optimizarea soluţiilor hidraulice de remediere-limitare a poluării
TRANSCRIPT
UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCȚII BUCUREŞTI
Facultatea de Hidrotehnică
TEZĂ DE DOCTORAT
Rezumat
Optimizarea soluţiilor hidraulice de remediere-limitare a
poluării acviferelor
Doctorand
Ing. Daniel Gh. NEAGU
Conducători de doctorat
Prof. univ. dr. ing. Anton ANTON
Prof. univ. dr. ing. Ioan BICA
BUCUREŞTI
2013
UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCȚII BUCUREŞTI
Facultatea de Hidrotehnică
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 Univeritatea
Tehnică de Construcții București.
TEZĂ DE DOCTORAT
Rezumat
Optimizarea soluţiilor hidraulice de remediere-limitare a
poluării acviferelor
Doctorand
Ing. Daniel Gh. NEAGU
Conducători de doctorat
Prof. univ. dr. ing. Anton ANTON
Prof. univ. dr. ing. Ioan BICA
BUCUREŞTI
2013
2
Cuprins
Capitolul I. Introducere în poluarea apelor subterane.
1.1. Caracterizarea stratelor acvifere poluate.
1.2. Caracterizarea poluanţilor apei subterane.
1.3. Mecanisme generale de poluare a apei subterane.
1.4. Schimburi între acvifere.
1.5. Concluzii de capitol
Capitolul II. Transportul poluanţilor în stratele acvifere.
2.1. Transportul poluanţilor miscibili cu apa.
2.2. Transportul poluanţilor nemiscibili cu apa.
2.3. Concluzii de capitol
Capitolul III. Metode şi tehnici de remediere/limitare a acviferelor poluate.
3.1. Principii generale
3.2. Metode de remediere in-situ
3.3. Metode de remediere ex-situ
3.4. Analiza critică a metodelor şi tehnicilor de remediere/limitare a poluării acviferelor.
3.5. Concluzii de capitol
Capitolul IV. Modelarea numerică a transportului contaminanţilor
4.1. Introducere în modelarea numerică a transportului contaminanţilor
4.2. Metode analitice şi numerice pentru modelarea transportului de poluanţi în mediul permeabil
subteran
4.3. Concluzii de capitol
Capitolul V. Modele de curgere a apei subterane şi a transportului poluanţilor în mediul permeabil
subteran
5.1. Generalităţi
5.2. Modele numerice utilizate în curgerea apei şi transportul poluanţilor în mediile permeabile
subterane
5.3. Modele de calcul utilizate în remedierea mediilor permeabile contaminate
5.4. Construirea unui model numeric pentru a evalua transportul poluanţilor în mediul subteran
5.5. Concluzii de capitol
Capitolul VI. Sisteme de pompare pentru recuperarea produselor miscibile şi a LNAPL din mediul
subteran
6.1. Sisteme de pompare pentru recuperarea produselor miscibile
6.2. Sisteme de pompare pentru recuperarea LNAPL din mediul subteran
6.3. Concluzii de capitol
Capitolul VII. Optimizarea soluţiilor de limitare a avansării frontului poluant
7.1. Ecrane impermeabile cu porţi de tratare
7.2. Concluzii de capitol
Capitolul VIII. Modelarea transportului de poluanţi miscibili proveniţi din combinatul BICAPA -
Târnăveni
8.1. Introducere
8.2. Date generale
8.3. Istoricul realizării şi exploatării batalurilor de la BICAPA S.A.
8.4. Caracteristici constructive adoptate
8.5. Ecran de etanşare pe latura dinspre râul Târnava Mică
8.6. Rigolă de colectare a apelor de şiroire pe taluzul dinspre Râul Târnava Mică
8.7. Exploatarea şi funcţionarea haldelor
8.8. Stadiul actual al funcţionării şi exploatării batalurilor de la BICAPA S.A.
8.9. Modelarea curgerii şi a transportului de poluanţi în apa subterană
8.10. Concluzii de capitol
Capitolul IX. Concluzii finale
Bibliografie selectivă
3
Capitolul I. Introducere în poluarea apelor subterane. Poluarea apelor subterane este o problemă relativ nouă pe lista problemelor de mediu, în care poluarea
de suprafaţă şi a aerului au o oarecare întâietate. Multă vreme, s-a crezut că apa subterană este protejată în
mod natural de straturile de pământ interpuse între depozitele de apă subterană şi restul mediului(Bica I.,
1998). Sursele de poluare a apelor subterane sunt multiple şi pot fi localizate la suprafaţa terenului şi în
subteran, în majoritatea cazurilor este dificil în a face o distincţie clară între sursele de poluare determinate
de om şi cele declanşate de cauze naturale sau accidentale şi se poate datora unor poluanţi industriali,
agricoli ori sanitari(Bica I., 1998).
1.1. Caracterizarea stratelor acvifere poluate. Caracterizarea stratelor acvifere poluate se face utilizând metode ştiinţifice şi se efectuează în etape.
Într-o primă fază se stabilesc o serie de ipoteze, în baza cărora este conceput un program de colectare a
datelor.
1.1.1. Localizarea ariei sursei de poluare. Identificarea surselor de poluanţi dizolvaţi, situate la mică adâncime sau a surselor de poluanţi insolubili
în apă şi cu o densitate mai mică decât aceasta, este o problemă relativ simplă. În identificarea zonei surselor
de poluare este important să se aibă în vedere faptul că în cadrul acestei categorii, pe lângă scurgerile din
rezervoare sau din depozitele de deşeuri, care constituie zona originară a poluării, mai fac parte şi zonele din
traseul curentului subteran, în care poluantul s-a acumulat în timp sub forma unor pungi sau se găseşte la
saturaţie reziduală
1.1.2. Estimarea remedierii potenţiale. Caracterizarea unei zone poluate are ca principal scop colectarea datelor necesare pentru proiectarea
unui sistem de remediere capabil să restaureze stratul acvifer, însă de multe ori restaurarea completă nu este
posibilă cu tehnologiile actuale şi într-un timp scurt. Din această cauză, o etapă importantă a procesului de
caracterizare a zonei contaminate este estimarea potenţialului de remediere.
1.2. Caracterizarea poluanţilor apei subterane. Pe lângă caracteristicile zonei poluate, un rol important în stabilirea parametrilor de proiectare ai
instalaţiilor folosite în refacerea calităţii mediilor permeabile subterane ca şi în evaluarea posibilităţilor de
depoluare a stratelor acvifere îl au şi proprietăţile fizice şi chimice ale poluanţilor.
1.2.1. Solubilitatea Solubilitatea indică gradul în care o substanţă pură se poate dizolva într-un dizolvant, alcătuind o soluţie
omogenă unde repartizarea atomilor, moleculelor şi ionilor este uniformă. Pentru lichide parţial miscibile,
care formează o soluţie eterogenă cu cel puţin două faze lichide (lichid multifazic) solubilitatea se
denumeşte miscibilitate.
1.2.2. Densitatea Determinarea densităţii unui produs este importantă pentru a ştii dacă acesta pluteşte la suprafaţa apei
sau va migra pe verticală. Produşii care au o densitate mai mică decât cea a apei (LNAPL), hidrocarburi din
clasa alcanilor şi a compuşilor aromatici, vor forma un strat la suprafaţa apei, pe când cei cu o densitate mai
mare decât a apei (DNAPL) se vor depozita pe roca impermeabilă, dacă nu vor fi reţinuţi prin adsorbţie sau
saturaţie reziduală în matricea solului.
1.2.3. Presiunea vaporilor Presiunea vaporilor este presiunea unei substanţe în stare de vapori aflată în echilibru cu faza solidă sau
lichidă a acesteia, la o anumită temperatură(Fetter W.C., 1993), ce descrie capacitatea de volatilizare a
compusului respectiv(Bica I., 1998); cu cât presiunea vaporilor este mai mare, cu atât substanţa este mai
volatilă(Fetter W.C., 1993).
1.2.4. Constanta legi lui Henry Constanta acestei legi, exprimă proporţionalitatea între cantitatea de substanţă chimică aflată în aer şi în
apă, descriind tendinţa relativă a unui poluant aflat în soluţie de a vaporiza în aerul din porii mediului
permeabil, fiind analogă cu presiunea vaporilor descrisă mai sus.
1.2.5. Adsorbţia Adsorbţia apare atunci când moleculele de contaminant intră în contact şi aderă la anumite tipuri de
particule dintr-un acvifer şi tot odată este un alt proces care elimină contaminantul din apa subterană.
1.3. Mecanisme generale de poluare a apei subterane. În cele mai multe dintre cazuri, un poluant poate ajunge în subteran datorită uneia dintre următoarele
cauze: descărcarea din neglijenţă, descărcarea accidentală sau descărcarea premeditată a unor compuşi
chimici. Un poluant poate ajunge în mediul subteran datorită următoarelor mecanisme: infiltrarea, migrarea,
interfaţa cu apele de suprafaţă şi schimburile între acvifere.
4
1.3.1. Infiltrarea Infiltrarea reprezintă unul dintre cele mai cunoscute mecanisme care contribuie la poluarea apei
subterane(Bica I., 1998), fiind una dintre cele mai importante componente ale ciclului hidrologic(Delleur
W.J., 1999)..
1.3.2. Migrarea directă Poluanţi pot migra direct în mediul subteran fără a fi transportaţi de curentul de apă subterană, acest
lucru întâmplându-se pentru acei poluanţi care se găsesc, în mod natural, în stare lichidă.
1.4. Schimburi între acvifere. Apa subterană poluată poate determina poluarea unor strate de apă subterană curate, din acviferele
conexe, cu care se găseşte în comunicare hidraulică, astfel de cazuri fiind dese, în special pentru acviferele
etajate, penetrate de foraje ce distrug izolarea naturală între diferitele straturi.
1.5. Concluzii de capitol Poluarea apelor subterane este o problemă relativ nouă pe lista problemelor de mediu, în care poluarea
de suprafaţă şi a aerului au o oarecare întâietate. Sursele de poluare a apelor subterane sunt multiple şi pot fi
localizate la suprafaţa terenului şi în subteran, în majoritatea cazurilor este dificil în a face o distincţie clară
între sursele de poluare determinate de om şi şi cele declanşate de cauze naturale sau accidentale şi se poate
datora unor poluanţi industriali, agricoli ori sanitari.
Capitolul II. Transportul poluanţilor în stratele acvifere. 2.1. Transportul poluanţilor miscibili cu apa. 2.1.1. Advecţia
Substanţele dizolvate sunt transportate împreună cu apele subterane curgătoare, acest proces fiind numit
transport advectiv sau convecţie.
2.1.2. Difuzia În anul 1970, Ogata defineşte difuzia molecular ca fiind transportul de masă ionic sau molecular din
cauza diferenţelor de concentraţie a unei soluţii în spaţiu (Ogata A., 1970; Alvarez J.J.P., Illman A.W.,
2006). Difuzia se produce în orice sistem, lichid, solid sau gazos.
2.1.3. Dispersia Mecanică Dispersia mecanică reprezintă mecanismul de amestec (Ogata A., 1970) produs între o soluţie lichidă şi
apă curată, având ca rezultat diluţia soluţiei (Bica I., 1998), fenomen care este prezent, datorită variaţiei
microscopice a vitezei în fiecare canal de curgere precum şi de la un canal de curgere la altul (Ogata A.,
1970; Alvarez J.J.P., Illman A.W., 2006).
2.1.4. Dispersia Hidrodinamică Procesul de dispersie mecanică nu poate fi separat de difuzia moleculară, acestea fiind combinate şi
definesc un parametru denumit coeficientul hidrodinamic de dispersie (Fetter W.C. 1993, M. Mănescu,
Dimache A. 2002).
2.2. Transportul poluanţilor nemiscibili cu apa. O clasă importantă de contaminanţi ai apei subterane sunt poluanţi imiscibili cu apa şi puţin solubili,
astfel de produse, care pot exista că fază separată în mediul subteran, sunt codificate în literatura de
specialitate prin acronimul NAPL (Non Aqueous Phase Liquids) (Bica I., 1998).
2.2.1. Migrarea în subteran a compuşilor LNAPL În urma eliberării la suprafaţa terenului (Alboiu N.I., 2010), LNAPL migrează pe verticală în zona
vadoasă (nesaturată) sub influenţa gravitaţiei şi a forţei capilare (Fetter W.C., 1993), până la atingerea
saturaţiei reziduale, formând astfel un sistem trifazic: apă, aer şi LNAPL (Bica I., 1998).
2.2.2. Efectul variaţiei nivelului apei freatice asupra distribuţiei LNAPL Odată cu scăderea nivelului apei, stratul de petrol mobil coboară în adâncime o dată cu nivelul apei
freatice, în urma căruia rămâne petrol rezidual în zona vadoasă deasupra pânzei de contaminant. Când
nivelul apei creşte, nivelul petrolului se ridică, totuşi, petrolul rezidual este lăsat în urmă, în zona saturată.
Dacă nivelul apei freatice creşte mai repede decât poate creşte nivelul petrolului, sub nivelul apei pot fi
lăsate „pungi” de LNAPL.
2.2.3. Migrarea în subteran a compuşilor DNAPL Produsele petroliere cu densitatea mai mare decât a apei, care au acronimul DNAPL au o greutate
specifică mai mare de 1000 kg/m3, iar când sunt deversate la suprafaţa pământului sau eliberate în subteran,
odată ce valoarea saturaţiei reziduale este depăşită, se deplasează pe verticală în zona vadoasă sub influenţa
gravitaţiei (Fetter W.C. 1993).
5
2.3. Concluzii de capitol Evaluarea transportului contaminanţilor în mediul subteran implică analize şi interpretări
interdisciplinare datorită faptului că procesele care sunt implicate în aceste activităţi sunt în mod natural
conexe.
Capitolul III. Metode şi tehnici de remediere/limitare a acviferelor poluate. 3.1. Principii generale Metodele de remediere ale mediilor permeabile poluate sunt metodele de remediere in situ, limitarea
fizică a extinderii zonei poluate, pomparea apei contaminate la suprafaţă şi apoi tratarea ei prin metode
chimice, fizice sau biologice, metode de remediere ex situ.
3.2. Metode de remediere in-situ 3.2.1. Izolarea penei de poluant. Izolarea penei de poluant se poate face cu ajutorul ecranelor impermeabile şi prin izolare hidraulică,
metode ce vor fi descrise în cele ce urmează (Neagu D., 2012).
3.2.2. Bariere reactive. Barierele reactive constituie o metodă pasivă de remediere a apelor subterane contaminate, reprezentând
una din cele mai avantajoase metode de tratare in-situ a zonelor poluate.
3.2.3. Pomparea şi tratarea la suprafaţă a apei poluate. Principiul acestei metode constă în (Iancu I., 2008) pomparea apei subterane poluate şi tratarea acesteia
la suprafaţă, utilizând procedeele utilizate în epurarea apelor uzate menajere sau industriale, după care
aceasta poate fi reinjectată în acvifer sau descărcată într-un emisar de suprafaţă, canalizare sau râu (Bica I.,
1998).
3.2.4. Metode termice de tratare. Aplicarea acestor metode de tratare urmăresc creşterea temperaturii în subteran pentru accelerarea
diferitelor mecanisme care favorizează recuperarea poluanţilor (Bica I., 1998).
3.2.5. Sisteme de aspiraţie a vaporilor din subteran. Metodele de extragere a vaporilor din subteran SVE (Iancu I., 2008), cunoscute şi sub numele de
aspiraţie vacuumetrică, volatilizarea in-situ, aerarea solului, ventilarea solului etc., se bazează pe tehnologii
de remediere in-situ care reduc concentraţiile de constituenţi volatili în zona vadoasă (Bica I., 1998).
3.2.6. Barbotarea cu aer. Aceasta metodă presupune injectarea aerului în sol, în zona saturată, avand rolul de a determina
antrenarea compuşilor chimici poluanţi şi transportul acestora la suprafaţă (figura 3.9) (Iancu I., 2008) şi
este, de asemenea, o metodă de tratare in situ (Bica I., 1998).
3.2.7. Metode chimice de tratare in-situ Metodele chimice de tratare insitu sunt bazate pe imobilizarea şi transformarea contaminanţilor, având la
bază procese cum ar fi reducerea chimică sau oxidarea acestora (Iancu I. 2008).
3.2.8. Bioremedierea in situ. Un rol important în procesul de bioremediere revine microorganismelor care prin activităţi catalitice
asigură îndepărtarea parţială sau totală a poluantului din mediu sau conversia acestuia în forme mai puţin
toxice sau chiar inofensive pentru mediu (Bica I., Dimache A., Iancu I. 2007).
3.2.9. Bioventilarea. Bioventilarea reprezintă cea mai optimă tehnică de înlăturare a poluanţilor organici, adsorbiţi în matricea
solului, în zona nesaturată, prin degradarea acestora cu ajutorul microorganismelor (Iancu I., 2008).
3.3. Metode de remediere ex-situ Toate tehnicile de tratare ex-situ au un element comun şi anume excavarea pământului poluat, pomparea
apei din zona penei poluate, transportul acestora într-un alt loc, unde urmează să fie depozitate sau tratate
pentru îndepărtarea poluanţilor.
3.4. Analiza critică a metodelor şi tehnicilor de remediere/limitare a poluării acviferelor. 3.4.1. Analiza critică a metodelor şi tehnicilor „in-situ” de remediere/limitare a poluării
acviferelor. În acest subpunct se prezintă principalele avantaje și dezavantaje ale metodelor și tehnicilor de remediere in
situ.
3.4.2. Analiza critică a metodelor şi tehnicilor „ex-situ” de remediere/limitare a poluării. În acest subpunct se prezintă principalele avantaje și dezavantaje ale metodelor și tehnicilor de remediere ex
situ.
6
3.5. Concluzii de capitol Alegerea tehnologiei adecvate pentru depoluarea apelor subterane contaminate depinde de mai mulţi
factori, cum ar fi: costul pentru instalare, operare şi întreţinerea tehnologiei respective, costul pentru
funcţionare a sistemului, fiabilitatea pe termen lung şi nu în ultimul rând, hidraulica mediului subteran.
Capitolul IV. Modelarea numerică a transportului contaminanţilor 4.1. Introducere în modelarea numerică a transportului contaminanţilor
Scopul modelării matematice îl reprezintă estimarea valorilor unei variabile necunoscute, precum
nivelurile piezometrice, distribuţia temporară şi spaţială a concentraţiei unui poluant în stratul acvifer.
4.2. Metode analitice şi numerice pentru modelarea transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran
4.2.1. Metoda diferenţelor finite. Metoda diferenţelor finite se bazează pe aproximarea acestor derivate (pante sau curbe), prin modificări
liniare discrete pe intervale de spaţiu sau timp. Dacă intervalele sunt suficient de mici, atunci toate creşterile
liniare va reprezenta o reală aproximare a curbiliniilor sau a hidrografului.
4.2.2. Metoda elementului finit Metoda elementului finit (MEF) este o tehnică de analiză numerică pentru a obţine soluţii aproximative
la o mare varietate de probleme în inginerie, folosind un concept de aproximări pe porţiuni, această metodă
fiind iniţial utilizată în mecanica structurală, dar acum este folosită în toate domeniile.
4.2.3. Metoda caracteristicilor. Metoda caracteristicilor a fost dezvoltată pentru a rezolva ecuaţii hiperbolice (Berbente C., Mitran S.,
Zancu S. 1997, Delleur W.J. 1999).
4.2.4. Metode analitice Metodele analitice permit determinarea parametrilor curgerii în orice punct de interes din domeniul de
studiu. Modelarea curgerii şi transportului de poluanţi în mediul permeabil subteran cu ajutorul metodelor
analitice se face pentru probleme simple, de obicei pentru problemele unidimensionale.
4.2.5. Condiţii la limită Condiţiile la limită sunt utilizate pentru a specifica valorii fixe ale concentraţiilor, gradientului la
limita domeniului care urmează a fi modelat. Condiţiile la limită controlează modul în care domeniul de
interes comunică cu zonele din afara acestuia.
4.3. Concluzii de capitol Fiecare metodă are propriile sale avantaje şi dezavantaje, de asemenea, nu există o metodă de calcul care
să aibă beneficii majore, care să le pună într-o inferioritate categorică pe celelalte. În ultima perioadă
metodele numerice s-au dezvoltat foarte mult, în special datorită progresului tehnicii de calcul, care a permis
rezolvarea unui număr din ce în ce mai mare de ecuaţii cu o viteză şi precizie foarte ridicată.
Capitolul V. Modele de curgere a apei subterane şi a transportului poluanţilor în mediul permeabil subteran
5.1. Generalităţi Modelele utilizate în studiul curgerii apei şi a transportului de contaminanți în mediul subteran descriu
curgerea şi mecanismele de poluare ale acesteia, utilizând ecuaţii matematice, completate de ipotezele
simplificatoare de calcul (Iancu I. 2008).
5.2. Modele numerice utilizate în curgerea apei şi transportul poluanţilor în mediile permeabile subterane
Modelarea numerică este un instrument puternic pentru evaluarea condițiilor hidraulice și a
incertitudinilor asociate cu sistemul hidraulic.
5.2.1. GMS – Groundwater Modeling System Groundwater Modeling System este cel mai sofisticat (http://www.aquaveo.com 2012) şi complet
pachet de programe pentru modelarea apelor subterane (Georgescu Ş. M. M. 2010) disponibil, folosit de
foarte mulţi cercetători, firme private, dovedindu-se a fi un program de modelare eficient şi interesant
(http://www.aquaveo.com 2012).
5.2.2. SUTRA Programul modelează curgerea fluidelor şi transportul, atât a energiei cât şi a concentraţiei prin medii
permeabile ( Voss C. I. 1984), utilizând metodele cu diferenţe finite integrate sau cu elemente finite hibride,
considerându-se curgerea ca fiind în funcţie de densitate, atât în medii permeabile nesaturate cât şi
saturate (Iancu I. 2008, Voss C. I. 1984).
7
5.2.3. FEFLOW Acest soft este extrem de performant, permite simularea 2D sau 3D a curgerii în regim nepermanent (şi
la limită permanent) prin mediile permeabile cu saturaţie variabilă.
5.3. Modele de calcul utilizate în remedierea mediilor permeabile contaminate 5.3.1. Bioscreen – Natural Attenuation Decizion Support System Bioscreen este un model numeric foarte uşor de utilizat care simulează remedierea site-urilor
contaminate cu NAPL, datorită unui ecran biologic şi a atenuării naturale ( Newell J.C., McLeod R.K.,
Gonzales R.J. 1996)
5.3.2. Natural Attenuation Software Natural Attenuation Software este un soft ce realizează calculul estimativ al perioadei de atenuare
naturală în cadrul unui site contaminat cu solvenţi şi produse petroliere (Grigoraș R., 2008). 5.3.3. SEAM3D (Sequential Electron Acceptor Model, 3 Dimensional) SEAM3D (Sequential Electron Acceptor Model, 3 Dimensional) este un model numeric pentru
transportul în soluţie cu biodegradare aerobă şi secvenţial anaerobă, dar şi dizolvarea compuşilor din lichide
nemiscibile cu apa (NAPLs) (Widdowson A.M. 2002).
5.4. Construirea unui model numeric pentru a evalua transportul poluanţilor în mediul subteran
În această secțiune se discută paşii implicaţi în construirea unui model numeric pentru a evalua
transportul poluanţilor în mediul subteran.
5.5. Concluzii de capitol Modelele numerice dedicate apelor subterane au fost aplicate pentru a investiga o mare varietate de
condiţii hidrogeologice. În general, acestea sunt descrieri conceptuale sau aproximări ce descriu sisteme
fizice folosind ecuaţii matematice, modelele nefiind descrieri exacte ale acestor sisteme fizice.
Capitolul VI. Sisteme de pompare pentru recuperarea produselor miscibile şi a LNAPL din mediul subteran
Depoluarea eficientă a unui acvifer necesită:
limitarea răspândirii poluantului în mediul subteran;
depoluarea în timp util;
optimizarea pompării apei din mediul subteran în cadrul procesului de depoluare a stratului
acvifer.
6.1. Sisteme de pompare pentru recuperarea produselor miscibile
Apele subterane poluate cu substanţe chimice organice şi/sau anorganice pot fi decontaminate cu
ajutorul metodei de pompare şi tratare, astfel încât apa poate fi tratată la suprafaţă pentru a elimina
contaminanţi.
6.1.1. Mecanismul dezvoltarii zonelor de influenţă a puţurilor de pompare
În cazul unui acvifer cu nivel liber fără dinamică iniţială, imediat după începerea pompării, nivelul
piezometric înregistrat iniţial în foraj va coborâ foarte repede şi prin urmare, apa cantonată în depozitele din
vecinătatea puţului va curge către acesta (Zamfirescu F., 1995).
6.1.2. Amplasarea puţurilor şi ecuaţiile unui câmp de puţuri după Delleur.
În cazul în care schema de amplasare este formată dintr-un număr de cinci puţuri, distanţa dintre acestea
este dată de relaţia următoare:
L = re 2 (6.1)
Dacă schema de amplasare este formată dintr-un număr de şapte puţuri (fig. 6.4), distanţa dintre acestea
este dată de relaţia următoare:
L = re 3 (6.2)
6.1.3. Amplasarea forajelor şi calculul debitului de pompare după metoda Javandel & Tsang
Metoda utilizează teoria potenţialului complex ca bază pentru o procedură grafică simplă, pentru a
determina debitele de pompare, numărul şi debitul forajelor.
8
Tabelul 6. 1 Distanţele caracteristice pentru unu, două şi trei foraje modificat după Javandel si Tsang
(1986) si McKillip (2002).
Nr.
puţurilor
de pompare
Distanţa optimă
dintre două
foraje
Punctul de
stagnare
Distanţa dintre
linia de curgere
cea mai
îndepartată şi axa
x
Laţimea
zonei de
captare
1 - b/2π Q/BU 0.5Q/BU
2 Q/πBU Q/2πBU 2Q/BU Q/BU
3 23
𝑄/πBU 1.54Q/2πBU 3Q/BU 1.5Q/BU
Unde, „b” este laţimea zonei de captare şi se poate determina pentru un foraj cu relaţia: b=Q/TI (Zamfirescu
F., 1995).
6.2. Sisteme de pompare pentru recuperarea LNAPL din mediul subteran
6.2.1. Evaluarea recuperarii LNAPL
Principalele obiective ale unui sistem de pompare a LNAPL sunt de a recupera cât mai mult produs
petrolier, cât mai repede posibil, cu cheltuieli minime.
6.2.2. Metode pentru estimarea volumului de LNAPL
Cunoaşterea volumului de LNAPL din subteran este utilă pentru evaluarea performanţelor unui sistem
de pompare şi tratare, atât în ceea ce priveşte volumul total ce poate fi recuperat dar şi timpul necesar pentru
recuperarea acestuia.
6.2.4. Determinarea debitului optim folosind sistemele de pompare
Coborârea pânzei freatice în apropierea unui foraj de pompare poate provoca LNAPL să curgă spre
acesta, iar debitele mari de pompare determină coborârea pânzei freatice mai mult decât este necesar ce va
implica o poluare a solului sub nivelul pânzei freatice iniţiale care au fost, probabil, nepoluate.
6.3. Concluzii de capitol
Fiecare dintre metodele folosite pentru determinarea volumului de LNAPL pe baza grosimi acestuia
dintr-un foraj de monitorizare, are propriile sale avantaje şi dezavantaje, în general, nici una dintre aceste
metode nu este exactă în orice condiţii, anumite metode fiind mai exacte pentru determinările în laborator,
altele în practică.
Capitolul VII. Optimizarea soluţiilor de limitare a avansării frontului poluant 7.1. Ecrane impermeabile cu porţi de tratare 7.1.1. Introducere Aceste sisteme sunt aplicate pe scară largă pentru remedierea in situ a penelor de contaminanţi
transportate de apele subterane, care au ca principal obiectiv remedierea calităţii apei subterane, proces ce
are loc în interiorul celulei reactive (Klammler H., Hatfield K. 2008) printr-o reacţie ce transformă
contaminanţii în forme acceptabile din punct de vedere ecologic (Thiruvenkatachari R., Vigneswaran S.,
Naidu R. 2008).
7.1.2. Modelarea curgerii apei subterane şi a transportului de poluanţi Studiul transportului poluanţilor infiltraţi în pânza freatică efectuat pe baza modelării matematice a
necesitat parcurgerea următoarelor etape: stabilirea domeniului de calcul, discretizarea domeniului studiat,
precizarea condiţiilor la margine, analiza datelor de intrare şi precizarea valorilor de calcul, modelarea
curgerii apei subterane, modelarea transportului poluanţilor în apa subterană, eficiența sistemului de ecrane
impermeabile cu poartă de tratare
Desfăşurarea analizei parametrice s-a făcut după urmatoarele etape:
Etapa I în care s-a simulat mişcarea apei subterane în regim natural (regimul existent înainte de
construirea sistemului de ecrane impermeabile cu poartă de tratare).
Etapa II în care s-a simulat transportul poluantului în regim natural (regimul existent înainte de
construirea sitemului de ecrane impermeabile cu poartă de tratare), care se prezintă sub forma următoarelor
hărţi de evoluţie:
9
Figura 7. 1 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilorde poluant în regim natural după 5 ani
Etapa III în care s-a simulat regimul de mişcare şi dispersia poluantului în situaţia actuală, situaţie
caracterizată de existenţa concomitentă a sistemului de ecrane impermeabile cu poartă/porţi de tratare.
Etapa IV în care s-a simulat, succesiv, situaţia descrisă în etapa III pentru sisteme de ecrane
impermeabile cu poartă de tratare, unde atât ecranele cât şi poarta de tratare au aceeaşi dimensiune, până
când s-a determinat configuraţia optimă de captare a frontului poluant, etapa în care s-a urmărit pentru
fiecare situaţie în parte evoluţia poluantului în apă subterană pentru următorii paşi de timp; 0.5 ani, 10 ani şi
15 ani.
Figura 7. 2 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 15 ani - Varianta IX
După cum rezultă din hărţile de evoluţie a frontului poluant, Varinta IX captează întregul front poluant
iar după cum se observă acesta se stabilizează în timp, întreaga pana de poluant trecând prin poarta de
tratare.
În Etapa V se pleacă de la varianta optimă (Varianta IX) reducându-se poarta de tratare pentru a încerca
să se optimizeze cât mai mult configuraţia şi pentru a scădea costul de punere în operă a acestui sistem.
Astfel, variantele analizate sunt prezentate în tabelul 7.2.
Figura 7. 3 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 15 ani - Varianta X
În această etapă s-a realizat optimizarea sistemului de ecrane impermeabile cu poartă de tratare,
reducând lăţimea porţii de tratare, soluţia optimă în acest caz fiind Varianta I, în care poartă de tratare a fost
redusă cu 7,1 % deoarece după cum se observă în figura 7.18 dar mai ales în detaliul alăturat acestei figuri,
reducerea porţii de tratare cu 10.7 % în varianta a doua, respectiv 14.3 % în a treia variantă determină frontul
poluant să treacă pe lângă sistemul de ecrane impermeabile (Neagu D. 2012, Neagu D. 2013).
La baza Etapei a-6-a, am conceptualizat structura sistemului de ecrane impermeabile cu poartă de
tratare ca pe un sistem (solid) modelabil, astfel poarta de tratare a fost împărţită în mai multe celule reactive
ce trebuiesc alocate sub volumelor de poluant ce trec prin acestea, iar pentru verificarea eficienţei sistemului
s-a propus o sursă de poluare nepermanentă.
10
Figura 7. 4 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 10 ani - Varianta XV
Figura 7. 5 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 10 ani - Varianta XVIII
Din analiza parametrică efectuată în această etapă a rezultat timpul de remediere pentru sisteme de ecrane
impermeabile cu una, doua, trei, patru, cinci, şapte şi opt porţi de tratare, lătimea totală a acestora fiind
constantă (130 m), timpii de remediere fiind prezentaţi în următorul grafic.
Figura 7. 6 Variaţia timpului de remediere în funcţie de numărul porţilor de tratare.
În Etapa VII s-a efectuat o analiză parametrică pentru a determina lăţimea optimă a porţilor de tratare
pentru sisteme de ecrane impermeabile cu 2, 4 si 8 porţi de tratare. Astfel, variantele rezultate şi analizate
sunt prezentate în tabelul 7.5, iar rezultate obţinute din analiza parametrică efectuată se prezintă sub forma
hărţilor de evoluţie a frontului de poluare, după cum urmează:
Rezultatele calculelor de dispersie efectuate se prezintă la următoarele intervale de timp: 5 şi 10 ani,
precum şi la finalul timpului de remediere (dacă pana de poluant nu depăşeste sistemul propus). Din analiza
parametrică efectuată în această etapă au rezultat diagramele prezentate în figurile 7.47 si 7.48, de unde
putem determina lăţimea optimă totală a porţilor de tratare precum şi timpul de remediere pentru sistemele
de ecrane impermeabile cu una, doua, patru şi opt porţi de tratare analizate în această etapă.
Figura 7. 7 Variaţia lăţimii totale optime a porţilor de tratare în funcţie de numărul acestora
12.5
13
13.5
14
14.5
15
15.5
14.6
15.5
14.614.5
13.9
13.713.6Ti
mp
de
rem
edie
re
0
20
40
60
80
100
120
140 130
104
91
78
Lăţi
mea
tota
lă o
pti
mă
11
Figura 7. 8 Variaţia timpului de remediere cu lăţimea optimă a porţilor de tratare
În următoarea etapă s-au analizat 11(unu spre zece) variante în care s-a modificat unghiul pe care-l fac
ecranele impermeabile de la marginea sistemului cu poarta de tratare(unghiul cuprins între 00 şi 55
0), pentru
un sistem compus din trei porți de tratare(43,3 m fiecare poartă) şi patru ecrane impermeabile(70 m fiecare
ecran), pentru a observa cum influenţează configuraţia rezultată captarea penei de poluant. Din această
analiza acestor hărţi de evoluţie a frontului poluant, rezultă că sistemele propuse captează întreg front
poluant atunci când înclinarea ecranelor impermeabile laterale sistemului nu depăşesc 500, de menţionat
faptul că dimensiunea ecranelor impermeabile, dar şi a porţii de tratare este constantă în fiecare variantă
analizată.
Figura 7. 9 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 15 ani - Varianta XXXII
În următoarea etapă (etapa IX), s-a analizat înfluența permeabilității porţii de tratare asupra eficienței
sistemului de ecrane impermeabile cu poartă de tratare, sistemul analizat fiind varianta X, situaţie când
sistemul este compus dintr-o poartă de tratare de 130 m şi două ecrane impermeabile ce însumează 280 m,
aceasta fiind configuraţia cea mai eficientă în care se captează frontul de poluant cu o singură poartă de
tratare.
Figura 7. 10 Evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în apa subterană după 15 ani - Varianta
XXXV
Chiar dacă în literatura de specialitate, în general, se recomandă ca permeabilitatea porţii de tratare să fie
de zece ori mai mare decât cea a domeniului, rezultatele obținute în această etapă, indică faptul că relațiile
prezentate în această lucrare pot fi utilizate şi în conditiile în care permeabilitatea porții de tratare este
egală(dar nu mai mică) cu cea a domeniului. În această etapă (etapa X), s-a analizat influenţa gradientului
hidraulic asupra eficienţei sistemelor de ecrane impermeabile cu porţi de tratare. Rezultatele obţinute din
analiza parametrică efectuată în această etapă se prezintă sub forma hărţilor de evoluţie a frontului de
poluare de unde rezultă că în aceste condiții mărirea gradientului hidraulic (i) de la 1‰ la 5‰ nu
influenţează captarea frontului de poluant de către sistemele propuse spre studiu.
12.5
13
13.5
14
14.5
15
15.5
16
14.6
15.6
14.3
13.6
130 104 91 78 Lăţimea optimă a P.T.
Tim
pu
lde
rem
edie
re (
ani)
Detaliu
12
7.2. Concluzii de capitol Analizând evoluţia spaţială a izoconcentraţiilor de poluant în regim natural, a rezultat ca lăţimea penei
de contaminant (B0) la momentul când are loc contactul cu sistemul de ecrane impermeabile cu poarta de
tratare este de 248 m, de unde am dedus că lăţimea porţii de tratare şi lăţimea totală a sistemului de ecrane
impermeabile cu poarta de tratare se pot determina cu următoarele relaţii:
𝐿𝑃𝑇 =𝐵0
1.9 (7.1)
unde:
LPT – lăţimea porţii de tratare;
B0 – lăţimea penei de poluant. 𝐵
𝐵0= 1.65 (7.2)
unde:
B – lăţimea sistemului de ecrane impermeabile cu poartă de tratare;
Înlocuînd în ăelatia (7.4) primul element cu relatia (7.3) si al doilea element cu relatia (7.1) rezultând în
prima fază că lungimea totală a ecranelor impermeabile este dată de relația:
𝐿𝐸𝐼 = 1.65𝐵0 − 𝐿𝑃𝑇 (7.5)
Unde, LEI reprezintă lăţimea totală a ecranelor impermeabile.
De unde putem deduce ca lăţimea fiecărui ecran impermeabil (Le) este:
𝐿𝑒 = 0.57𝐵0 (7.9)
Totodată, timpul de remediere al sistemului de ecrane impermeabile cu porţi de tratare, variantele
analizate în această etapă, nu este influenţat în mod semnificativ de aceste reduceri importante ale porţilor de
tratare, după cum se prezintă şi în graficul de mai sus, de unde rezultă că timpul de remediere pentru
sistemele de ecrane impermeabile cu 2, 4 şi 8 porţi de tratare sunt în cea mai mare parte identici cu timpii de
remediere din etapa a 7-a, unde lăţimea totală a porţilor de tratare a fost constantă, în mod similar sistemului
de ecrane impermeabile cu o singură poartă de tratare putem optimiza raportul B/B0, astfel, putem scrie
relaţii de calcul pentru sistemele de ecrane impermeabile cu două, patru şi opt porţi de tratare după cum
urmează:
1.6𝐿𝑃𝑇
2 + 𝐿𝐸𝐼 = 1.55𝐵0 (7.6)
2.8𝐿𝑃𝑇
4 + 𝐿𝐸𝐼 = 1.5𝐵0 (7.7)
4.8𝐿𝑃𝑇
8 + 𝐿𝐸𝐼 = 1.45𝐵0 (7.8)
Chiar dacă în literatura de specialitate, în general, se recomandă ca permeabilitatea porţii de tratare
să fie de zece ori mai mare decât cea a domeniului, rezultatele obținute în această analiză parametrică, indică
faptul că relațiile prezentate mai sus pot fi utilizate şi în conditiile în care permeabilitatea porții de tratare
egală cu cea a domeniului.
Capitolul VIII. Modelarea transportului de poluanţi miscibili proveniţi din combinatul BICAPA - Târnăveni
8.1. Introducere Obiectivul studiului de caz a fost evaluarea nivelului poluării apei subterane din amplasamentul
societăţii comerciale BICAPA – Târnăveni (figura 8.1), poluare rezultată din activitatea desfăşurată în zona
acestei platforme industriale. S-a urmărit analiza evoluţiei spaţiale şi temporale a zonei poluate, cu punerea
în evidenţă a surselor de poluare, dar şi propunerea unor soluţii de remediere a poluării stratului acvifer.
8.2. Date generale 8.2.1. Denumirea obiectivului
Batalurile din dotarea BICAPA Târnăveni sunt utilizate pentru decantarea nămolului conţinut în apele
reziduale ce provin de la secţiile de bicromat de sodiu şi săruri de bariu. Localizare Batalurile sunt amplasate pe malul drept al râului Târnava Mică la distanţe ce variază între 15 şi 35 m.
Faţă de zona construită, respectiv, faţă de locuinţe aceste bataluri se găsesc la distanţe ce variază între 1000
şi 1200 m.
8.2.2. Consistenţa datelor folosite Datele utilizate au constat în: date geologice, date topografice, date hidraulice și caracteristici chimice
ale apei subterane măsurate în forajele F1, F2, F3 şi F4 din vecinătatea amplasamentului batalurilor.
8.3. Istoricul realizării şi exploatării batalurilor de la BICAPA S.A. 8.3.1. Caracterizarea generală a amplasamentului
Morfologia terenului în zona batalurilor este relativ plană cu uşoare pante spre râul Târnava Mică.
Terenul este parţial degradat din cauza exfiltraţiilor din bataluri.
13
8.3.2. Date hidrogeologice Din studiul geotehnic şi hidrogeologic care a stat la baza elaborării proiectului de execuţie al batalurilor,
rezultă următoarea alcătuire litologică a terenului în perimetrul acestora:la suprafaţă, se găseşte un strat de
sol vegetal, cu grosimea de 0,0 – 0,30 m, imediat sub solul vegetal, se găseşte un strat de 2,0 – 3,5 m
grosime, alcătuit din nisipuri argiloase şi prăfoase, argile şi prafuri nisipoase semipermeabile, cu un
coeficient de permeabilitate, k = 2,0 – 2,5 m/zi, urmează un al doilea strat distinct cu o grosime de 6,0 – 7, 0
m care este alcătuit din nisipuri mijlocii şi mari, în amestec cu nisipuri fine cu permeabilitatea medie, k = 86
- 100 m/zi; în acest strat este cantonată apa freatică, sub acest strat se găseşte roca de bază formată din argile
marnoase.
8.3.3. Ape de suprafaţă Principalul curs de apă care străbate zona studiată este râul Târnava Mică. În zona oraşului Târnăveni, râul
prezintă următoarele caracteristici morfometrice: altitudinea – 280 m, suprafaţa bazinului de recepţie
(amonte) – 1478 km2, altitudinea medie a bazinului de recepţie (amonte) – 587 m și panta medie – 5 m/km.
8.3.4. Apele subterane Apa subterană este cantonată, aşa cum am arătat, în stratul de permeabilitate mare. Adâncimea la care se
găseşte nivelul freatic faţă de suprafaţa terenului este de aproximativ 2,5 – 3,0 m.
8.4. Caracteristici constructive adoptate Pentru decantarea nămolului conţinut în apele reziduale provenind de la secţiile bicromat de sodiu şi
săruri de bariu ale BICAPA Târnăveni au fost realizate şi puse în funcţiune trei bataluri.
8.5. Ecran de etanşare pe latura dinspre râul Târnava Mică Pe latura dinspre Târnava, pe un aliniament cuprins între traseul regularizat al acestui râu şi batalurile B1
– B3 (parţial) s-a realizat un ecran de etanşare din gel beton.
8.6. Rigolă de colectare a apelor de şiroire pe taluzul dinspre Râul Târnava Mică Pe latura dinspre Râul Târnava a batalurilor, la limita aval a taluzelor acestora, în amonte de
ampalsamentul ecranului subteran de etanşare este realizat un canal colector cu secţiunea de aproximativ 50
x 50 cm.
8.7. Exploatarea şi funcţionarea haldelor Nămolurile reziduale provenite din secţiile BICAPA au fost evacuate prin hidrotransport către staţia de
repompare din vecinătatea batalurilor. În incinta acestei staţii nămolurile au fost amestecate pentru a fi
omogenizate în acelaşi timp realizându-se egalizarea debitelor.
8.8. Stadiul actual al funcţionării şi exploatării batalurilor de la BICAPA S.A. 8.8.1. Funcţionarea şi exploatarea batalurilor
Ansamblul celor trei bataluri formează din punct de vedere funcţional şi al efectelor lor asupra factorilor
de mediu un tot unitar. Ele sunt delimitate doar prin digurile de compartimentare. În prezent toate batalurile
sunt epuizate.
8.8.2. Observaţii privind starea obiectivelor ce alcătuiesc batalurile Prin compoziţia materialelor (deşeurilor) depozitate batalurile prezintă risc pentru calitatea factorilor de
mediu din zonă.
8.8.3. Măsurători anterioare privind parametrii de calitate ai mediului din zona de influenţă a batalurilor
Pentru a evalua efectele existenţei şi exploatării acestor bataluri s-au făcut o serie de măsurători asupra
factorilor de mediu apă şi sol pe probe prelevate din perimetrul de influenţă al acestora.
8.9. Modelarea curgerii şi a transportului de poluanţi în apa subterană 8.9.1. Elemente teoretice privind ecuaţiile şi metodele numerice folosite 8.9.2. Date de bază În această etapă au fost sintetizate datele hidrologice, hidrogeologice, geotehnice şi studiile existente
privind calitatea apelor subterane din imediata vecinătate a celor trei bataluri din dotarea BICAPA
Târnăveni, acestea au fost utilizate pentru decantarea nămolului conținut în apele reziduale provenind de la
secțiile bicromat de sodiu și săruri de bariu.
În prezent există executat un ecran impermeabil (ecran de etanșare) cu o lungime de aproximativ 650 m
(figura 8.2).
14
Figura 8. 1 Ecran de etanșare (impermeabil)
8.9.3. Stabilirea domeniului de calcul Domeniul în care se extinde studiul a fost determinat de condiţiile specifice amplasamentului analizat,
precum şi de datele de bază existente.
8.9.4. Precizarea condiţiilor la limită Condiţiile de margine sunt reprezentate prin parametrii cunoscuţi ai curgerii subterane, specifici
domeniului şi cazului studiat.
8.9.5. Analiza datelor de intrare şi precizarea valorilor de calcul pentru diferiţi parametri Ţinând cont de datele studiilor hidrogeologice, domeniului studiat i-au fost atribuite următoarele
caracteristici stabilite în urma studiilor geotehnice: grosimea stratului acvifer = 15 m, coeficientul de
conductivitate hidraulică, k = 15 - 25 m/zi iar transmisivitatea T= 225 - 375 m2/zi. Valorile de calcul ale
concentraţiei indicatorului Cr VI în batal este de 1360 mg/l.
8.9.6. Calarea modelului de curgere Calculele curgerii apei subterane au fost efectuate în regim permanent. Potenţialele impuse după
distribuţia spaţială a hidroizohipselor, precum şi valorile şi repartiţia spaţială a permeabilităţii acviferului au
fost necesare pentru calibrarea modelului.
8.9.7. Modelarea transportului de poluant în apa subterană Analiza transportului de Cr(VI) în apa subterană a fost efectuată în regim nepermanent, această opţiune
permiţând estimarea evoluţiei poluantului la diferite intervale de timp, iar mecanisme de transport
considerate sunt advecția și dispersia.
8.9.8. Evolutia concentraţiei poluantului în apa freatică din zona combinatului BICAPA Evoluţia concentraţiei poluanţilor din pânza freatică a fost analizată la paşi de timp de o zi, rezultatele
analizelor efectuate pentru perioada de 5 ani,.
8.9.9. Scenarii și variante analizate Evoluţia concentraţiei de crom în stratul acvifer a fost analizată în trei scenarii urmărind dispersia
poluantului provenit din zona de injecţie, constituită de cele trei bataluri unde a fost identificat în cantităţi
care depăşesc concentraţia maximă impusă de 10 mg/l.
Scenariu 0 – Modelarea curgerii apei subterane și transportului de poluanți în situația existentă (cu ecran impermeabil) și situația inițială (fără ecran impermeabil) În cadrul acestui scenariu s-a modelat curgerea apei subterane în situaţia iniţială (fără ecran impermeabil,
varianta 1), curgerea apei subterane şi transportul de crom hexavalent în situaţia existentă (cu ecran
impermeabil, varianta 2), astfel rezultatele obţinute se prezintă sub forma hărţilor de distribuţie a
hidroizohipselor şi hărţilor de distribuţie a izoconcentraţiilor indicatorului de Cr (VI).
Figura 8. 2 Distribuția izoconcentrațiilor indicatorului Cr VI, după 5 ani, în scenariul 0,
varianta 2 – cu ecran de etanșare
Interpretarea rezultatelor pentru cele patru scenarii s-au trasat profile transversale pe direcţia A-A și
longitudinale pe direcţiile B-B, C-C, D-D.
Scenariul I – Modelarea curgerii apei subterane și transportului de poluanți cu prevederea de ecrane impermeabile cu porți permeabile de tratare de 5, 10, respectiv 20 m (2 porți) În cadrul acestui scenariu au fost modelate curgerea apei subterane şi transportul de crom hexavalent pentru
variantele 3,4 și 5.
15
Figura 8. 3 Distribuția izoconcentrațiilor indicatorului Cr VI, după 5 ani, în scenariul I, varianta 5 – două
porți de tratare de 20 m fiecare
Interpretarea rezultatelor pentru scenariul I: s-au trasat profile transversale pe direcţia A-A și longitudinale
pe direcţiile B-B, C-C, D-D, acestea fiind comparate şi cu rezultatele din scenariul 0. Scenariul II – Modelarea curgerii apei subterane și transportului de poluanți cu prevederea de ecrane impermeabile cu porți permeabile de tratare de 20 m (2 porți), dispuse în trei poziții diferite În cadrul acestui scenariu au fost modelate curgerea apei subterane şi transportul de crom hexavalent pentru
variantele 5, 6 și 7.
Figura 8. 4 Distribuția izoconcentrațiilor indicatorului Cr VI, după 5 ani, în scenariul II, varianta 7 – două
porți de tratare de 20 m fiecare, poziția 3
Interpretarea rezultatelor pentru scenariul II s-au făcut trasând profilele transversale pe direcţia A-A și
longitudinale pe direcţiile B-B, C-C, D-D, acestea fiind comparate şi cu rezultatele din scenariul 0.
Scenariul III – Modelarea curgerii apei subterane și transportului de poluanți cu prevederea de ecrane impermeabile cu porți permeabile de tratare de 20 m (4 porți), dispuse în două poziții diferite În cadrul acestui scenariu au fost modelate curgerea apei subterane şi transportul de crom hexavalent pentru
variantele 8 și 9.
Varianta 8
Figura 8. 5 Distribuția izoconcentrațiilor indicatorului Cr VI, după 5 ani, în scenariul III, varianta 8 –
patru porți de tratare de 20 m fiecare, poziția 1
Interpretarea rezultatelor pentru scenariul III s-a făcut trasând profilele transversale pe direcţia A-A și
longitudinale pe direcţiile B-B, C-C, D-D, acestea fiind comparate şi cu rezultatele din scenariul 0. 8.10. Concluzii de capitol
În această secţiune se urmăreşte îndeplinirea a două obiective. Primul este de a stabili elementele
unui model hidraulic analitic care a fost dezvoltat pentru ecrane impermeabile cu porţi de tratare. Al doilea
obiectiv este de a efectua o analiză parametrică pentru a simula transportul (advectiv şi dispersiv) de crom
hexavalent în mediul permeabil subteran, dar şi pentru determinarea unei configuraţii optime a unui sistem
de ecrane impermeabile cu porţi de tratare. Analizând scenariul III putem remarca că ambele soluții propuse
(variantele 8 și 9) captează întregul front poluant. Însă, studiind cu o atenție sporită scenariul II si III,
respectiv variantele de la 5 la 9, putem concluziona ca amplasarea porților de tratare în scenariul III ar trebui
16
să fie cât mai aproape de ecranul de protecție deja existent pentru a limita extinderea poluării în apa
subterană.
Capitolul IX. Concluzii finale
Teza de doctorat prezintă problema curgerii şi a transportului de poluanţi în apa subterană. În studiul
fenomenului de poluare a apelor subterane, modelarea matematică şi simularea numerică reprezintă
instrumente puternice care generează rezultate veridice.
Această lucrare încearcă să răspundă la problemele legate de impactul poluanţilor miscilibi şi nemiscibili
cu apa asupra mediului subteran şi la determinarea unor măsuri de remediere adecvate şi eficiente fiecărui
amplasament şi caz în parte.
Prin structura sa, teza de doctorat elaborată are un caracter complex, îmbinând latura teoretică a
problematicii abordate cu modelarea numerică.
În primul capitol se reprezintă o introducere în problematica poluării mediului subteran, aceasta fiind o
problemă relativ nouă pe lista problemelor de mediu, în care poluarea de suprafaţă şi a aerului au o oarecare
întâietate.
Cel de al doilea capitol tratează aspectele teoretice legate de transportul poluanţilor miscibili şi imiscibili
în stratele acvifere. În vederea stabilirii nivelului actual de dezvoltare al tehnicilor de depoluare in situ
utilizate pentru remedierea acviferelor, a fost realizat un studiu documentar, prezentat în capitolul 3 al
lucrării. În lucrare, abordarea modelării matematice s-a făcut în capitolul 4 prin prezentarea modelului
conceptual, a ecuaţiilor de bază şi a metodelor numerice de soluţionare, precum şi o analiză critică a
acestora, de unde rezultă principalele avantaje şi dezavantale ale celor trei metode numerice analizate.
În capitolul 5 au fost analizate cele mai comune modele numerice, utilizate de comunitatea ştiinţifică
dar şi în industrie, pentru curgerea apei şi transportul poluanţilor în mediile permeabile subterane. În
capitolul 6 teza de doctorat încearcă să răspundă la probleme legate de recuperarea produselor miscibile şi a
LNAPL din mediul subteran. Astfel, am studiat metodele pentru determinarea volumului de LNAPL din
mediul subteran, amplasarea forajelor în câmp după două metode, dar şi prezentarea unui model matematic
pentru recuperarea LNAPL cu ajutorul metodelor skimmer, single-pump şi dual-pump. Optimizarea
soluţiilor de limitare a avansării frontului poluant realizate de către autor pentru stabilirea viabilităţii unor
noi soluţii, ce au ca scop limitarea efectelor contaminării mediului subteran cu ajutorul ecranelor
impermeabile cu porţi de tratare situate în avalul sursei de poluare, sunt prezentate în capitolul 7. Analiza
parametrică efectuată în acest capitol s-a făcut în zece etape și au fost analizate 41(patru zeci și una) de
variante.
Obiectivul studiului de caz a fost evaluarea nivelului poluării apei subterane din amplasamentul
societăţii comerciale BICAPA – Târnăveni, poluare rezultată din activitatea desfăşurată în zona acestei
platforme industriale.
Concluziile acestui studiu de caz au fost detaliate în capitolul 8, din care evidenţiem următoarele
aspecte:
Liniile de izoconcentraţii, pe de-o parte ocolesc ecranul de protecţie, iar pe de altă parte se
acumulează în spatele acestuia, făcând ca această soluţie să fie relativ ineficientă, mai ales în cazul
considerării celor trei bataluri ca surse de injecţie continuă.
Dacă analizăm cu atenţie scenariul 0, varianta 2 putem observa că liniile de izoconcentraţii, pe de-o
parte ocolesc ecranul de protecţie iar pe de altă parte se acumulează în spatele acestuia făcând ca
această soluţie să fie ineficientă, mai ales în cazul considerării celor trei bataluri ca surse de injecţie
continuă şi putem afirma cu uşurinţă că rolul ecranului de etanşare nu are nici o importanţă în
atenuarea transportului de crom hexavalent în stratul acvifer.
Efectul exploatării batalurilor asupra acviferului din zonă rezultă din suprapunerea diagramelor din
variantele ce iau în considerare 5 ani ca timp de transport. Rezultă astfel că frontul poluant depăşeşte
sistemul de ecrane impermeabile cu poartă/porţi de tratare propus, atât în variantele analizate în
scenariul I, dar şi în cele analizate în scenariul II.
Analizând scenariul III putem remarca că ambele soluţii propuse (variantele 8 şi 9) captează întregul
front poluant. Însă, studiind cu o atenţie sporită scenariul II si III, respectiv variantele de la 5 la 9,
putem concluziona ca amplasarea porţilor de tratare în scenariul III ar trebui să fie cât mai aproape
de ecranul de protecţie deja existent pentru a limita extinderea poluării în apa subterană.
17
Contribuţiile personale Contribuţiile autorului privind problematica abordată în cadrul tezei de doctorat, se regăsesc atât la nivel
teoretic cât şi aplicativ, după cum urmează:
Studiul amplasării puţurilor de pompare şi ecuaţiile unui câmp de puţuri după două metode;
Optimizarea soluţiilor de remediere a avansării frontului poluant;
S-a determinat noi relaţii de calcul pentru sistemele de ecrane impermeabile cu una, două, patru si
opt porţi de tratare;
S-a analiza influenţei permeabilităţii porţii de tratare asupra eficienţei sistemului de ecrane
impermeabile cu porţi de tratare;
S-a analizat patru variante în care s-a modificat unghiul pe care-l fac ecranele impermeabile de la
marginea sistemului cu poarta de tratare, pentru a vedea cum influenţează configuraţia rezultată
captarea penei de poluant;
S-a studiat influenţa dinamicii gradientului hidraulic asupra eficienţei sistemelor de ecrane
impermeabile cu porţi de tratare;
Efectuarea unui studiu de caz în care a fost analizat poluantul crom hexavalent, urmărindu-se
evoluţia spaţială şi temporală a substanţei în vederea identificării zonelor afectate şi adoptării în
consecinţă, de măsuri adecvate de remediere;
Realizarea unui studiu documentar, de sinteză, privind problematica poluării mediului subteran,
transportul poluanţilor miscibili şi imiscibili în stratele acvifere;
Bibliografie selectivă
1. Alvarez J.J.P., Illman A.W. (2006). Bioremediation and Natural Attenuation. Process Fundamentals and
Mathematical Models. New Jersey: John Wiley & Sons, Inc.
2. Baumgartl A. (2009). Groundwater contamination through hexavalent chromium: causes and
remediation. Seminar Grundwasserschutz SS.
3. Charbeneau R. (2007). LNAPL Distributionand Recovery Model (LDRM). Volume 1: Distribution and
Recovery of Petroleum Hydrocarbon Liquids in Porous Media. Washington, D.C. 20005: API Publishing
Services, API Publication 4760.
4. Holzbecher E., Soker S. (2006). Numerical Models of Groundwater Flowand Transport. Encyclopedia of
Hydrological Sciences , 2401-2414.
5. Javandel I. and Tsang C. F. (1986). Capture-Zone Type Curves: A Tool for Aquifer Cleanup. Ground
Water, vol. 24, no. 5 , 616-625.
6. Johns T. R., Lake W. L., Obigbesan B. A., Bermudez L., Hassan M. R. and Charbeneau J. R. (2003).
Analytical Solutions for Free-Hydrocarbon Recovery using Skimmer and Dual-Pump Wells. Ground Water
Monitoring & Remediation 23, no. 1 , 97-106.
7. Lenhard R.J., Parker J.C. (1990). Estimation of free hydrocarbon volume from fluid levels in monitoring
wells. Ground Water, vol. 28, no. 1 , 57-67.
8. Lenhard R.J., Parker J.C. (1987). Measurement and prediction of saturation-pressure relationships in
three-phase porous media systems. Journal of Contaminant Hydrology, vol. 1 , 407 - 424.
9. Neagu D. (2013). Modelling the restricting solutions of poluant front line advancement. UAB - B.EN.A.
International Conference. Environmental Engineering and Sustainable Development (p. 91). Alba Iulia,
May 23 - 25th: AETERNITAS Publishing House.
10. Neagu D., Dimache A., Iancu I. (2013). Metode pentru estimarea volumului de LNAPL din mediul
subteran. Buletinul Științific al U.T.C.B.
11. Neagu D., Dimache A., Iancu I. (2013). Solutions For The Neutralization Of Hexavalent Chromium In
The Groundwater. UAB - B.EN.A. International Conference, Environmental Engineering and Sustainable
Development (p. 90). Alba Iulia: AETERNITAS Publishing House.
12. US EPA. (1996). How to effectively recover free product at leaking underground storage tank sites.
Washington, DC 20460: U.S. Environmental Protection Agency, EPA 510-R-96-001, Office of
Underground storage Tanks, OSWER National Risk Management Research Laboratory ORD.