organici persistenți studiați (pesticide: HCH, DDT, Aldrin, Endrin, Atrazin, Alaclor) în probe de apă de suprafață, sol și biota indică necesitatea unui control riguros al folosirii substanțelor cu persistență îndelungată în mediu.

Cercetările efectuate asupra gradului de poluare a compartimentelor mediului acvatic cu poluanți organici persistenți în ecosistemele acvatice analizate au arătat că acumulările cele mai mari s-au identificat mai ales ca urmare a evacuărilor punctiforme de ape industriale.

Pentru lacul Băbeni s-a constatat că poluanții organici persistenți apar în probele cu material bogat organic (sedimente, biota), mai ales în aval de barajul Oltului și indică o amprentă puternică, istorică, asupra ecosistemului datorată industriei și agriculturii (publicație [96], [100]).

Pentru acumularea Porțile de Fier, determinările experimentale arată că sedimentele conțin o cantitate semnificativă de substanțe organice contaminante, dar prezintă un amestec diferit de cel întâlnit în zona lacului Băbeni. Valorile determinărilor reprezintă o completare importantă la cunoașterea contaminării cu poluanți organici persistenți a fluviului Dunărea (publicație [93], [114]).

Determinările experimentale au oferit o bază de pornire pentru evaluarea tendinței (predicției) contaminării ecosistemelor acvatice lac Băbeni și acumulare Porțile de Fier în timp aplicându-se modelul transferului în diferite compartimente de mediu pe baza factorilor de bioacumulare (FBA) și bioconcentrare (FBC) și prin aplicarea modelului fugacității (publicație [21], [95]).

Procesul de transfer și acumulare al compușilor organici persistenți în compartimentele ecosistemelor acvatice studiate prezintă un caracter complex: nu se desfășoară uniform, ci în etape de creșteri/scăderi lente ale concentrațiilor din diferitele compartimente acvatice, urmate de etape în salturi de bio-amplificări și concentrări, proces care tinde către o limită de stabilizare a acumulării la un nivel dependent de concentrația poluantului din mediul acvatic la atingerea stării de echilibru (publicație [115]).

Rezultatele modelării matematice au fost validate prin comparare cu datele obținute din determinările experimentale din anul următor și confirmă posibilitatea utilizării în predicția stării de calitate a unor ecosisteme acvatice din România cu nivele de poluare și caracteristici asemănătoare. Este foarte util un astfel de mod de evaluare întrucât determinările experimentale sunt costisitoare și foarte laborioase, iar unele situații reale necesită evaluări de risc și intervenții rapide.

Pentru lacul Băbeni concentrația de HCH prognozată prin modelare aproximează foarte bine preluarea din apă a poluantului în componenta acvatică sediment pe o perioadă mai lungă de timp (cel puțin 1 an). În ceea ce privește rezultatul modelării concentrației de HCH în componenta biotică, acesta aproximează foarte bine transferul izomerului activ γ-HCH pe o perioadă scurtă de timp.

Aplicarea modelului fugacității transferului poluanților tip HCH, DDT și Atrazin pentru ecosistemul acvatic Porțile de Fier a condus la rezultate de același ordin de mărime cu valorile experimentale pe termen lung pentru componenta biotică. Pe termen scurt însă rezultatele prognozei aproximează mult mai bine concentrația de substanță toxică preluată de pești.

Metodologia REHRA de evaluare rapidă a riscului la poluări accidentale a incintelor industriale, reprezintă un instrument util pentru estimarea impactului potențial al unui accident venit din partea unei întreprinderi ce produce/utilizează a substanțe periculoase pentru mediu și sănătate (publicație [12], [110], [122]).

Rezultatele aplicării metodologiei REHRA au demonstrat domeniul larg de aplicabilitate, atât unităților industriale în funcțiune, cât și celor în conservare sau scoase din uz (instalații vechi), fiind o metodologie de evaluare unitară indiferent de tipul activității, pe baza unor indecși adimensionali, permițând astfel identificarea elementelor vulnerabile și ierarhizarea riscurilor și priorităților în planurile de urgență (publicație [24]).

Prin cuantificarea indicilor de risc la un număr de 7 unități industriale care produc sau utilizează/stochează poluanți persistenți/periculoși pentru mediu și sănătatea umană s-a evaluat impactul riscului activităților industriale pentru ființele umane cu referire la efectele adverse imediate (letale, severe); în acest sens analizele nu au luat în considerare efectele pe termen lung produse de poluanții analizați.

Lucrarea de față vine în sprijinul cunoașterii și înțelegerii situației actuale din România, înscriindu-se în prioritățile actuale și de perspectivă ale implementării legislației protecției calității resurselor de apă în vederea minimizării impactului negativ al poluanților organici persistenți asupra ecosistemelor acvatice și, prin intermediul acestora, asupra sănătății umane (publicație [94], [115]).

REFERINȚE BIBLIOGRAFICE (selectie)

Chițimiea S., Luțai C., Borș A., Poluanții organici persistenți – impactul asupra mediului: nivele de concentrație și evoluție în mediul acvatic, Rezumatele comunicarilor Simpozionului Agrochimia în România – produse chimice ecologice pentru agricultură, ediția a – III – a, CHIMINFORM DATA – ICECHIM, 2004, p. 17

Chițimiea S., Cerințele Convenției Stockholm privind POP, Seminar Proccedings„POPs inventory in Romania”, Cheia – Prahova, 2003

Lesnic M., Bors A., Chițimiea S., Apostol T., Meghea A., Demetrescu I., New trends in POPs Management in Romania – Part I: National POPs Inventory, Science and Technology for Environmental Protection, Journal of the Independent Society for Environmental Protection, vol. 11, no. 1, 2004, p. 36-42

Lesnic M., Bors A., Chițimiea S., Apostol T., Meghea A., Demetrescu I., New trends in POPs Management in Romania – Part II: Romanian Strategy Action Plan, Science and Technology for Environmental Protection, Journal of the Independent Society for Environmental Protection, vol. 11, no. 2, 2004, p. 119-125

Lesnic M., Chițimiea S., Bors A., Stockholm Convention on POPs – enabling activities for a National Implementation Plan in Romania, UNIDO Regional Workshop Proceedings, Brno – Czech Republic, 2003, p. 43-48

Lesnic M., Paduraru D., Chițimiea S., Bors A., Report „Enabling Activities to Facilitate Early Action in the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants (POPs) in Romania”, UNIDO Project GF/ROM/02/020, 2003

Toader C., Chițimiea S., The fate of some persistent organic pesticides in a particular Romanian aquatic ecosystem, UNEP/IFCS, 1998, p. 309-314

Toader C., Chițimiea S., Pesticide behavior in the Romanian Danube River Ecosystem, Proceedings of the 1st European Conference on Pesticides and Related Organic Micropollutants in the Environment from Ioannina-Greece, 2000, p. 89-92

Mackay D., Multimedia Environmental Models. The Fugacity Approach, Lewis Publishers Inc., 1991

Chițimiea S., Toader C., Mihail O., Luțai C., Implementarea proiectului pilot REHRA în bazinul hidrografic Arges din România, Un mediu pentru viitor, Ed. Promotal, ISBN 973-98568-2-9, Bucuresti, 2003, p. 156-164

Chitimiea S., Metode standard pentru analiza POP, Lucrari seminar “Conventia Stockholm – poluanti organici persistenti; implicatii pentru Romania”, Bucuresti, 2002

Proiect Pilot de evaluare rapidă a riscului asupra mediului și sănătății pentru râuri de ordinul I din bazinul Dunării mijlocii și inferioare, ICIM București, 2001-2002

Convenția Aarhus (1998) și Espoo (1991) – Anexele cu listele activitatilor industriale potențial periculoase, UN/ECE, 1998, www.unece.org/env/pp/documents

Convenția Helsinki privitoare la Protecția și Utilizarea Apelor Transfrontieră și Lacurilor Internaționale și Protocolul pentru Apă și Sănătate, 1992, www.unece.org

Convenția UN/ECE pentru Accidente Industriale, 1993, www.unece.org

Directiva EC 96/1982 SEVESO

EC/JRC – Sistemul de Raportare a Accidentelor Majore (MARS), mahbsrv.jrc.it/mars

Chitimiea S., Lutai C., Nivelul poluarii cu pesticide organoclorurate al unor ape din Romania, Un mediu pentru viitor, Ed. Promotal, ISBN 973-98568-2-9, Bucuresti, 2003, p. 92-98

Toader C., Chițimiea S., Contribution concerning the fate of some persistent organic pesticides in a particular Romanian aquatic ecosystem, Subregional Awareness Raising Workshop on Persistent Organic Pollutants Proceedings, Ljubljana, Slovenia, 1998, p. 56

Dobrinas S., Coatu V., Chitimiea S., Utilizarea gaz cromatografiei pentru determinarea pesticidelor din apa de mare, Revista de Chimie, 53(8), 2002, p. 630-633

Toader C., Chitimiea S., Patroescu C., Bioacumularea atrazinului in biocenoza lacului babeni, Revista de Chimie, 49(11), 1998, p. 808-812

Neamtu S., Varduca A., Statii de monitoring si alertare automata. Necesitati si cerinte viitoare in caz de poluari accidentale cu impact transfrontiera, Rev. Mediul Inconjurator, 1, 2005, p. 9-18

Varduca A., Chitimiea S., Raport tehnic detaliat privind caracterizarea poluării accidentale cu produse petroliere pe râul Prahova, ICIM Bucuresti, 2005

Neamtu S., Varduca A., Automatic Monitoring and Alert Stations. Present needs and future tasks in case of accidental pollution with transboundary impact, The Environment Rev., ICIM & NIE Chisinau, 2005, p. 9-18

Mihail O., Constantinescu M., Zglobiu M., Lungu A., Chitimiea S., Efectele acrilatilor asupra unor component biologice din sistemele ecologice acvatice din tara noastra, Ed. Promotal, Bucuresti, 2003, p. 88-92

High resolution gas-chromatography, 2nd edition, Hewlett Packard Company, Freeman R.R. Editor, 1981

Chitimiea S., Varduca A., Use of Alarm Model in Accidental Pollution of Danube River, Modelling of Environmental Chemical Exposure and Risk, J.B.H.J. Linders, Kluwer Academic Publishers, Netherland, 2001, p. 91-96

Mihail O., Chitimiea S., Constantinescu M., Lungu A., Lutai C., Zglobiu M., Some contribution regarding the effects of PAHs on the biological components from Danube River, International Association for Danube Research (IAD) Limnological Reports, vol. 34 – Proceedings of the 34th Conference, Tulcea, 2002, p. 593

Chitimiea S., Varduca A., Toader C., Elements refering to Romanian regulation for risk assessment of environmental chemicals, Central European Journal of Public Health, vol. 8 (JHEMI vol. 44), 2000, p. 50

Toader C., Chitimiea S., Patroescu C., Disparitia unor pesticide cu toxicitate medie din biotopul unui ecosistem acvatic, Revista de Chimie, 51(3), 2000, p. 233-237

Toader C., Chițimiea S., HCH bioaccumulation in Babeni Lake biocenoses, Revue Roumaine de Chimie, 45(3), 2000, p. 285-288

Toader C., Mihail O., Circuitul biogeochimic al HCH-ului în ecosistemul acvatic lac Babeni, Rev. Mediul Înconjurător, 1997, p. 7

Toader C., Chițimiea S., Contribution concerning the revealing of the biotransformation potential of some persistent organic pesticides in the presence of microorganisms from a Romanian aquatic ecosystem, The 5th International HCH and Pesticides Forum Book, Basque Country, 1998

Toader C., Chitimiea S., Patroescu C., Spreading and degradation of some persistent pesticides in a hydrological regulation reservoir biota, Revue Roumaine de Chimie, 45(2), 2000, p. 197-201

Stadiu F., Toader C., Chitimiea S., Cateva aspecte privind prezenta substantelor periculoase in industria din Romania, Un mediu pentru viitor, Editura Promotal, ISBN 973-98568-2-9, Bucuresti, 2003, p. 29-35

Chitimiea S., Toader C., Popescu L.N., Organochlorine pesticides transfer within the Danube Delta Ecosystem, 6th International HCH and Pesticides Forum Book, 2001, p. 391-393

Chitimiea S., Lutai C., Varduca I., Protection of wetlands of the Danube – a pilot project for Cama Dinu istlets area – ROYAL HASKONING NETHERLAND BV & WWF Project Phare RO 0103/2004 Cross-border Cooperation Programme Romania-Bulgaria

Joint Danube Survey – Technical Report of the ICPDR, 2002

Sheehan P.J., Miller D.R., Butler G., Bourdeau P., Effects of pollutants at the ecosystem level, John Wiley & Sons, , 1994, p. 443

Chitimiea S., Toader C., Pesticides levels in water and soil – long term effects, Pesticide Safety News no.3/2000, p. 3

Neamtu S., Bors A., Stefan S., Risk assessment of some persistent organic pollutants on environment and health, Revista de Chimie, 58(9), 2007, p. 938-942

Mihail O., Constantinescu M., Zglobiu M., Lungu A., Chitimiea S., Efectele acrilatilor asupra unor componente biologice din sistemele ecologice acvatice din tara noastra, Un mediu pentru viitor, Editura Promotal, ISBN 973-98568-2-9, Bucuresti, 2003, p. 88-92

Neamtu S., Stefan S., Bors A., Transfer and translocation of organochlorine pesticide residues in an agricultural area of Romania, International Journal of Environment and Waste Management, 2007 (acceptata)

Chitimiea S., Mihail O., Lutai C., Rapid risk assessment of some industrial activities potential impact on , IAD Limnological Reports, vol. 34 – Proceedings of the 34th Conference, Tulcea, Romania, 2002, p. 767-776

Varduca A., Chițimiea S., Metodologie privind evaluarea integrată a riscului la poluări accidentale a râurilor în context transfrontieră, ICIM București, 2002

Bors A., Meghea A., Eșeanu D., Neamtu S., Lesnic M., Mathematical Model for Persistent Organic Pollutants Dispersion, Revista de Chimie, 2007 (acceptata)

ABREVIERI

Alaclor – denumire generica pesticid 2-cloro-2,6-dietil-N-metoximetilacetanilida

Aldrin – denumire generica pesticid 1,2,3,4,10,10-hexacloro-1,4,4a,5,8,8a-hexahidro-1,4,5,8-dimetanonaftalina

ARI – Index risc de accidente

Atrazin – denumire generica pesticid 2-clor-4-etilamino-6-izopropilamino-1,3,5-triazina

COV – compusi organici volatili

DDT – denumire generica pesticid diclorodifeniltricloroetan

Dieldrin – denumire generica pesticid 1,2,3,4,10,10-hexacloro-1,4,4a,5,6,7,8,8a-octahidro-6,7-epoxi-1,4,5,8-dimetanonaftalina

DSI – Index substante periculoase

ECD – detector cu captura de electroni

Endrin – denumire generica pesticid 1,2,3,4,10,10-hexacloro-1,4,4a,5,6,7,8,8a-octahidro-6,7-epoxi-1,4,5,8-dimetanonaftalina

ECVI – Index de vulnerabilitate economica

EPGI – Index de gravitate pentru mediu si populatie

EVI – Index de vulnerabilitate a mediului

FBA – factor de bio-acumulare

FBC – factor de bio-concentrare

FID – detector cu ionizare in flacara

GC – gaz cromatograf

GEHVI – Index general de vulnerabiulitate pentru mediu si sanatate

HAP – hidrocarburi aromate policiclice

HCB – hexaclorbenzen

HCH – hexaclorciclohexan

INCDPM – ICIM – Institutul National de Cercetare Dezvoltare pentru Protectia Mediului ICIM Bucuresti

IDHL – nivelul de pericol imediat asupra sanatatii si vietii (Immediately Dangerous for Life and Health level)

JRS – MARS – Sistemul de Raportare a Accidentelor Majore

LC – lichid cromatograf

LC50 – concentratia letala pentru 50% din populatia expusa

Lindan – denumire comerciala pesticid pe baza de gama-hexaclorciclohexan ca substanta activa

MSD – detector spectrometru de masa

NHI – Index risc natural

PBDE – polibromura de difenil eter

PCB – bifenili poli-clorurati

POP – poluanti organic persistent

PVI – Index de vulnerabilitate a populatiei

REACH – Register, Evaluation and Assessment of Chemical Hazardous

REHRA – Rapid Environmental and Health Risk Assessment

SFC – cormatografie cu fluide suprecritice

SFE – extractive pe faza solida

SGI – Index general incinta

SHI – Index de pericol potential al incintei

SOF – Facor organizatoric incinta

SRI – Index de risc incinta

STF – Factor tehnologic incinta