Tratamiento del suelo y agua freática contaminada. Juan M. Rogel

Tratamiento del suelo y agua freática contaminada.
Juan M. Rogel Quesada
Dr. Ingeniero de Caminos, Canales y Puertos
Profesor Titular de la UPM. ETSICCP
Departamento de Ordenación del Territorio, Urbanismo y Medio Ambiente
Jefe de División de Protección Ambiental. GEOCISA
RESUMEN: Se presentan los métodos más eficaces de descontaminación de suelos, distinguiendo
entre técnicas “ex – situ”, que requieren de excavación previa, de aquéllas “in – situ”, en las que no
se excava el suelo. Se indican los parámetros fundamentales en cada proceso y sus rendimientos
habituales en función del contaminante, así como su control. De modo complementario se
relacionan las técnicas de tratamiento de aguas subterráneas contaminadas, ya que ambas están
relacionadas y se abordan conjuntamente de modo habitual con el proceso de saneamiento del
suelo.
1. INTRODUCCIÓN
La protección ambiental del suelo tiene una creciente importancia para la sociedad, tanto por
seguridad y calidad ambiental como por sus repercusiones económicas.
En este contexto la ley de residuos 10/1998 indica la obligación del causante para la limpieza de un
suelo contaminado, o bien en este orden por el propietario del suelo.
Por otro lado la ley de Prevención y Control Integrado de la Contaminación (IPPC) 16/2002 indica
que las actividades potencialmente contaminantes, tienen que llevar un plan de control de sus
emisiones al aire, suelo y aguas, así como adoptar las mejores técnicas disponibles para su
tratamiento.
Siguiendo este contexto y en la línea predominante a nivel internacional, la tendencia técnica y
legislativa (RD 9/2005) prima aquellas actuaciones orientadas a la descontaminación del suelo,
sobre todo las efectuadas en el mismo emplazamiento que puedan evitar la generación traslado y
depósito en vertedero de los suelos, de modo que una vez tratado pueda ser utilizado, de ser
compatible y tener las características adecuadas, en el propio emplazamiento o en último término
para otro uso.
En definitiva se pretende el “reciclaje del suelo” en vez de su depósito en vertedero, que además de
no constituir una mejor técnica disponible, en el marco de la Directiva Europea IPPC, tiene una
menor imagen social y fomenta la disminución de un recurso (depósito en vertedero) cada vez más
escaso y que debe ser reservado para aquéllos residuos que no dispongan de una alternativa de
gestión viable.
La presencia de contaminantes en el suelo proviene del desarrollo de actividades en las que se
emplean productos provenientes fundamentalmente del petróleo y otras actividades extractivas.
Estos productos se pueden utilizar como combustible para diversos usos (calefacción, transporte,
energía,…), constituyentes de otros compuestos, como disolventes (pinturas, barnices,…),
fertilizantes, pesticidas, herbicidas, tratamiento de maderas, metales, productos farmacéuticos,
fabricación de grasas y aceites, fabricación de máquinas y armas,…
En toda esta actividad, se puede producir de modo accidental escapes y fugas de estos productos
que constituyen habitualmente un riesgo ambiental significativo para las distintas especies,
presentando una toxicidad que puede provocar mutagénesis, riesgo de cáncer, afección a distintos
órganos, … . Esta situación obliga cada vez más a un mayor control medioambiental, en los que los
sistemas de gestión ambiental, además de la cada vez más creciente regulación e inspección por
parte de las administraciones, permite detectar situaciones antiguas o actuales que puedan constituir
un riesgo ambiental.
Actualmente es habitual que sobre todo con el desarrollo urbanístico de las ciudades, así como de
las obras asociadas, se identifique la presencia de suelos contaminados en antiguas instalaciones
industriales, fugas de depósitos cercanos,… . Ese momento es adecuado para abordar paralelamente
aquéllas actuaciones de saneamiento ambiental que fueran precisas.
2. PLANTEAMIENTO
Se van a considerar los tratamientos más efectivos disponibles de descontaminación del suelo. No
se van a citar aquéllas técnicas que únicamente pretenden el confinamiento de la contaminación, de
modo que se impida su dispersión o contacto, esta última alternativa solo se considera admisible
cuando no existe técnica viable, económica ó técnicamente.
Las técnicas de descontaminación se pueden clasificar como “ex - situ”, cuando se efectúan sobre el
suelo excavado e “in - situ”, cuando se ejecutan sobre el propio terreno sin excavar. Las técnicas
“ex – situ” permiten de modo general un mayor control del proceso, sin embargo en zonas urbanas
(molestias al entorno) o cuando la profundidad a alcanzar es elevada, pueden no ser adecuadas, o
precisar de medidas correctoras adicionales.
Las técnicas “in – situ” son adecuadas en zonas urbanas o en instalaciones que tienen que seguir en
operación, y presentan de modo general un menor grado de molestias al entorno.
Dentro de las técnicas “ex – situ” son potencialmente ventajosas aquéllas técnicas que se efectúan
en el propio emplazamiento, ya que evitan el transporte del suelo al punto de tratamiento, con un
medio de transporte, evitando molestias al entorno y transporte de residuos. Por otra parte si se
alcanza en el proceso de saneamiento un nivel de limpieza fuera de riesgo, compatible con su uso
presente y futuro en el emplazamiento, se puede volver a redepositar el suelo, constituyendo de
hecho una regeneración y reciclaje del suelo, acorde a los requerimientos de la sociedad.
3. TÉCNICAS “EX SITU”
3.1. Compuestos Orgánicos
3.1.1. Biorremediación
Fundamentos
La Biorremediación consiste en la degradación de los contaminantes orgánicos del suelo mediante
la estimulación de las poblaciones de microorganismos, presentes en el suelo o introducidos en caso
necesario.
La degradación se produce por el metabolismo de dichas poblaciones, que precisan para su
crecimiento tanto carbono y nutrientes, provenientes normalmente de los contaminantes orgánicos y
de adiciones (nutrientes), para la generación de material celular (anabolismo), y de la energía
necesaria que sustente dichas reacciones (catabolismo).
Los contaminantes orgánicos con un importante contenido en carbono puede proporcionar la fuente
de carbono precisa para el crecimiento de la población de microorganismos, la fórmula empírica del
material celular C42 H100N11O13P (McCarty, 1965) muestra la importancia de este componente, así
como de los nutrientes principales, Nitrógeno y Fósforo. Cuando se cumple este objetivo el
metabolismo se denomina heterótrofo.
La fuente de energía habitual empleada en los procesos de degradación de contaminantes orgánicos
en suelos proviene de la oxidación (reacciones Redox) de compuestos químicos (metabolismo
quimiótrofo). Si el aceptor de electrones es la propia materia orgánica el proceso se llama de
fermentación, si el aceptor es exógeno a dicha materia el proceso se llama de respiración, que puede
ser aerobia o anaerobia.
Los procesos de respiración son los más habituales en la degradación de los compuestos orgánicos
el suelo. Por otra parte la respiración aerobia (oxígeno) desprende una mayor cantidad de energía
que la anaerobia, por lo que los microorganismos aerobios crecen con mayor rapidez y degradan en
menos tiempo los compuestos orgánicos.
En el caso de no existir oxígeno (respiración anaerobia) los aceptores de electrones más habituales
son nitratos y sulfatos, los óxidos de hierro (Fe+3) y de manganeso (Mn+3) dan mayor energía libre,
pero al ser insolubles son poco accesibles a los microorganismos. El CO2 es empleado como aceptor
de electrones por bacterias anaerobias estrictas que generan metano, en un lento proceso metabólico
y muy sensible.
La energía generada se almacena en las células en forma de compuestos fosfatados, con un alto
potencial energético cuando son hidrolizados. Dicha hidrólisis se produce progresivamente durante
los procesos anabólicos. Entre los compuestos fosfatados cabe destacar el adenosin-trifosfato (ATP)
y difosfato (ADP).
Hay microorganismos que no emplean un determinado compuesto orgánico como fuente de carbono
o energía, pero que son capaces de degradarlo dentro de su proceso metabólico. Esta situación se
llama cometabolismo, y ha sido observada en la degradación de algunos compuestos persistentes
como TCE, PCB,…. Normalmente a escala de laboratorio.
Los productos finales de la biodegración, además del incremento de masa celular, es CO2 y o bien
agua (respiración aerobia) ó aceptores de electrones reducidos procedentes de la respiración
anaerobia (N2, Mn+2, S+2, Fe+2, CH4).
Degradación de Contaminantes Orgánicos
Las técnicas de descontaminación basadas en la biorremediación emplean normalmente procesos de
respiración aerobia, por su mayor rendimiento y facilidad de control de proceso. Sin embargo
ciertos compuestos pueden requerir procesos de respiración anaerobia, como por ejemplo en la
biodegradación de compuestos halogenados.
Es necesario en un proceso de degradación evaluar si existen productos intermedios que pudieran
ser volátiles y más tóxicos que los iniciales. Normalmente en procesos de biodegración aerobios de
productos alifáticos o aromáticos no se produce esta situación, sin embargo cuando se consideran
productos poliaromáticos o bien procesos anaerobios para la degradación del tetracloroetileno
(TCE) a dicloroetileno (DCE) y cloruro de vinilo puede ocurrir. En esta situación deben de
controlarse y tratar las emisiones de volátiles.
La capacidad de biodegración de algunos compuestos habituales se facilita en el cuadro 1. Los
compuestos más fácilmente degradables son los alcanos o parafinas, normalmente hasta C15, luego
los alcanos con ramificaciones y alquenos hasta C12, luego los monoaromáticos, los cicloalcanos y
los aromáticos policíclicos (PAH). La presencia de cloro en estos compuestos reduce la
biodegrabilidad de modo notable, ya que estabiliza la molécula y puede hacer necesario combinar
ciclos anaerobios (dehalogenación reductiva para rotura de anillos) con ciclos aerobios.
Cuadro 1
Biodegradabilidad
Compuestos
Más degradable
n-butano, I-pentano
n- octano
Nonano
▀
█
█
Metil butano
Productos donde se
encuentran
○ Gasolina
○ Diesel fuel
○ Gasolina
Dimetilpentano
Metiloctanos
█
█
█
█
█
▼
Menos degradable
Benceno, tolueno
○ Gasolina
Etilbenzeno, xilenos
Propilbenzenos
○ Diesel, Queroseno
Decanos
○ Diesel
Dodecanos
○ Queroseno
Tridecanos
○ Fuel de Calefacción
Tetradecanos
○ Aceites lubricantes
Naftalenos
Fluorantenos
Pirenos
○ Diesel
○ Queroseno
○ Fuel de Calefacción
○ Aceites lubricantes
Técnicas de descontaminación
Las técnicas de descontaminación “ex – situ” de biorremediación se pueden clasificar en dos
grupos: técnicas por vía sólida y técnicas por vía suspensión.
™ Técnicas por vía sólida.
Las técnicas por vía sólida son las más habituales, se basan en el control del proceso de
biodegración del suelo excavado, a través de sus parámetros fundamentales en función del tipo de
degradación seleccionado, normalmente aerobio.
Los parámetros fundamentales del proceso aerobio son:
Aireación, humedad, temperatura, PH, nutrientes.
Por otra parte para que el proceso sea efectivo hay que asegurarse que no existen inhibidores del
proceso, como una excesiva concentración de compuestos orgánicos o presencia significativa de
otros compuestos como metales pesados.
En general concentraciones de hidrocarburos totales del petróleo (TPH) entre 10.000 y 50.000 ppm
(1-5%) se consideran tóxicas para la mayoría de los microorganismos, así como concentraciones de
metales pesados mayores de 2.500 ppm. En estas situaciones puede ser necesario la introducción de
suelos limpios o agentes esponjantes o bien la ejecución de ensayos de biodegradabilidad, que
muestran su no toxicidad. Un indicador de si existe o no toxicidad es la medida de las colonias de
bacterias del suelo, si está por debajo de 1.000 colonias/gr de suelo seco, puede indicar esta
toxicidad. Los hongos, especialmente el hongo blanco de la putrefacción, también pueden ser
efectivos en los procesos de biorremediación. Este hongo no metaboliza los contaminantes
orgánicos, emplea ligninas. En este proceso segrega enzimas que degradan los contaminantes
(cometabolismo).
La humedad del suelo es fundamental para el desarrollo microbiano, sirve para su crecimiento,
desplazamiento, la disolución y asimilación de compuestos, sin embargo una saturación excesiva
evita la correcta aireación del suelo, dando lugar al desarrollo de zonas anaerobias, de menor
rendimiento de biodegradación.
Normalmente un rango óptimo de contenido de humedad del suelo se encuentra entre el 50-80% de
la capacidad de campo del suelo.
La temperatura del suelo habitual en estos tratamientos se mantiene en el rango para las bacterias
mesofílicas: 15-45ºC, las habituales en el suelo y que degradan adecuadamente los compuestos
orgánicos más habituales (Sims y Otros, 1990, USEPA,1985).. No obstante para la degradación de
ciertos compuestos puede ser más adecuado el empleo del rango de las bacterias termofílicas 4565ºC.
Dentro de cada rango el incremento de 10ºC en la temperatura duplica aproximadamente la tasa de
degradación (USEPA, 1985), debido a la mayor energía de la actividad, a la mayor solubilidad de
los contaminantes y a su menor adsorción al suelo.
El PH del suelo óptimo se encuentra en el rango 6-8 para que los procesos de biorremediación sean
efectivos. Normalmente los suelos presentan un carácter más ácido, por lo que puede requerir una
enmienda que eleve el PH. Con este objeto se pueden emplear compuestos de calcio o Magnesio. Si
hubiera que rebajar el PH se suelen emplear compuestos de azufre (sulfuros, sulfatos, azufre
elemental,….).
El contenido de nutrientes del suelo presenta una relación típica carbono-nitrógeno-fósforo (C:N:P)
= 100:10:1/100:1:0,5, dependiendo de los microorga-nismos presentes y el compuesto a degradar.
La colocación del suelo debe garantizar una adecuada textura que permita el acceso de los
microorganismos, oxígeno y nutrientes a la masa. Este aspecto es fundamental en suelos arcillosos,
en los que será necesario su mezcla con paja, serrín u otros elementos esponjantes, además de su
disgregación previa.
Otros aspectos a considerar son los climáticos. Cuando la temperatura ambiente puede exceder del
rango de operación señalado se tendrá que plantear la interrupción del proceso o bien su protección,
mediante cubiertas, calentamiento,… dependiendo de la situación. La necesidad de cubrición puede
provenir de la posibilidad de intensas lluvias, que pueden afectar a la humedad del suelo y del
viento, con el riesgo añadido de erosión y transporte.
En estos procesos es necesario considerar que muchos componentes volátiles de los compuestos
orgánicos, se volatilizarán en el proceso antes que se biodegraden. Ello puede hacer que sea
necesario su cubrición, captación y tratamiento, dependiendo de la importancia de dicha emisión.
Las técnicas por vía sólida se pueden clasificar en dos tipos:
•
Land – Farming (fig. 1)
Consiste en la disposición del suelo contaminado, una vez excavado, en una capa de espesor no
superior a unos 50 cm. En el caso que el suelo sea arcilloso se puede reducir a unos 30 cm, con
enmiendas esponjantes sin son precisas.
El espesor se fija en función de las necesidades de aireación del suelo que deberá ser volteado o
arado al menos una vez cada una o dos semanas.
Fotografía Nº 1 - Operación de Land – Farming
En esta situación y mediante el control de los parámetros del proceso mencionados se producirá, si
el compuesto orgánico es biodegradable, un incremento de la actividad de los microorganismos
(rango mesófilo), que degradará los compuestos orgánicos presentes.
Para no provocar contaminación adicional, habitualmente se construye un depósito
impermeabilizante con una geomembrana y un drenaje y recogida de aguas infiltradas en el suelo
contaminado (fig. 2).
Fotografía Nº 2 - Impermeabilización de la zona de trabajo
Los plazos de tratamiento habituales pueden ser entre 6 y 24 meses, con unas reducciones de los
contaminantes de hasta un 90-95%. En absoluto no se alcanzan concentraciones de contaminantes
menores de 0.1 ppm.
Entre sus inconvenientes está la gran superficie que precisa de terreno para el tratamiento.
El control del proceso de land farming se ejecuta por muestreos de los parámetros del proceso y del
contaminante de modo periódico (1-3 meses), por otro lado se controla mensualmente la calidad del
aire en el entorno, y las aguas subterráneas de modo anual.
•
Compostaje (fig. 3)
Consiste la disposición del suelo contaminado en capas de un cierto espesor (1-3 m), en las que la
generación de calor en su interior es mayor que su disipación en superficie, con un efecto de
calentamiento del suelo. Cuando se requiere una alta temperatura en el suelo (rango termofílico) es
normalmente necesario, añadir materia orgánica al suelo que permita sostener la actividad
microbiana (estiércol, residuos alimentarios,…).
Para la composición del suelo es habitual el empleo de agentes esponjantes, que prevengan de la
compactación del suelo, faciliten su aireación y trabajabilidad, además de adicionar materia
orgánica, nutrientes,… . Los más frecuentes son paja, serrín, compost,…
Al igual que en el caso anterior es necesario impermeabilizar la superficie para evitar su
contaminación por los posibles lixiviados (fig. 4).
El compostaje se puede aplicar por el método de hileras, pilas estáticas (biopilas) o reactores
cerrados. Los más habituales son los dos primeros, ya que el tercero es una planta de tratamiento
con una elevada inversión y con un mayor control del proceso y de sus emisiones. La diferencia
entre los dos primeros sistemas estriba en el método de aireación, en el método de hileras se efectúa
mediante volteo con una pala, mientras que en el segundo se efectúa mediante una red de tuberías
basal que aspira aire o lo impulsa.
En las hileras la altura son del orden de 1,5 m (Cookson, 1995) y en las biopilas pueden llegar a 3 m
o más. La aireación del suelo, se efectúa en función de la temperatura que se alcanza.
El sistema de biopilas ofrece un mayor grado de control de las emisiones de gases, de importancia
dadas las mayores temperaturas alcanzadas en el suelo, ya que la extracción de aire por la red basal
permite en gran medida su captación y tratamiento.
Los plazos de actuación con un sistema de compostaje son menores que con el land farming
(habitualmente 5-12 meses), pero precisa de un mayor control del proceso. Necesita de menos
espacio, permite tratar más compuestos, es más tolerante a la presencia de metales pesados.
El control del proceso es similar al establecido con el método anterior, añadiendo los controles del
aire extraído de la red de ventilación (CO2, O2, CH4, SH2, COV’s).
™ Tratamiento por vía suspensión
En estas técnicas se crea una suspensión de agua-suelo contaminado con algún aditivo preciso. Esta
suspensión debidamente aireada y con el control de nutrientes y PH permite una rápida degradación
de los compuestos orgánicos presentes.
Esta actuación se suele efectuar de modo discontinuo, de modo que la mezcla se introduce en el
reactor, y una vez aireada y mezclada se deja que decanten los sólidos, se retiran los productos en
flotación (hidrocarburos menos densos que el agua) y el agua restante se puede enviar a una planta
de tratamiento de agua residual, si aún no cumple los objetivos de calidad.
Estas técnicas son ventajosas cuando la contaminación el suelo por compuestos orgánicos es muy
alta y prácticamente se comporta como un fluido, sobre todo cuando se puede aplicar en el mismo
emplazamiento.
3.1.2. Desorción Térmica (fig. 5)
Fundamentos
La desorción térmica es un proceso que usa el calor para separar físicamente el agua y los
compuestos orgánicos del suelo mediante su volatilización, de modo que el suelo sale libre de estos
compuestos.
La temperatura de calentamiento de suelo es la adecuada a sus características y al tipo de compuesto
que se va a separar, para los compuestos orgánicos habituales (combustible de automoción,
queroseno y fuel) el rango de temperaturas oscila entre 300 y 600ºC.
Filtra
do de
gases
Enfriado de gases
Tratamiento de gases
C
B
Suelo contaminado
Suelo contaminado
Partículas en suspensión
Gases
Ciclón
Tratamiento de suelos
A
Suelo limpio
Figura Nº 5 Esquema de un sistema de desorción térmica
En este rango de temperaturas de trabajo no se produce la combustión (incineración) del suelo y el
proceso se denomina desorción térmica a baja temperatura. No se pretende la destrucción de los
compuestos volatizados en la cámara de desorción, algunos componentes más volátiles pueden
descomponerse parcialmente. Cuando se trabaja en el rango de menor temperatura no se destruye la
estructura del suelo, como ocurre en un proceso habitual de incineración, por lo que puede ser más
fácilmente regenerado. Este suelo con una contaminación muy reducida, mucho menor que con
otros métodos, puede reponerse en el mismo emplazamiento, o darle uso como material inerte.
Esta última característica, junto con su gran rendimiento (10-20t/hora), y su gran capacidad de
control ambiental hace que sea una técnica muy utilizada en Estados Unidos y cada vez más
empleada a nivel internacional.
Los compuestos orgánicos volatilizados se extraen de la cámara con una corriente de aire y una vez
separadas las partículas se tratan en una unidad secundaria, mediante su condensación y filtrado en
carbón activo o bien con una oxidación o quemador. Antes de la emisión se puede disponer de
modo adicional un filtrado final o, de modo previo, el lavado de gases en vía húmeda.
Para evaluar la idoneidad de la técnica en un caso determinado hay que definir las características del
suelo y del contaminante a tratar.
Características del suelo
Los suelos arcillosos de plasticidad alta tienen un menor rendimiento, debido a que la adsorción de
los contaminantes es mayor y a su tendencia a crear terrones y a pegarse a los dispositivos, lo que
puede interrumpir el proceso. Esta característica es más importante tanto en cuanto el suelo presente
una mayor humedad, lo que incrementa su grado de plasticidad. Puede ser necesario para mejorar el
proceso su secado, disgregado o mezcla con otros suelos que mejoren sus características. El tamaño
máximo de entrada al proceso se suele situar en 5 cm.
El contenido de humedad es uno de los factores que más influye en el proceso, tanto en el
rendimiento como en el coste energético, ya que el contenido de agua del suelo va a ser evaporado.
Un contenido habitual de humedad del suelo se encuentra en el rango 10-25%, por encima es
recomendable secarlo o mezclarlo con suelo más seco. Por encima de un 10% de humedad el
consumo para evaporar el agua predomina sobre el resto.
La presencia de un porcentaje elevado de materia orgánica en el suelo (raíces, humus,…) reduce el
rendimiento del proceso, por su gran afinidad a los contaminantes.
La presencia en el suelo de metales pesados no influye de modo general en el tratamiento, ya que en
el rango normal de temperaturas no van a ser separados del suelo, salvo unos compuestos concretos
como Plomo, Cadmio, Arsénico, Mercurio. Sin embargo puede influir en el destino final del suelo
tratado.
Características del contaminante
Dado que la temperatura del proceso está controlada, al ser un método de volatilización, no de
combustión, es necesario limitar la concentración de contaminantes en el suelo a tratar, de modo
que no se sobrepase en el gas efluente un límite superior al 20% del límite de explosividad del
compuesto (LEL).
Normalmente se controla el contenido total de hidrocarburos del petróleo (TPH), estableciendo una
concentración mínima del 5% en peso del suelo (50.000 mg/kg). Para no dañar el equipo se suele
establecer un poder calorífico máximo de 4000 KJ/kg de suelo seco.
La temperatura que hay que alcanzar debe alcanzar el punto de evaporación del compuesto, de este
modo para una gasolina o queroseno hay que alcanzar temperaturas mayores de 300ºC y para el
diesel/fuel mayores de 400/500ºC.
Con este método se pueden tratar organoclorados, siendo habitual la disposición adicional de un
filtro de vía húmeda (Scrubber), que pueda captar antes de la emisión cualquier concentración
residual de subproductos obtenidos del proceso de tratamiento de gases.
El tiempo de residencia dependerá de la capacidad de adsorción del contaminante al suelo, un
indicador de esta capacidad es el coeficiente de reparto octanol-agua (Kow), cuanto mayor sea este
valor, mayor será su capacidad de adsorción y por lo tanto su tiempo de residencia.
Resultados del tratamiento y control del proceso
El tratamiento de desorción puede reducir la contaminación del suelo a valores residuales muy por
debajo de 100 ppm de TPH. Con estos niveles se puede reponer el suelo en el emplazamiento o bien
darle un uso como inerte.
El control del proceso se basa en el muestreo tanto del suelo entrante como el efluente.
Normalmente cada 100 m3 de suelo, se suele medir el contenido de TPH y aquéllos constituyentes
de interés.
Respecto a los gases se controlará al menos mensualmente las emisiones (partículas, CO2,
constituyentes,…), así como en el caso que existan efluentes líquidos (separador en vía húmeda).
3.1.3. Otros
Existen tratamientos para el suelo una vez excavado y definido un tipo de contaminante existente.
Dicho tratamiento puede ir por una extracción previa del contaminante del suelo, mediante un
surfactante o disolvente, y luego aplicar el tratamiento más adecuado, biológico (como el citado en
vía suspensión), oxidación química, …
Los tratamientos basados en la inertización de un suelo con compuestos mediante cal y aditivos, no
son del todo satisfactorios, ya que no se llega a tratar y/o inmovilizar el contaminante, si que puede
provocar una estabilización parcial.
Por último, si se efectúa una incineración del suelo deberá de cumplir las prescripciones
establecidas en esta materia sobre incineración de residuos, con un estricto control de emisiones.
3.2. Compuestos Inorgánicos
3.2.1. Inertización – Estabilización
Fundamento
El tratamiento de suelos contaminados mediante inertización se basa en la fijación de los
componentes lixiviables en la matriz del suelo, impidiendo o dificultando su movilización y
reduciendo, al mismo tiempo, el riesgo de impacto sobre la salud de las personas y el medio
ambiente. En el caso de suelos contaminados por metales pesados se recomienda la estabilizaciónsolidificación. Este proceso consiste en la adición de un reactivo que haga precipitar los iones
metálicos (estabilización) y, posteriormente la adición de un aglomerante (solidificación), de esta
manera quedan estabilizados química y mecánicamente.
Proceso
El proceso de estabilización/solidificación se realiza a través de tres procesos complementarios:
A) Estabilización. Consiste en la adición de aditivos para que los contaminantes del suelo
reaccionen químicamente con los mismos y se mantengan el su estado de menor solubilidad,
movilidad y toxicidad.
B) Microencapsulación. Los compuestos contaminantes del suelo se absorben en la matriz del
suelo.
C) Solidificación. Configura una matriz sólida de fácil manejo.
Los aditivos principales para llevar a cabo los procesos son los siguientes:
-
CaCO3. Aumenta la superficie de contacto, el número de centros activos disponibles para el
proceso de absorción facilitando la mezcla del resto de aditivos
-
CaO. Reactivo principal. Provoca una reacción exotérmica que favorece el resto y la
formación de hidróxido de calcio.
CaO + H2O → Ca(OH)2 + 15.500 cal
-
Ca(OH)2. Aporta el OH- necesario para la formación de hidróxidos metálicos. Estado en el
cual los metales presentan menor solubilidad, movilidad y toxicidad. Además ejerce una
función de control sobre el pH global del proceso, la textura y porosidad de la masa
solidificante y la temperatura de la reacción completa de maduración del solidificado.
Algunas de las reacciones que se producen se indican a continuación:
2 Fe3+ + 3 Ca (OH)2 -> 2 Fe(OH)3 + 3 Ca2+
Pb4+ + 2 Ca(OH)2 -> Pb(OH)4 + 2 Ca2+
Zn2++ Ca(OH)2 -> Zn(OH)2 + Ca2+
2 Cr3+ + 3 Ca (OH)2 -> 2 Cr(OH)3 + 3 Ca2+
Zn2++ Ca(OH)2 -> Zn(OH)2 + Ca2+
Cu2++ Ca(OH)2 -> Cu(OH)2 + Ca2+
-
Aglomerante. La solidificación del precipitado (hidróxido metálico) en la matriz del suelo,
se conseguirá con aplicación del aglomerante, que además de mejorar las propiedades
mecánicas, reducirá la movilización de la potencial carga contaminante hacia el exterior del
sistema. Es decir, permitirá: la retención por absorción del contaminante en la matriz
estructural del suelo, la estabilización por adsorción del precipitado en la estructura
cristalina y la inmovilización, transformando las sustancias contaminantes en parte de su
estructura mineral. El aglomerante utilizado puede ser un cemento Porland.
El balance de masas del proceso puede expresarse mediante la siguiente ecuación:
m Ri – m H2O + m Ad = m S + H2O↑
Donde mRi es la masa inicial del residuo (suelo contaminado), mAd la masa de aditivos añadidos,
mS la masa del solidificado final y H2O↑ el vapor de agua.
Para que las reacciones principales tengan lugar es necesario que el suelo tenga entre un 5% y un
15% de humedad. No obstante es posible tratar suelos con humedades hasta el 60% con un
incremento considerable de la masa de aditivos. Esta oscilará entre un 10% y un 40% de la masa de
suelo a tratar. Teniendo en cuenta que el hecho de que las reacciones exotérmicas provocarán un
elevado incremento de temperatura (entre 65ºC y 135ºC) y la consiguiente evaporación de agua, en
numerosas ocasiones no se produce un incremento de la masa del residuo por el hecho de ser
tratado.
La dosis estequiométrica de los agentes mencionados, dependiente de las concentraciones y tipo de
contaminantes existentes en el suelo junto con los análisis de otros parámetros tales como la
velocidad de mezcla del material, tiempos de residencia en contacto con reactivos, granulometría y
humedad son las condiciones que hay que particularizar para garantizar el resultado del inertizado
en cada caso.
Aplicación
La aplicación puede realizarse mediante plantas de tratamiento de gran capacidad o equipos
compactos móviles.
Las plantas de tratamiento se componen de diferentes elementos tales como tolvas, cintas
transportadoras, trómeles de mezclado, silos de almacenamiento de aditivos depósitos de agua etc.
La capacidad de tratamiento de estas plantas puede oscilar entre las 50t/h y las 200t/h.
Los equipos compactos móviles tienen menor capacidad (entre 2t/h y 15 t/h) pero permiten un
mayor control del proceso.
Resultados
El material resultante del tratamiento presenta las siguientes características.
-
Escasa permeabilidad al agua.
Humedad entorno al 2%
Fracción lixiviable muy pequeña
Alta cohesividad
pH entre 9 y 12
El éxito del tratamiento se deberá comprobar mediante ensayos de lixiviación, normalmente según
el método DIN 38414-S4. El objetivo perseguido será que estos ensayos sitúen las concentraciones
del lixiviado por debajo de los valores límite de la directiva europea de vertederos para clasificar un
residuo como inerte. No obstante a lo comentado y con objeto de reutilizar el material se pueden
fijar objetivos más estrictos en función del análisis de riesgos correspondiente para los usos a los
que se destinen los suelos.
El material resultante del tratamiento puede configurarse de diferentes formas en función de los
usos a los que se destine. La configuración se puede realizar en forma pulverulenta, granular,
briquetas, bloques etc. Obviamente la configuración final que se pretenda afectará a las
dosificaciones de los distintos aditivos y aglomerantes así como puede dar lugar a la mezcla con
otros suelos de diferente granulometría.
3.2.2. Lavado de suelos
Fundamento
El proceso de lavado de suelos para todo tipo de contaminantes o “soil – washing” incluye una serie
de actividades que se basan en los siguientes puntos:
™ Existencia de fracciones limpias de suelo
™ Concentración de contaminantes en una granulometría.
™ Extracción del contaminante en dicha fracción o gestión
Normalmente los contaminantes inorgánicos se adhieren a las fracciones más finas, favorecidos por
su habitual carga negativa y mayor superficie específica. Por ello una separación de las fracciones
gruesas consigue normalmente una reducción del volumen de suelo contaminado.
De modo habitual estos métodos no son óptimos, frente a otras técnicas, cuando el contenido de
finos es superior al 30%.
Proceso
El proceso de lavado es el siguiente:
™ Fluidificación del suelo
™ Disgregación y clasificación granulométrica. Mediante cribas e hidrociclones.
™ Lavado, si procede, de las fracciones contaminadas. Se efectúa en un tanque con
agitación y con aditivos específicos, mediante los procesos de precipitación / extracción
/ flotación. El lavado es generalmente efectivo para contaminantes orgánicos y en
fracciones gruesas.
™ Deshidratación de las fracciones.
™ Tratamiento del agua del proceso y reutilización.
3.2.3. Métodos Térmicos
Ciertos metales volátiles como el mercurio, pueden pasar a una fase gaseosa a temperaturas del
suelo por debajo de 600ºC con la técnica de desorción térmica. La captación del mercurio se hace
de modo posterior en un filtro húmedo con presencia de azufre.
La incineración puede volatizar otros metales, a temperaturas del suelo del orden de 1000ºC.
4. TÉCNICAS “IN SITU”
4.1. Compuestos Orgánicos
4.1.1. Sistema de extracción de vapores (SVE) (fig. 6).
Consiste en la aplicación de un vacío a la zona no saturada del suelo a través de una serie de pozos,
estancos en cabeza. Esta depresión genera una corriente de aire hacia los pozos, arrastrando los
compuestos volátiles o semivolátiles del suelo. Los vapores extraídos son tratados en superficie
antes de su emisión a la atmósfera.
Fotografía Nº 3 – Sistema de extracción de vapores. Detalle de pozos, extractor y filtro de carbón
activo.
Para incrementar el radio de influencia de los pozos y para reducir la emisión de volátiles del suelo
se recomienda su cubrición con una capa impermeable, si no existe ya un pavimento que cumpla
esta función.
Las depresiones que se alcanzan son del orden de 0,1 a 0,2 atm, dependiendo de la permeabilidad
del suelo al aire, con unos caudales de extracción por pozo entre 60 y 300 m3/h.
La efectividad de un SVE (fig. 7) dependerá de dos parámetros fundamentales:
Permeabilidad:
Volatibilidad:
Determinará el caudal de
extracción de vapores del suelo.
Determinará la capacidad a la que se volatizará el compuesto.
Cuanto más permeable sea el suelo el método será más efectivo. Dentro de los combustibles
habituales, la gasolina que es una mezcla de más de 100 constituyentes es el más adecuado para el
tratamiento. El combustible diesel y el fuel son parcialmente tratados, sólo las fracciones más
volátiles.
Considerando el suelo, estableciendo un límite de permeabilidad se adopta el siguiente criterio de
aplicabilidad del SVE, a partir de la permeabilidad intrínseca del suelo k’:
k’ > 10-8 cm2.
Efectivo
-8
-10
2
10 ≥ k’ ≥ 10 cm . Probablemente efectivo
k’ < 10-10 cm2.
No efectivo
k’ = k x µ / ρ.g
k’:
permeabilidad intrínseca (cm2)
k:
Conductividad hidráulica (cm/s)
µ:
Viscosidad del agua (g/cm.s)
ρ:
Densidad del agua (g/cm3)
g:
Aceleración de la gravedad (cm/s2)
a 20ºC: µ/ ρ.g = 1,02 x 10-5 cm.s
La estratificación del suelo es importante, ya que la presencia de zonas más permeables ocasionará
que casi todo el flujo de aire se produzca en dicha zona.
La situación del nivel freático marca la profundidad de tratamiento, ya que el sistema no opera por
debajo, hay que considerar también que en la franja capilar, al estar el suelo saturado no hay
circulación de aire, por lo que no es efectivo.
Normalmente el tratamiento se puede aplicar siempre que el nivel freático esté a más de 2 m. La
presencia de materia orgánica o un suelo muy seco retrasará el plazo de saneamiento.
Respecto a la volatibilidad del compuesto se suele admitir que aquéllos compuestos con presiones
de vapor mayores de 0.5 mm de Hg y constante de Henry mayor de 0,1 son volátiles.
Los gases extraídos se tratan de modo habitual en una unidad separada, los métodos habituales son
mediante filtro de carbón activo o bien un método térmico.
La distancia entre pozos vendrá fijada por el radio de influencia. Se establecerá en las pruebas de
vacío previas a la puesta en marcha del sistema, de modo habitual se encuentra entre 5 y 10 m,
partiendo de una superficie con capa impermeable.
La presencia de una capa de producto libre encima del nivel freático implicará su eliminación
previa antes que se inicie el SVE.
Los plazos habituales se pueden encontrar en el rango de 6-18 meses. Se pueden obtener
rendimientos de limpieza de hasta un 90%.
4.1.2. Bioventing (fig. 8)
Es un método de Biorremediación en el que se emplean de modo habitual los microorganismos
autóctonos para biodegradar los contaminantes orgánicos en el suelo, de la zona no saturada, por vía
aerobia. Los suelos en la franja capilar y zona saturada no son tratados.
Fotografía Nº 4 - Sistema de Bioventing. Pozos centrales de inyección de aire y laterales de
extracción
La actividad de las bacterias se desarrolla introduciendo aire por una serie de pozos y extrayendo
por otros, de modo que se genera una circulación de aire por el suelo con el subsiguiente aporte de
oxígeno, puede ser necesaria la adición de nutrientes.
El sistema es similar al de SVE, la diferencia estriba en que aquél sólo volatiza contaminantes,
mientras que el bioventing los degrada. En la práctica siempre se produce en cierto modo un
tratamiento mixto.
Mediante bioventing se pueden tratar casi todos los constituyentes del petróleo que se pueden
degradar por vía aerobia.
En el caso del bioventing los parámetros fundamentales son:
Permeabilidad del suelo: Igual que con el SVE
Biodegradabilidad del contaminante.
Las características del suelo fueron comentadas con el SVE, de modo adicional, ya que se va a
producir una biodegradación es necesario controlar las variables del proceso (3.1.) esto es:
™
™
™
™
™
Presencia de bacterias en el suelo (> 1000 colonias/g suelo seco)
PH: 6-8
Contenido de humedad 40-80% de la capacidad de campo
Temperatura: 15-40º
Nutrientes: CNP: (100 : 10 : 1/100 : 1 : 0,5)
Respecto a la biodegradabilidad en el Cuadro 1 se refirió su capacidad, reduciéndose al aumentar el
peso molecular y el número de anillos (aromáticos), así como la presencia de cloro y enlaces no
saturados. Respecto a la toxicidad ya se refirió en el apartado 3.1.
Los compuestos volátiles (presión de vapor mayor de 0.5mm de Hg), se volatizarán probablemente
antes de que se degraden.
El control del proceso se efectúa diariamente con mediciones de caudal de aire
(inyección/extracción), presiones, COV’s, CO2, O2.
Los plazos de actuación pueden ir de 6 meses a 24 meses y se pueden alcanzar niveles de
saneamiento de hasta un 95%, no se suele alcanzar concentraciones de compuestos por debajo de
0,1 ppm.
4.1.3. Fitorremediación
Es un proceso que usa las plantas para captar y eliminar contaminantes del suelo. Está limitado a la
zona de acción de las raíces. Pueden asimilar pesticidas, disolventes, petróleos, explosivos,
aromáticos policíclicos. Algunos árboles pueden también asimilar estos compuestos.
Fotografía Nº 5 - Descontaminación por Fitorremediación de lodos orgánicos con metales pesados.
Los plazos de actuación con esta técnica son muy elevados, se considera que efectúa una contención
de la contaminación, una degradación en la Rizosfera y acumulación y degradación en la propia
planta.
Las especies deben ser específicamente seleccionadas, ya que no todas pueden asimilar estos
compuestos.
4.1.4. Otros métodos
Entre estos métodos cabe citar el lavado de suelo, en el que se introducen agentes surfactantes en el
suelo, desde superficie o zanjas, para arrastrar los contaminantes orgánicos hasta el acuífero donde
serán captados por pozos. El control debe ser estricto para evitar la contaminación del acuífero. Se
pueden tratar casi todos los compuestos del petróleo.
En vez de surfactantes se puede introducir una mezcla de agua, nutrientes, oxígeno y otros aditivos
para degradar los contaminantes orgánicos del suelo, contando con los microorganismos del medio.
Esta reacción se puede producir por vía aerobia (preferentemente) o anaerobia. Factores a controlar
en este proceso es la toxicidad de los compuestos presentes (por naturaleza y concentración) y la
homogeneidad del tratamiento, además de la idoneidad de los microorganismos presentes.
Los plazos de tratamiento son muy variables desde 6 meses al menos hasta varios años.
La oxidación química de modo alternativo a los anteriores, provoca una rápida destrucción por vía
química de los contaminantes orgánicos, como agentes oxidantes se suele emplear ozono, peróxido
y permanganato potásico.
4.2. Compuestos Inorgánicos
4.2.1. Inertización – Estabilización
Tiene el mismo fundamento ya explicado en el apartado de técnicas “ex-situ”
El suelo una vez tratado puede permanecer en el propio emplazamiento o ser excavado una vez
tratado para destinarse a otros usos.
Estas técnicas pueden aplicarse en profundidad (“deep mixing”) mediante equipos de perforación
dotados con barrenas helicoidales (simples o dobles) a través de las cuales se inyectan los aditivos
permitiendo la mezcla del material “in situ”.
Otra forma de aplicación “in situ” es la aplicación en superficie mediante equipos recicladores de
suelo/cemento.
La aplicación se realiza en tongadas de 30-40cm. El equipo está dotado de una carcasa con
capacidad variable, que permite regular la altura a la que trabaja el rotor aumentando su rendimiento
y adaptándose a la profundidad de suelo con la que se está trabajando.
Este reciclador, dispone de inyectores dentro de la carcasa que inyectan agua y aditivos a la vez que
el rotor realiza la mezcla de suelo. Se programa fácilmente las cantidades deseadas de cada uno de
estos aditivos (en % en peso) y la máquina, mediante un microprocesador, los dosifica
automáticamente, con precisión.
Esta técnica es de aplicación en aquellos casos en los que la contaminación del suelo se presenta de
forma somera en una superficie suficientemente nivelada. Debido a que el espesor de suelo tratado
en cada pasada del equipo es pequeño, requiere de la excavación del material tratado de forma
previa a acometer la siguiente tongada
4.2.2. Electrorremediación
Los principios de la electrorremediación se basan en la aplicación de una corriente eléctrica de baja
intensidad a través del suelo o sedimento. La aplicación de corriente produce una serie de procesos
fisicoquímicos en la matriz (electrocinéticos y electroquímicos) que pueden ser utilizados para el
tratamiento de distintos contaminantes.
Existen diferentes aplicaciones a través de las cuales la electrorremediación puede ser utilizada
como técnica de tratamiento tanto in situ , principalmente , como ex situ y se presentan en el
siguiente cuadro:
APLICACIÓN DIRECTA DE CORRIENTE
REMEDIACIÓN ELECTROQUÍMICA
(FENÓMENOS ELECTROQUÍMICOS)
GEO - OXIDACIÓN ELECTROQUÍMICA
(INDUCCIÓN DE REACCIONES REDOX Y
MINERALIZACIÓN DE CONTAMINANTES)
GENERACIÓN DE COMPUESTOS DE
COORDINACIÓN DE CONTAMINANTES IÓNICOS
Y POLARES
(FAVORECE FENÓMENOS DE TRANSPORTE)
REMEDIACIÓN ELECTROCINÉTICA
(FENÓMENOS DE TRANSPORTE)
TRANSPORTE DE SUSTANCIAS POLARES,
METALES Y POSTERIOR RECUPERACIÓN
O TRATAMIENTO
PROCESOS INCENTIVADOS POR LA
ELECTROLISIS DEL AGUA
Los mecanismos de actuación sobre los contaminantes se resumen a continuación:
-
Electro-ósmosis: flujo neto del liquido intersticial de la matriz sólida inducido eléctricamente.
-
Electromigración: migración de contaminantes iónicos disueltos presentes en el fluido
intersticial
-
Electroforesis: migración de partículas cargadas tales como coloides, partículas de arcilla en
suspensión en el fluido intersticial y partículas orgánicas.
Estos tres mecanismos están implicados en los procesos de transporte. Por otra parte existen dos
mecanismos adicionales que también juegan un papel de relativa importancia en la aplicación de
esta tecnología:
-
Efecto Joule: desprendimiento de calor generado por la resistencia ejercida por el suelo al paso
de corriente eléctrica. Este efecto cobra mayor importancia en el tratamiento de contaminantes
volátiles.
-
Electrolisis: disociación del agua a especies hidrogenadas y oxigenadas en el entorno de los
electrodos (H+, OH-, H2 y O2 principalmente).
La electrolisis del agua es uno de los aspectos más importantes en los fenómenos electrocinéticos
(de transporte) ya que genera la migración de un frente ácido del ánodo al cátodo. El aumento de la
concentración de protones crea un frente reactivo capaz de movilizar contaminantes, mediante la
disolución de los precipitados metálicos. Asimismo, la variación temporal y espacial del pH y del
potencial redox del medio, afecta tanto a las propiedades superficiales de las partículas de suelo o
sedimento, como a las propiedades de los contaminantes: especiación y solubilidad.
La combinación de estos mecanismos puede ser utilizada para el tratamiento de toda una gama de
contaminantes como metales, compuestos orgánicos clorados y no clorados principalmente a través
de dos fenómenos: electrocinéticos (de transporte) y electroquímicos (degradación inducida de
contaminantes orgánicos).
Fenómenos electrocinéticos (fenómenos de transporte – movilización de metales)
La diferencia de potencial (ddp) favorece los fenómenos de transporte y migración de
contaminantes hacia los electrodos. Este fenómeno es más acusado en sustancias iónicas: cationes y
aniones principalmente lo que hace que sea una técnica apta para el tratamiento de suelos y
sedimentos contaminados por metales.
Los fenómenos electrocinéticos también tienen efecto en sustancias polares como los compuestos
organoclorados (su transporte se ve favorecido bajo la influencia de un campo eléctrico). De forma
esquemática, los fenómenos electrocinéticos de migración de contaminantes se representan en la
siguiente figura:
Figura 1. - Representación gráfica de los fenómenos electrocinéticos
Fenómenos electroquímicos (degradación inducida de compuestos orgánicos)
La aplicación de corriente favorece la degradación de los compuestos orgánicos a través de la
inducción de una serie de reacciones redox en el medio. Los procesos de degradación de los
diferentes compuestos orgánicos se resumen a continuación:
-
Organoclorados: sufren reacciones de reducción a compuestos orgánicos no clorados.
-
Compuestos orgánicos no clorados: sufren reacciones de oxidación que pueden llegar a
mineralizar completamente el contaminante (CO2 y H2O).
-
Rendimientos de eliminación y gasto energético:
o
Metales:
75 % - 95 %
o
Orgánicos: 85 % - 95 %
→
60 – 220 kWh/m3
4.2.3. Fitorremediación
Ya se ha citado para contaminantes orgánicos. Su efectividad en la captación e inmovilización de
metales es mayor, siempre en la zona de actuación de las raíces, lo que constituye una limitación.
Los plazos de actuación asociados a esta técnica son largos.
5. TRATAMIENTO DEL AGUA FREÁTICA
La contaminación del suelo lleva asociada de modo frecuente la contaminación de las aguas
subterráneas, por este motivo cuando se acomete una actuación de saneamiento de un suelo, hasta
una situación fuera de riesgo, se efectúa de modo conjunto la recuperación de las aguas
subterráneas. En esta situación gran parte de las infraestructuras de saneamiento (pozos) son
comunes a ambos objetivos.
5.1. Contaminantes orgánicos
En el caso que sobre el nivel freático se haya acumulado por la importancia del vertido, una capa de
hidrocarburo sobrenadante, indicativo de una menor densidad que el agua (gasolina, diesel, fuel,…)
es necesario de modo habitual su retirada de modo previo, antes de los procesos de saneamiento del
suelo.
En el caso que el acuífero sea transmisivo (arenas, limos-arenosos, gravas,…) para la retirada del
hidrocarburo flotante se puede emplear o bien una bomba neumática a cota de nivel freático, si la
transmisividad no es elevada, o bien un sistema de doble bombeo, con una bomba eléctrica
adicional en el fondo del pozo, para atraer el hidrocarburo.
Si el acuífero es de baja permeabilidad, se utiliza un sistema dual de extracción de
agua/hidrocarburo (fig. 9), o de alto vacío, en el que se extraen conjuntamente vapores del suelo,
agua e hidrocarburos a partir de un vacío aplicado en cabeza del pozo.
Este sistema tiene una aplicabilidad en suelos que tienen un rango de permeabilidad intrínseca entre
10-9 y 10-11 cm2 (limos y limos arenosos), y es efectivo en la zona capilar donde se acumula una
gran parte de contaminantes y que otros sistemas por sí solos (SVE) no podrían tratar, dada su
elevado contenido de humedad.
El radio de influencia del vacío en cada pozo varía entre 1,5 m (suelos más finos) y 10 m (suelos
más granulares), con unos caudales de extracción de vapores típicos en el rango 25 – 100 m3/h y un
vacío en cabeza de pozo entre 0,1 y 3 m.
Cuando la profundidad de tratamiento es elevada y/o no existe alimentación de aire de superficie
será necesario, al igual que con el SVE, la disposición de pozos o calicatas u otros dispositivos que
permitan la introducción de aire y el arrastre/volatilización de contaminantes.
La generación de vacío se puede efectuar con bombas centrífugas (vacios bajos, alto flujo de aire),
bombas de palas rotativas y de anillo líquido.
Respecto a la situación del nivel freático, para evitar el riesgo de conexiones del flujo de aire con
superficie, es necesario que se encuentre a profundidades mayores de 2 m, disponiendo si es preciso
de una impermeabilización en superficie que evite esta posibilidad. En el caso que tenga
fluctuaciones el nivel freático y se emplee una tubería ajustable de pequeño diámetro, para la
extracción conjunta de vapores y líquidos es preciso su ajuste frecuente, para optimizar las tasas de
extracción.
Una vez retirada la capa de hidrocarburo flotante es normalmente preciso la descontaminación del
agua subterránea hasta un nivel que no suponga riesgos. Para ello existen dos opciones, su
captación y tratamiento en superficie o bien su descontaminación “ in – situ”.
Dentro de la primera opción están las más habituales de bombeo para acuíferos transmisivos o bien
las de sistema dual de extracción, con los límites de aplicación establecidos anteriormente. La
solución de bombeo puede dar lugar a plazos de tratamiento muy largos, de varios años, en los que
es muy difícil llegar a la situación de calidad inicial del acuífero y/o a unos niveles prefijados en
distintas normas, en esta situación se sugiere el empleo de la evaluación de riesgos para establecer
el plazo de tratamiento (Ken y Mann, 1993).
Fotografía Nº 6 - Bomba de alto vacío de un sistema dual de extracción con filtro de carbón activo.
Se suele recomendar un bombeo intermitente, debido a que al ser hidrófobos los contaminantes
orgánicos, suele reducirse de modo notable la concentración en cada periodo respecto al inicio, al
ser menor la velocidad de desorción del suelo que el caudal de extracción. Este aspecto se nota tanto
en cuanto es más reducida la transmisividad del acuífero.
Fotografía Nº 7. - Bombas eléctricas para deprimir el nivel freático en un sistema de doble bombeo.
Dentro del segundo grupo de métodos se diferencian los métodos físico-químicos de los de
biorremediación. Entre los primeros cabe citar en primer lugar el “air-sparging” (fig. 10) que
consiste en la volatilización mediante inyección de aire de contaminantes disueltos en el agua o
absorbidos en el suelo, este método se suele emplear combinado con un SVE para la captación de
los gases volatizados en la zona no saturada. Para que el método sea efectivo el acuífero debe de
presentar al menos una permeabilidad intrínseca de 10-9 cm2 (limos arenosos), de modo que el aire
pueda transferirse adecuadamente, debiendo prestar atención a posibles heterogeneidades, que
impidan el correcto tratamiento de los niveles afectados. El contenido de hierro disuelto (Fe+2) no
debe sobrepasar 10 mg/l para evitar precipitaciones en el proceso que reduzcan la permeabilidad.
Respecto a los contaminantes estos deben ser volátiles, por lo que los compuestos procedentes de la
gasolina serían tratables por este método. En el caso de compuestos no volátiles el aporte de
oxígeno puede favorecer los procesos de biorremediación “in – situ”, en este caso el método se
llama “biosparging”.
La introducción de aire se produce mediante pozos que alcanzan el nivel freático, la inyección de
aire se produce por debajo de la zona objeto de tratamiento. Normalmente el caudal de inyección de
aire por pozo se encuentra en el rango 0.1 – 0.5 m3/min, la presión de inyección se encuentra en el
entorno de 0,5-1 kg/cm2.
Es necesario analizar la existencia o no de niveles de distinta permeabilidad dentro del suelo y el
flujo de aire una vez introducido en el acuífero, tanto en cuanto puede provocar una heterogeneidad
en el tratamiento y zonas sin saneamiento.
En un acuífero que esté confinado no sería efectivo el proceso de volatilización de contaminantes, sí
el de biodegradación. En esta situación es necesario llevar un control de migración de gases, para
evitar su dispersión.
El radio de acción de cada pozo puede variar desde unos 2 m en suelos de baja permeabilidad, hasta
unos 10 m. Periodos de tratamiento habituales están entre 1-3 años.
El método de oxidación química transforma los contaminantes orgánicos del suelo en compuestos
menos tóxicos y más estables, o bien los destruye. Es muy efectiva en una amplia variedad de
compuestos orgánicos (> 90%) y es una reacción muy rápida. Se suelen emplear una vez que los
sistemas habituales de tratamiento han llegado a su capacidad, y se requiere una mayor calidad.
Los compuestos empleados para la oxidación más habituales son los siguientes:
™ Peróxido de Hidrógeno
En presencia de hierro disuelto (Fe+2) produce el reactivo de Fenton que produce grupos hidroxilos
libres (OH-) con un alto poder oxidante, su efectividad óptima se produce en un rango de PH entre 2
y 4, y no es efectivo en condiciones básicas. Las reacciones son rápidas con una cinética de segundo
orden.
™ Ozono
Oxida directamente los compuestos o bien de modo indirecto por la formación de grupos hidroxilo
(OH-), es efectivo en ambientes ácidos y su reacción es muy rápida. Debido a su alta inestabilidad
se genera “in – situ” y requiere puntos de aplicación muy próximos entre sí.
™ Permanganato
Normalmente se emplea permanganato potásico, su reacción no es tan rápida como las anteriores
pero presenta un amplio rango de PH para su acción: 4-12, y es más persistente en el subsuelo, por
lo que requiere un mayor control.
Cualquiera de estos compuestos tiene una acción sobre cualquier forma de materia orgánica
presente en el suelo. Para su aplicación se emplean pozos de inyección o bien “air sparging”. Estas
reacciones de oxidación pueden reducir el PH, por lo que es necesario evaluar el efecto que puede
tener en la disolución de metales, microorganismos,… .
Al igual que en el método anterior se requiere que el acuífero tenga una mínima transmisividad,
para que el oxidante pueda acceder a los compuestos sobre todo si se emplea peróxido ó ozono.
La última técnica que se menciona es la de pantallas permeables reactivas, que se introducen en el
terreno y que degradan los contaminantes mientras que el agua subterránea la atraviesa. El material
a emplear depende del contaminante a eliminar, habitualmente son metales de valencia cero (Hierro
es el más frecuente), sorbentes, bacterias, …
El hierro de valencia cero es muy efectivo con organoclorados como tricloroetano, dicloroetano,
cloruro de vinilo, …, cuando el hierro se oxida se elimina el cloro de estos compuestos, en
reacciones sucesivas de dehalogenación.
Las pantallas reactivas se colocan en aquéllos emplazamientos en los que las concentraciones son
bajas o bien se ha llegado a la máxima capacidad que puede dar un bombeo y sea necesario una
reducción adicional.
La pantalla se puede colocar continua y homogénea o bien impermeable dejando unas puertas
donde se dispone el material reactivo, su ejecución debe ser cuidada para que sea efectiva (Marti,
2001).
Los métodos de biorremediación “in – situ” pueden ser incentivados o bien de control de los
procesos de biorremediación dentro de la atenuación natural. Centrándose en la biorremediación “in
– situ” se pretende el crecimiento de microorganismos existentes que degraden los contaminantes
presentes, tal y como se expone en 3.1, para ello hay que tener un preciso conocimiento y control de
los parámetros que influyen en el proceso, ya descrito en 3.1. Este crecimiento se suele fomentar,
salvo para ciertos contaminantes específicos, por vía aerobia dado su mayor rendimiento y
generación de compuestos intermedios y finales menos tóxicos y estables.
La permeabilidad requerida para el desarrollo de este proceso es de al menos 10-4 cm/s y que el
contenido en hierro disuelto del acuífero (Fe+2) sea menor de 10 mg/l, para evitar una precipitación
excesiva que pueda reducir la capacidad del pozo. El resto de condiciones tanto del acuífero como
del contaminante ya se han expuesto en 3.1.
Es necesario evaluar con esta técnica la posibilidad de oclusión del acuífero por el crecimiento de
los microorganismos, que puede ser crítico en las proximidades de los pozos, y que puede provocar
la reducción de su capacidad en un breve plazo, y la necesidad de nuevos pozos. Esta situación es
común a las técnicas que emplean la biorremediación “in-situ”.
Este método se puede emplear de modo conjunto con otros, (SVE, bombeo y tratamiento, air
sparging,…), de modo que se potencie la efectividad del proceso de descontaminación.
5.2. Contaminantes Inorgánicos
Los tratamientos del agua freática contaminada por compuestos inorgánicos (metales) son
principalmente de dos tipos:
™ Bombeo, tratamiento en superficie y posterior reinyección si procede.
™ Tratamientos pasivos.
Los primeros se pueden aplicar en acuíferos permeables. Los tratamientos son los habituales de
aguas contaminadas por metales, principalmente coagulación floculación, con ajuste de pH y
filtrado. En tratamientos más específicos, con mayor calidad demandada, se pueden aplicar métodos
como la técnica de intercambio iónico, ósmosis microfiltración.
Dentro de los tratamientos pasivos se destaca el uso de barreras reactivas, ya citadas anteriormente,
en los que el empleo de ciertos reactivos, como magnesita, controladores de pH,… crea unas
condiciones químicas en la barrera que favorece la adsorción y precipitación de compuestos
inorgánicos. Estas técnicas, colocadas con métodos convencionales de excavación de suelos,
permiten el uso del agua, una vez descontaminada, aguas abajo.
Estos tratamientos para que sean eficaces deben abordarse de modo conjunto con la eliminación del
foco de contaminación.
6. CONCLUSIONES
La descontaminación de un suelo con presencia de contaminantes orgánicos se puede acometer
actualmente con un conjunto de técnicas que abarca la práctica totalidad de dichos compuestos,
hasta un nivel de saneamiento compatible con el uso del suelo. Estas técnicas son competitivas y
permiten la reutilización del suelo frente a la solución convencional de excavación y gestión en
vertedero, que siguiendo la línea marcada por la Directiva IPPC no constituye la mejor técnica
disponible de tratamiento, además de reducir un recurso cada vez más escaso. La tendencia técnica
y legislativa internacional tiene esta misma orientación.
Dentro de las técnicas de tratamiento se consideran más adecuadas aquéllas en las que el
saneamiento se realiza en el propio emplazamiento, evitando de este modo el transporte de residuos,
en ocasiones de carácter peligroso. No se consideran en este artículo las técnicas de aislamiento de
la contaminación, al no ser una descontaminación.
7. BIBLIOGRAFÍA
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Cookson, J.T. (1995) “Bioremediation Engineering Design and Application”. McGraw Hill.
Nueva York.
Marti, M. (2001). “Tecnología de pantallas reactivas permeables”. Jornadas de
Investigación, Gestión y Recuperación de Acuíferos Contaminados. ITGE.
Mc Carty, P (1965). “Thermodynamics of Biological Sínthesis and Growth”. Proceedings,
2th Int. Conf. on Water Pollution Research, Pergamon Press, Nueva York.
Sims, J.L. Sims, R.C. y Mathews, JE. (1990). « Approach to Bioremediation of
Contaminated Soil ». Hazardous Waste and Hazardous Materials, vol. 7, número 4.