Post on 10-May-2017
transcript
Specializarea: Ingineria si Protecţia Mediului în Industrie
PROCEDEE ŞI ECHIPAMENTE DE
DEPOLUARE A SOLULUI Curs pt uzul studentilor
Resp disciplina-s.l.dr.ing. Florica MORAR
2012
2
CUPRINS
CUPRINS ........................................................................................................................... 2
CAPITOLUL 1. NOŢIUNI INTRODUCTIVE ............................................................................. 4
1.1. SISTEMUL SOL-APĂ SUBTERANĂ ................................................................................................ 5
1.2. SOLUL. SCHEMA ALCĂTUIRII GENERALE A SOLULUI .................................................................. 6
1.3. APELE SUBTERANE ..................................................................................................................... 8
1.4. CARACTERISTICILE HIDROGEOLOGICE ALE STRATURILOR ACVIFERE ...................................... 9
1.5. IMPORTANŢA SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE ................................................................ 11
CAPITOLUL 2. POLUAREA SOLURILOR ............................................................................ 13
2.1. PRINCIPALELE FORME ŞI CAUZE ALE POLUĂRII SOLURILOR .................................................... 13
2.2.EFECTELE NEGATIVE ALE POLUARII .......................................................................................... 19
CAPITOLUL 3. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN MEDIUL SUBTERAN ........................................ 24
3.1. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN ZONA NESATURATĂ .................................................................... 24
3.2. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN ZONA SATURATĂ ......................................................................... 28
3.3. EXEMPLE TIPICE DE MIGRARE A POLUANŢILOR ....................................................................... 30
CAPITOLUL 4. STAREA DE CALITATE A SOLURILOR ŞI APELOR SUBTERANE DIN ROMÂNIA ... 35
4.1. MONITORIZAREA STĂRII DE CALITATE A SOLURILOR ............................................................... 35
4.2. STAREA DE CALITATE A APELOR SUBTERANE.......................................................................... 41
4.3. PREVENIREA POLUĂRII SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE ................................................ 42
CAPITOLUL 5. DEPOLUAREA SOLURILOR ŞI APELOR SUBTERANE ..................................... 44
5.1.SCHEMA GENARALĂ DE DEPOLUARE A SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE ....................... 44
5.2. CLASIFICAREA PROCEDEELOR DE DEPOLUARE A SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE. ..... 44
5.3. ALEGEREA FILIEREI ADECVATE DE DEPOLUARE A UNUI SIT .................................................... 47
CAPITOLUL 6. DEPOLUAREA IN SITU A SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE ..................... 57
6.1. DEPOLUAREA SOLULUI DIN ZONA NASATURATĂ ...................................................................... 58
6.2. EXTRACŢIA POLUANŢILOR SUB VID .......................................................................................... 58
CAPITOLUL 7. BIOREMEDIEREA ÎN SITU .......................................................................... 66
7.1. CONSIDERAŢII GENERALE ASUPRA METODELOR BIOLOGICE DE DEPOLUARE ....................... 66
7.2. PROCEDEE DE BIOREMEDIERE ÎN SITU .................................................................................... 69
CAPITOLUL 8. SPĂLAREA SOLULUI IN SITU ..................................................................... 76
8.1.CARACTERISTICI GENERALE ...................................................................................................... 76
3
8.2. TRATAREA TERMICĂ A SOLULUI ÎN SITU ................................................................................... 81
8.3. EXTRACŢIA ELECTROCINETICĂ ................................................................................................. 83
8.4. FITOREMEDIEREA ...................................................................................................................... 86
8.5. REMEDIEREA NATURALĂ ........................................................................................................... 87
CAPITOLUL 9. DEPOLUAREA SOLULUI DIN ZONA NESATURATĂ ŞI SATURATĂ .................... 88
9.1. SOLIDIFICAREA ŞI STABILIZAREA ÎN SITU ................................................................................. 88
9.2. FRACTURAREA PNEUMATICĂ SAU HIDRAULICĂ........................................................................ 91
9.3. ANALIZA COMPARATIVĂ A PROCEDEELOR UTILIZATE PENTRU DEPOLUAREA ZONEI
NESATURATE ............................................................................................................................................... 92
CAPITOLUL 10. PROCEDEE DE DEPOLUARE A SOLULUI ŞI A APEI SUBTERANE DIN ZONA
SATURATĂ ....................................................................................................................... 95
10.1. POMPAREA PRODUSELOR ÎN STARE LIBERĂ .......................................................................... 95
10.2. BIOREMEDIEREA ÎN SITU ....................................................................................................... 102
10.3. IZOLAREA / BLOCAREA HIDRAULICĂ ..................................................................................... 105
10.4. METODE FIZICE DE IZOLARE A POLUANŢILOR ...................................................................... 106
10.5. IZOLAREA PRIN INTERMEDIUL BARIERELE REACTIVE .......................................................... 110
CAPITOLUL 11. PROCEDEE DE DEPOLUARE ÎN AFARA SITULUI A APELOR SUBTERANE ŞI
TRATAREA EFLUENŢILOR GAZOŞI ..................................................................................... 111
11.1. PROCEDEE DE DEPOLUARE ÎN AFARA SITULUI A APELOR SUBTERANE .............................. 111
11.2. TRATAREA EFLUENŢILOR GAZOŞI ........................................................................................ 117
CAPITOLUL 12. PROCEDEE DE DEPOLUARE EX SITU A SOLURILOR EXCAVATE .................. 123
12.1. CONSIDERAŢII GENERALE .................................................................................................... 123
12.2. PRETRATAREA ...................................................................................................................... 124
12.3. SPĂLAREA SOLULUI .............................................................................................................. 124
12.4. TRATAREA CHIMICĂ .............................................................................................................. 129
CAPITOLUL 13. PROCEDEE TERMICE DE DEPOLUARE A SOLURILOR ................................ 133
13.1.INCINERAREA ......................................................................................................................... 133
13.2. DESORBŢIA TERMICĂ ............................................................................................................ 136
CAPITOLUL 14. PROCEDEE BIOLOGICE DE DEPOLUARE EX SITU A SOLURILOR ŞI A APELOR
SUBTERANE POLUATE..................................................................................................... 142
14.1. BIODEGRADAREA PE SIT CU AJUTORUL BIOREACTORULUI ................................................. 142
14.2. BIODEGRADAREA ÎN VRAC .................................................................................................... 146
14.3. BIOLIXIVIEREA ....................................................................................................................... 150
BIBLIOGRAFIE ................................................................................................................ 153
4
CAPITOLUL 1. NOŢIUNI INTRODUCTIVE
Solul este un compnent al biosferei şi produs al interacţiunii dintre mediul biotic şi
abiotic, reprezentând o zonă specifică de concentrare a organismelor vii, energiilor
acestora, produselor metabolismului, precum şi a descompunerilor.
De aproximativ 3,5 miliarde de ani, sistemul bio-geologic al Terrei a produs
cantităţi enorme de biomasă fără a compromite echilibrul planetei, acesta menţinându-
se prin transformarea “deşeurilor” organice în zăcăminte de combustibili fosili (petrol,
cărbune, etc.).
Prin industrializarea forţată din ultimii 150 ani s-a rupt acest echilibru natural,
producându-se o contaminare a mediului înconjurător cu substanţe toxice.
Ecosistemele au suferit grave transformări, iar omul, autorul acestui echilibru se
simte ameninţat de efectele negative ale propriei creaţii.
Prin activităţile sale, omul continuă să polueze mediul înconjurător şi în prezent,
iar soluţia de remediere acceptată şi reglementată de forurile internaţionale este simplă
şi tranşantă: oprirea poluării mediului şi luarea de măsuri privind depoluarea zonelor
deja contaminate de către predecesorii noştri.
Dar acţiunile de prevenire ale poluării şi de combatere a acesteia sunt
insuficiente; în general, măsurile de combatere a poluării sunt îndreptate spre
suprimarea fluxului de gaze şi praf ce se degajă în atmosferă, precum şi spre epurarea
unor ape de suprafaţă.
Poluarea solului, se pare că este încă ignorată, aceasta fiind puţin evidentă
pentru privirea omului. Primele semnale de alarmă privind efectele deosebit de grave
ale poluării solului asupra sănătăţii publice au fost trase ca urmare a două evenimente
sinistre din S.U.A. şi Olanda:
în anul 1978 în S.U.A. (Love Canal) mai multe locuinţe şi o şcoală au fost
afectate prin maladii grave - s-a constatat că, imobilele respective erau plasate pe un
vechi depozit de deşeuri chimice acoperit cu pământ. Ca urmare a precipitaţiilor,
substanţele poluante au fost mobilizate spre pânza freatică şi spre suprafaţa solului.
în Olanda (Lekkerkerk) un cartier de 268 locuinţe a fost evacuat în 1980,
datorită identificării în sol a unui depozit necontrolat de produse chimice, ce a generat
maladii incurabile.
Evenimentele mai sus menţionate, precum şi altele de acest gen au fost
mediatizate de-a lungul anilor. S-a demonstrat pericolul şi riscul poluării solurilor şi, cu
toate acestea metodele de depoluare practicate de unele întreprinderi industriale sunt
5
cele prin care se acoperă cu pământ zona poluată, aplicându-se principiul fals şi profund
dăunător: ceea ce nu se vede, nu există.
1.1. SISTEMUL SOL-APĂ SUBTERANĂ
Abordarea poluării-depoluării solurilor trebuie făcută în contextul legăturii foarte
strânse care există între sol şi apele subterane, componente de bază ale mediului
înconjurător. Structura mediului subteran este constituită din minerale şi roci de
dimensiuni granulometrice diferite, prevăzute cu pori, care permit circulaţia apei.
Luând în consideraţie specificul disciplinei considerăm necesar a fi menţionate
cele două zone caracteristice solului: zona nesaturată şi zona saturată (figura 1.1).
Zona nesaturată: Porii sunt umpluţi partial cu apă, parţial cu aer, fapt ce
permite coexistenţa fazelor solidă, lichidă şi gazoasă. Solul se găseşte în
partea superioară a zonei nesaturate în care au loc procesele biologice.
Fig.1.1. Zonele caracteristice ale solului
Zona saturată sau acviferul: Porii sunt umpluţi în totalitate cu apă. Zona este
constituită din două faze distincte: o fază solidă, imobilă (formată din roci magazin) şi o
fază lichidă, mobilă, care este apa subterană.
Demarcaţia între cele două zone se face prin nivelul hidrostatic (NH). Deasupra
nivelului hidrostatic se află franjul capilar, în care apa este absorbită în pori datorită
fenomenului de capilaritate.
6
Urmărind configuraţia fizică a mediului subteran se poate constata că prezenţa
poluării într-o anumită zonă generează riscuri importante la nivelul întregului sistem.
Astfel, prin acţiunea unui poluant asupra solului se pune în pericol stratul acvifer
subteran care riscă să fie deopotrivă contaminat prin transferul poluantului de la
suprafaţa solului spre adâncime. În mod reciproc, dacă un acvifer este contaminat cu o
substanţă toxică, care poate să pătrundă în profunzime printr-un foraj se ajunge la
contaminarea solului prin vaporizarea şi ascensiunea capilară a apei poluate.
Actualmente, metodele de depoluare aplicate în lume vizează ansamblul
sistemului sol-apă subterană. Depoluarea se face prin combinarea unor tehnici
compatibile de depoluare a solului şi a apei subterane sau printr-o singură tehnică,
capabilă să asigure atât depoluarea solului, cât şi a apelor subterane.
1.2. SOLUL. SCHEMA ALCĂTUIRII GENERALE A SOLULUI
Sub denumirea de sol se inţelege stratul dinamic de la partea superioară a
scoarţei terestre în care se desfăşoară fără întrerupere procese biologice, fiind în
permanenţă sub acţiunea materiei vii(microflora, flora, microfauna şi fauna).
În toate situaţiile, solul este un sistem heterogen (însuşirile variază în masa
solului)(figura 1.2) şi trifazic (faza solidă, lichidă şi gazoasă) (figura 1.3). Proporţiile
menţionate în schema din figura1. 3 sunt ideale. În realitate ele se schimbă mult de la
un sol la altul, iar în acelaşi sol de la un orizont la altul. La aceste faze se adaugă
componenta vie a solului, care deşi apare într-o proporţie foarte mică prezintă o
importanţă covârşitoare pentru toate procesele ce au loc în sol.
Fig. 1.2. Secţiune printr-un profil de sol.
7
Fig. 1.3. Schema alcătuirii solului
O imagine mai cuprinzătoare asupra alcătuirii solului este cea prezentată în figura
1.4.
Partea nevie este alcătuită din fazele: solidă, lichidă şi gazoasă.
Faza solidă este alcătuită din componenţii minerali şi organici care
formează materialul pământos (terigen) al solului.
Faza lichidă constă din apă şi substanţe dizolvate în ea, formând ceea ce
numim soluţia solului.
Faza gazoasă include gazele din aer şi vaporii de apă, constituind
împreună aerul din sol.
8
SOLULSOLUL
PARTEA NEVIEPARTEA NEVIE PARTEA VIEPARTEA VIE
FazaFaza gazoasagazoasa FazaFaza solidasolidaFazaFaza lichidalichidaOrganismeleOrganismele vii vii (flora (flora sisi fauna)fauna)
Diferite
gaze:N, O,
CO2, etc
Vapori
de
apa
Apa
din
sol
Substante
solubilizate
in apa
Materia
minerala
Materia
organica
Micro-
organisme
Mezo- si macro-
organisme
AerulAerul din soldin sol EdafonulEdafonulSolutiaSolutia soluluisolului
Spatiu poros
(lacunar)
Spatiu neporos
(plin)
VolumulVolumul totaltotal
MaterialulMaterialul pamantospamantos
((terigenterigen))
Fig.1. 4. Schema alcătuirii generale a solului(după Florea, 2004).
Materialul pământos şi edafonul ocupă în volumul de sol spaţiul neporos sau plin,
iar soluţia de sol şi aerul din sol formează spaţiul poros sau lacunar. Spaţiul poros
împreună cu cel neporos constituie volumul total al solului.
1.3. APELE SUBTERANE
Precipitaţiile atmosferice şi apele de suprafaţă infiltrate în sol, împreună cu apele
provenite din condensarea vaporilor din subsol şi cu apele capilare formează în masa
rocilor permeabile acumulări de ape cunoscute sub numele de ape subterane sau
sisteme acvifere subterane(figura 1.5).
9
Funcţie de modul de aşezare şi condiţiile hidrogeologice de acumulare, se
întâlnesc două tipuri principale de straturi acvifere:
freatice;
de adâncime(captive).
Straturile acvifere de adâncime (captive) se află între două straturi impermeabile,
iar zona lor de alimentare se află la distanţă mare faţă de zona de acumulare. Au, în
general, apă sub presiune şi debit relativ constant.
Fig.1.5. Formarea sistemelor acvifere subterane
1.4. CARACTERISTICILE HIDROGEOLOGICE ALE STRATURILOR ACVIFERE
Compoziţia granulometrică reprezintă conţinutul în fracţiuni, pe
dimensiuni al granulelor ce constituie roca acviferă.
10
Capacitatea de înmagazinare şi de cedare a apei subterane de către o
rocă coezivă sau necoezivă depinde de volumul porilor şi de mărimea acestora. Din
punct de vedere al permeabilităţii, rocile se împart în trei categorii:
- roci acvifere, care sunt roci poroase, cu pori supracapilari (d > 0,508
mm), prin care apa circulă uşor şi se supun legilor hidrodinamice (pot fi amintite din
această categorie: pietrişuri, nisipuri, gresii, conglomerate slab cimentate, etc);
- roci acviclude, care sunt roci cu pori capilari (0,0002 mm < d < 0,508
mm) şi subcapilari (d < 0,0002 mm), prin care apa circulă foarte încet şi numai sub
presiune (ex de roci acviclude: argile, marne, etc);
- roci acvifuge, care sunt roci compacte, permeabile numai prin fisuri,
ca de exemplu rocile magmatice, metamorfice şi rocile sedimentare compacte, fisurate.
Permeabilitatea rocilor acvifere se apreciază prin coeficientul de filtraţie Kf şi prin
coeficientul de permeabilitate Kp, legătura dintre cei doi coeficienţi fiind dată de relaţia:
[m/s] (1)
în care: γa este greutatea specifică a apei;
μ - vâscozitatea dinamică a apei.
Nivelul hidrostatic reprezintă nivelul natural al oglinzii apei într-un foraj.
Nivelul hidrostatic se măsoară faţă de un reper, care poate fi nivelul mării, suprafaţa
terestră sau patul impermeabil.
Gradientul de presiune (panta apei subterane) este reprezentat de
raportul dintre diferenţa nivelurilor hidrostatice a două puncte situate pe direcţia
curentului subteran (exprimată în metri coloană de apă) şi distanţa dintre ele:
(2)
Debitul stratului acvifer se poate determina cu relaţia:
[m3/s] (3)
în care: Kf este coeficientul de filtraţie, în m/s;
I - panta apei subterane sau gradientul de presiune;
a – grosimea stratului acvifer, în m;
l – lăţimea stratului acvifer, în m.
apf KK
L
H
L
HHI
21
laIKQ f
11
Viteza reală efectivă a apei subterane, ce corespunde cu viteza
măsurată în teren, se calculează cu relaţia:
[m/s] (4)
în care: S este secţiunea transversală totală a acviferului, S=a.l, în m2;
ne - porozitatea efectivă, ce reprezintă raportul dintre volumul totalităţii porilor
legati între ei prin canale şi volumul brut al rocii acvifere.
1.5. IMPORTANŢA SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE
Viaţa şi sănătatea polulaţiei terestre este strâns legată de sistemul natural
sol-apă subterană.
Nu trebuie uitat faptul că solul reprezintă factorul principal în asigurarea
hranei oamenilor, animalelor şi plantelor.
Solicitările de teren pentru activităţile social-economice au dus la scăderea
suprafeţei arabile în Europa. Astfel au fost luate măsuri de creştere continuă a
productivităţii solurilor, măsuri ce au avut de multe ori consecinţe ecologice nedorite.
Pentru menţinerea echilibrului ecologic solul are o importanţă deosebită,
aceasta constituind un tampon contra poluanţilor agresivi, agenţilor patogeni şi
dăunătorilor de natură vegetală.
Plantele de pe terenurile agricole folosesc mai puţin de 1% din radiaţia
solară fiziologic activă, restul energiei solare fiind acumulată în humus, care devine un
acumulator global de căldură şi distribuitor al energiei obţinute prin fotosinteză.
Apele subterane reprezintă una din cele mai importante resurse de apă potabilă
utilizate în lume. În fiecare an sunt extrase din subsol circa 600 – 700 miliarde de m3 de
apă (o cincime din întreaga cantitate de apă folosită de către om).
La noi în ţară, apele subterane sunt utilizate pentru asigurarea consumului de
apă potabilă şi menajeră, atât în mediul urban (circa 45 % din necesar), cât mai ales în
mediul rural, unde această resursă asigură aproximativ 95 % din necesar.
Apele subterane prezintă câteva avantaje în comparaţie cu apele de suprafaţă:
- caracter extensiv şi accesibilitate pentru utilizatorii dispersaţi, mai ales
pentru cei din mediul rural;
- resurse garantabile, cu excepţia acviferelor carstice, în toate anotimpurile;
- constanţă a proprietăţilor acestora;
- costuri de captare şi tratare foarte mici;
e
f
e
en
IK
nS
Qv
12
- protecţie bună împotriva poluanţilor antrenaţi de precipitaţii şi sau deversaţi
accidental pe sol.
Prin contaminarea cu poluanţi, calitatea solurilor şi a apelor subterane suferă
transformări negative importante, transformări ce conduc la reducerea sau îngrădirea
domeniilor de utilizare a acestora, precum şi la atingerea sănătăţii umane.
Depoluarea solurilor şi a apelor subterane este o problemă relativ nouă pe
agenda cercetătorilor şi a firmelor ce se ocupă de reabilitarea factorilor de mediu.
În ceea ce priveşte depoluarea apelor subterane contaminate, acestea se
depoluează mult mai dificil decât apele de suprafaţă, datorită accesibilităţii reduse la
acvifere.
13
CAPITOLUL 2. POLUAREA SOLURILOR
Se inţelege prin poluare introducerea directă sau indirectă în mediul înconjurător,
prin activitate umană, a unor substanţe sau energii susceptibile de a contribui sau
cauza:
un pericol potenţial pentru sănătatea omului; deteriorarea resurselor biologice, a ecosistemelor sau bunurilor materiale; un obstacol în calea utilizării legitime a mediului.
Prin poluant se înţelege orice substanţa solidă, lichidă sau gazoasă sau orice
formă de energie (radiaţie electromagnetică, ionizantă, termică, fonică sau vibraţii) care
introdusa în mediu, modifică echilibrul natural al constituenţilor acestuia şi poate aduce
daune organismelor vii, bunurilor materiale.
Spre deosebire de poluare, prin degradare sau deteriorare a solului (conform ISO
110741) se înţelege „alterarea proprietaţilor solului având efecte negative asupra unei
funcţii sau mai multor funcţii ale acestuia, asupra sănătăţii umane sau asupra mediului”.
Notă: Nu se vor considera ca forme de poluare coroziunea solului, scufundările şi
alunecările de teren, excavarea solului, erupţiile vulcanice etc, acestea încadrându-se în
sfera mai largă a noţiunii de degradare sau deteriorare a mediului.
2.1. PRINCIPALELE FORME ŞI CAUZE ALE POLUĂRII SOLURILOR
I. Poluarea solurilor, în funcţie de natura ei, îmbracă trei forme distincte:
a. fizică
- poluare termică ( cu ape sau afluenţi calzi sau reci );
- poluare radioactivă ;
- poluarea cu materiale minerale sau organice în suspensie;
b. chimică:
- poluarea cu substanţe minerale (acizi, baze şi săruri, cloruri, nitraţi,
metale grele, săruri radioactive etc);
- poluarea cu substanţe organice naturale şi sintetice.
Observaţie: Substanţele organice sintetice au rol poluator dominant, ele
numărând aproape 80.000 compuşi chimici utilizaţi în mod curent. Pesticidele şi
compuşii organici volatili sunt poluanţii cei mai cunoscuţi pentru soluri. Solvenţii care
conţin alcani şi alchene colorate sunt deosebit de toxici pentru organismele vii, având
proprietatea nefastă de a se dizolva în apă. (ex. solvenţi industriali tricloretilena şi
tetracloretilena).
c. Biologică
14
- poluare cu germeni patogeni (microorganisme, viruși, bacterii).
II. După modul de răspândire, poluarea solurilor poate fi :
a. punctiformă sau locală- datorită deversării şi depozitării necontrolate a
unor substanţe poluatoare, precum şi exploatării defectoase a instalaţiilor de extracţie a
apelor subterane;
b. liniară -se manifestă de-a lungul şoselelor, căilor ferate, cursurilor de apă,
canalelor ,
c. de evacuare a apelor uzate,
d.difuză - rezultă în urma aplicării îngrăşămintelor şi produselor fitosanitare,
prin poluarea masivă a atmosferei, etc.
III. După acţiunea în timp a poluării:
a. poluare cu caracter permanent (ex. prin administrarea inadecvată a
îngrăşămintelor şi prin depozitarea necontrolată a unor deşeuri),
b. poluare cu caracter accidental (ex. prin spargerea unei conducte de
transport a hidrocarburilor, răsturnarea unei cisterne etc.).
IV. În funcţie de activităţile care generează poluarea solurilor, pot fi identificate
patru forme principale de poluare (figura 2.1.):
a. poluare domestică
b. poluare industrială
c. poluare agricolă
d. poluare prin transport.
15
Fig. 2.1. Exemplu privind poluarea solurilor şi a apelor subterane prin activităţi antropice
a) Poluarea domestică este datorată, în principal, deşeurilor solide şi lichide
provenite din activitatea domestică sau a unor unităţi de servicii. Astfel, se amintesc
câteva surse de poluare domestică:
racordarea incompletă a locuinţelor la sistemul de canalizare şi deci şi la
staţiile de epurare, fapt ce permite antrenarea nitraţilor şi produselor amoniacale din sol
spre apele subterane;
neetanşeitatea şi capacitatea insuficientă a reţelei de canalizare de
transport a apelor uzate, în consecinţă contaminarea solului;
depozitarea pe sol a nămolurilor de la staţiile de epurare a apelor uzate;
dirijarea în sol şi subsol a apelor provenite din precipitaţii, care prin
acţiunea lor de spălare se încarcă cu diferiţi poluanţi: metale(Pb, Ni, Zn, Cd ), săruri,
hidrocarburi, azbest, îngrăşăminte, pesticide, produse presărate pe şosele sau staţii de
parcare, etc;
depozitarea necontrolată pe sol a deşeurilor menanjere;
scurgerea necontrolată în sol a combustibililor şi a uleiurilor uzate.
b) Poluarea industrială poate avea cauze variate, cele mai frecvente fiind legate
de depozitele de deşeuri, de apele industriale uzate şi de redepunerile din atmosferă.
16
În tabelul 2.1 se prezintă, pe ramuri industriale, principalele substanţe care
poluează în general solurile şi apele subterane. De regulă, poluarea solurilor se face
prin transferul poluanţilor sub acţiunea precipitaţiilor de la suprafaţa solului spre
profunzime.
Tabelul 2.1.
Principalele substanţe care poluează solurile şi apele subterane
Nr.
crt. Industria
Principalele substanţe susceptibile de
a polua solurile şi apele subterane
1.
Ind
us
tria
ex
trac
tiv
ă
Extragerea petrolului şi
a gazelor naturale
Petrol brut, gaze naturale, noroaie de
foraj, materiale de cimentare
Extragerea sării geme în
soluţie şi recristalizarea
ei
Saramură(NaCl în soluţie) şi fluid
izolant(produse petroliere), vapori salini şi
praf de sare
Extragerea şi
prepararea substanţelor
minerale utile:
metalifere, nemetalifere
şi cărbuni
Minerale şi roci sterile; ape uzate de la
mină şi de la preparare, impurificate cu
minerale şi metale grele, acizi, baze,
reactivi de flotaţie, de cianuraţie, de
amalgamare şi de floculare(agenţi
tensioactivi, cianuri, mercur,
poliacrilamidă)
Extragerea şi
prelucrarea de minerale
radioactive
Ape de mină radioactive, nămoluri
radioactive, minerale şi roci radioactive
2.
Me
talu
rgia
fero
as
ă Siderurgie
Suspensii minerale, cărbune, cenuşă,
cianuri, fenoli, ape acide
Cocserie Fenoli, cianuri, amoniu
Construcţii de maşini Cianuri, fenoli, petrol, ape alcaline
3. Metalurgia
neferoasă Pb, Cu, Zn, Ca, Ni etc.
Suspensii minerale, uleiuri, cianuri, acizi,
metale grele, fluor
4. Chimia
anorganică
Clor, sodă, acizi,
pesticide anorganice
Acizi, baze, metale grele
5.
Ch
imia
org
an
ică
Cauciuc Fenoli
Polimeri Fenoli, acizi, mercur
Detergenţi Acizi, detergenţi
17
Prelucrarea petrolului Petrol, fenoli, crezoli, mercaptani, acizi,
sulfuri, săruri minerale
Coloranţi pesticide
organice
Metale grele, reziduuri
6. Materiale de construcţii Ciment, azbest, suspensii minerale, acizi,
baze, carburanţi
7. Centrale termo şi atomoelectrice Ape calde, cenuşi şi zguri
8.
Div
ers
e
Topitorie, ţesături Ape alcaline, carburanţi
Vâscoză Acizi, baze, sulfuri, săruri
Pielărie Tanin, crom, azotaţi, amoniac, acizi, baze
Celuloză, hârtie,
mobilă
Suspensii, fibre, sulfaţi, sulfiţi, fenoli,
săruri
Alimentară(spirt,
zahăr, carne, peşte)
Suspensii, alcaloizi vegetali,
microorganisme, paraziţi etc.
Cantitǎţi imense de deşeuri se acumuleazǎ anual în ţǎrile dezvoltate. Numai în
SUA şi Franţa, anual se produc cca. 4.109 tone. Mediile urbane devin centre de poluare
a solurilor.
Dacǎ la începutul secolului XX deşeurile erau biodegradabile şi fǎrǎ influenţe
nocive, astǎzi ele depreciazǎ uneori ireversibil calitatea mediului înconjurǎtor.
Localitǎţile urbane şi rurale amplasate pe cursul râurilor polueazǎ cu deşuri
industriale şi menajere nebiodegradabile aceste ape, transformându-le în canale de
scurgere.
S-a calculat cǎ un oraş de 9 milioane locuitori polueazǎ apele cu 600 tone
deşeuri solide zilnic, în afara celor depuse pe sol, care afecteazǎ şi scot din circuitul
agricol suprafeţe tot mai mari.
În SUA, aceastǎ creştere a suprafeţelor terenurilor de depozitare a deşeurilor are
urmǎtoarea ratǎ:
- 780 km2 în 1970,
- 1.494 km2 în 1975,
- 3.500 km2 în 1985,
- 6.200 km2 în 1995.
Poluarea industrialǎ, reprezentatǎ în primul rând de activitǎţile de minerit,
extragere, siderurgie şi industria prelucrǎtoare a metalelor polueaza solul cu halde de
steril, iazuri de decantare, zgurǎ, cât şi cu ape reziduale de minǎ cu mare încǎrcǎturǎ
mineralǎ sau scurgeri de halde cu importante emisii atmosferice de noxe.
18
Pe teritoriul SUA existǎ peste 20.000 de mine pǎrǎsite, ale cǎror ape acide intrǎ
în pânza freaticǎ.
Potenţialul de poluare a mediului înconjurǎtor al intreprinderilor industriale poate
fi ilustrat în cifre astfel:
- un combinat siderurgic cu o capacitate de 5 milioane tone oţel/an emite în
atmosferǎ 100 tone SO2, 15.000 tone CO, 1.000 tone pulberi, 500.000 tone zgurǎ, fum,
etc;
- o fabricǎ de celulozǎ şi hârtie care consumǎ anual 4 milioane tone lemn ca
materie primǎ + 500.000 tone produse chimice - aditivi şi aceeaşi cantitate de
combustibili produce 1,5 milioane tone pastǎ de celulozǎ şi 3,4 milioane tone de
deşeuri;
- o fabricǎ de zahǎr ce prelucreazǎ anual 15 milioane tone sfeclǎ produce 2
milioane tone zahǎr şi 4 milioane tone impuritǎţi şi noxe;
- o fabricǎ de ciment pierde în atmosferǎ sub formǎ de pulberi peste 10 % din
producţia de ciment.
c) Poluarea agricolă este adesea o poluare difuză şi este produsă prin utilizarea
unor substanţe chimice de sinteză pentru obţinerea unor cantităţi superioare de produse
agro-alimentare. Este vorba de îngrăşăminte chimice, fitohormonii sintetici şi de
pesticide.
Astfel s-a demonstrat faptul că numai o parte din produsele chimice administrate
pe soluri sunt total biodegradabile.
Observatie: Compuşii cu plumb sau mercur, sărurile acidului arsenic se
descompun greu; produsele organo-clorurate tip DDT, HCH, lindan, aldrin etc., se
descompun greu şi au o mare remanenţă in sol. Cercetările asupra unor culturi cu
îngrăşăminte chimice au arătat că se produce o creştere a conţinutului de nitraţi în unele
vegetale- morcov, sfeclă, ceapă, salată, ţelină, cartofi.
În unele cazuri, chiar şi dejecţiile de la animale, care sunt biodegradabile, pot
avea caracter poluator. Aplicarea lor pe sol în stare proaspătă (nefermentate) poate
duce la contaminarea biologică, diminuarea permeabilităţii, reducerea conţinutului de
oxigen în sol, iar în final, la diminuarea fertilităţii solului.
Poluarea agricolă poate fi accidentală – în cazul stocării şi deversării pe terenri
agricole a carburanţilor, îngrăşămintelor lichide, produselor fitosanitare etc.
d) Poluarea prin transport se manifestă de-a lungul căilor de transport şi
comunicaţie terestre, navale şi aeriene.
19
Astfel, acest tip de poluarea se produce prin:
infiltrarea în sol şi în pânzele freatice a apelor pluviale poluate cu sare,
metale, azbest, hidrocarburi etc spălate de pe căile rutiere;
tratarea tronsoanelor de cale ferată, a şoselelor şi a malurilor unor râuri cu
ierbicide sau substanţe ignifuge, care pot contamina atât solul cât şi apele subterane;
rambleul şoselelor sau căilor ferate poate fi uneori format din sterile
miniere sau metalurgice, care prin oxidare – levigare pot contamina solul;
staţiile de carburant şi şantierele rutiere (staţii de preparare a asfaltului;
depozite de materiale şi echipamente), pot constitui veritabile surse de poluare cu
carburanţi, solvenţi cloraţi etc.;
deversarea accidentală sau voluntară a unor poluanţi în apele de navigaţie
poate avea drept consecinţă poluarea malurilor;
depunerile unor poluanţi atmosferici rezultaţi în urma transportului aerian;
spargerea accidentală a conductelor de transport hidraulic pentru
hidrocarburi, pentru substanţe chimice în soluţie, pentru apele uzate menajere şi
industriale, pentru agenţii de termoficare.
2.2.EFECTELE NEGATIVE ALE POLUARII
2.2.1. Efectele negative ale poluării fizice
Poluarea fizică a solurilor se datorează, îndeosebi:
apelor cu temperaturi ridicate
substanţelor radioactive.
Apele cu temperaturi ridicate provin de la centralele termoelectrice şi
atomoelectrice. Ele influenţează prin contaminare majoritatea proceselor fizice, chimice
şi biologice din soluri şi acvifere. Au ca efect distrugerea vegetaţiei.
Apa caldă (de exemplu: apa evacuată de la centralele atomoelectrice are
temperatura de +38oC) favorizează, pe lângă o mai intensă mobilizare a substanţelor
organice şi a compuşilor chimici din sol spre pânza freatică, şi dezvoltarea bacteriilor
patogene (bacili tifici şi paratifici, bacili producători de dizenterie, holeră etc).
Substanţele radioactive exercită efecte nedorite asupra solurilor, aceste efecte
transferându-se în mod periculos asupra plantelor şi organismelor vii.
Expunerea la radiaţii ionizante, inhalarea prafului purtător de elemente
radioactive, consumul de apă şi alimente (fructe, legume, carne, lapte) contaminate
poate aduce grave prejudicii sănătăţii umane.
Efectele radiaţiilor ionizante asupra sănătăţii organismului uman se grupează în:
efecte somatice
efecte genetice.
20
Efectele somatice includ atât leziunea anumitor organe sau sisteme, produsă de
alterări celulare grave, cât şi modificări genetice ale celulelor somatice cu apariţia de
descendenţi celulari modificaţi.
În cazul bolii de iradiere acută a întregului organism:
în prima fază domină fenomenele nervoase (adinamie, inapetenţă, stare
generală alterată);
faza a II-a este de remisiune, a cărei durată este în oarecare măsură
invers proporţională cu doza primită;
urmează perioada de stare a bolii caracterizată prin sindromul
hematologic, sindromul imunologic şi sindromul digestiv.
Urmare unei astfel de situaţii, moartea survine prin hemoragie dar cel mai
frecvent prin septicemie cu flora intestinală proprie.
Printre efectele tardive se disting: radiodermita cronica; sterilitatea; alopecia;
cataracta; leucopemia; scurtarea duratei medii de viaţă; leucemiile; cancerul cutanat;
cancerul tiroidian; cancerul pulmonar; cancerul osos.
Efectele genetice se datorează acţiunii radiaţiilor ionizante asupra
descendenţilor persoanelor iradiate. Doze relativ mari, îndeosebi prin iradierea externă,
pot duce la:
moartea embrionului şi avort spontan,
malformaţii grave sau minore,funcţie de doza şi vârsta cand s-a produs
expunerea.
În afara efectelor negative ale radiaţiilor ionizante asupra omului, trebuie amintită
în acest context şi influenţa nefastă manifestată asupra:
animalelor(boli asemănătoare cu cele ale omului, malformaţii etc)
plantelor(încetinirea creşterii, absenţa fructelor, modificări morfologice
etc).
2.2.2. Efectele negative ale poluării chimice
Influenţa nocivă a substanţelor chimice, poluante ajunse pe sol se produce prin:
apele subterane
apele de suprafaţă,
aer
mai ales prin intermediul plantelor.
În mod obişnuit, în aer ajung cu precădere substanţele volatile iar în apă
substanţele solubile. Plantele concentreaza cea mai mare parte a substanţelor chimice
poluante din sol.
21
Cercetări făcute în acest sens pe pesticide au arătat o migrare către plante într-
un procent de 30-70% în timp ce pentru apă procentul scade la 2-18%, iar pentru aer şi
mai puţin.
Fixarea de către plante a substanţelor chimice poluante din sol depinde de tipul
plantelor cultivate. În cazul pesticidelor, s-a constatat că plantele care concentreaza cea
mai mare cantitate de substanţe poluante sunt morcovii şi cartofii.
Impactul poluanţilor chimici asupra omului este deosebit de complex şi cuprinde
un şir de etape, mai mult sau mai puţin distincte, succesive sau simultane, cum sunt:
expunerea la poluanţi;
patrunderea sau absorbţia;
biotransformarea;
eliminarea sau depozitarea lor în organism.
Schema din figura 2.2. arată circuitul substanţelor chimice poluante în organism.
SUBSTANTE CHIMICE POLUANTESUBSTANTE CHIMICE POLUANTE
PIELE TRACT DIGESTIVPLAMANI
Aer
expirat
Depozitat
in alveole
CIRCULATIA SANGUINACIRCULATIA SANGUINA
DEPOZITAREDEPOZITARE BIOTRANSFORMAREBIOTRANSFORMARE
ELIMINAREELIMINARE
•• renalarenala
•• biliarabiliara
•• tegumentarategumentara
•• respiratorierespiratorie
Fig. 2.2. Schema circulaţiei substanţelor chimice poluante în organism
Substanţa poluantă cea mai acumulabilă de mediile biologice este dioxina, care
este o impuritate rezultată în cursul fabricării erbicidului triclor, 2, 4, 5-fenoxiacetic.
22
Dioxina provoacă leziuni hepatice, hemoragii, tulburări de osificare etc.
Pe lângă dioxină, DDT, sunt şi alte substanţe chimice poluante cum sunt metalele
grele (Pb, Hg, Cd) şi policlorbifenilii au efecte deosebit de nocive.
În cazul majorităţii substanţelor chimice poluante, la un nivel foarte mic de
concentraţie şi o durată redusă, organismul face faţă expunerii prin mobilizarea
sistemelor de detoxifiere.
În multe cazuri, organismele biologice sunt expuse la concentraţii ridicate ale
substanţelor chimice poluante, pe durate lungi de timp, ajungându-se la maladii grave
sau chiar la moarte.
2.2.3. Efectele negative ale poluării biologice
Germenii patogeni ajung în sol şi în apele subterane, ca urmare a îndepărtării şi
depozitării neigienice:
a materiilor fecale
a cadavrelor
a produselor organice alterate.
O serie de germeni de provenienţă umană, ca bacilul tific şi bacilii paratifici,
bacilii dizentirici, vibironul holeric, virusurile poliomelitice, virusul hepatitei, strepto-
stafilococii, micrococii etc, pot să ajungă în sol prin intermediul materiilor fecale. Din sol
trec în apă şi în alimente, iar apoi în organismul uman care poate fi supus unor maladii
grave. Aceşti germeni au o rezistenţă redusă pe sol (enterobacteriile:10-30 de zile, iar
enterovirusurile: 4-6 săptămâni), viabilitatea lor fiind mai mare în solurile umede.
Transmiterea acestor germeni prin contactul direct cu solul este rar întâlnită.
Un număr mult mai mare de germeni, cum ar fi bacilul tetanic, bacilul antracis,
germenii gangrenei gazoase, rickettsia burnetti, leptospire, brucele, pasteurele etc.,
ajung în sol prin dejecţiile de la animale.
Transmiterea la om se poate face atât prin contact direct cu solul în timpul
muncilor agricole, cât şi indirect, prin intermediul apei şi alimentelor.
Aceşti germeni, care pot supravieţui în sol între 4 ... 10 săptămâni, pot fi deosebit
de periculoşi (de ex. bacilul antracis, clostridium tetanic, cl. welhi, cl. endematiens, cl.
septicul, cl. histoliticum etc), transmiterea la om se face prin contact direct cu solul.
Transmiterea şi dezvoltarea germenilor este favorizată de existenţa unei leziuni
cutanate deschise.
Poluarea biologică poate genera parazitozele. Acestea sunt produse de două
categorii de paraziţi intestinali: biohelminţii (teniile) şi geohelminţii (ascaridul, tricocefalul,
ankilostoma duodenale, oxiurus). Parazitozele sunt răspândite cu precădere în
23
localităţile unde condiţiile de salubrizare sunt defectuoase. Din sol, ouăle paraziţilor pot
ajunge în organismul uman prin intermediul zarzavaturilor, legumelor, fructelor, mâinilor
murdare, prafului etc. În general, parazitozele se manifestă prin tulburări digestive
(greţuri, vomismente, dureri abdominale, diaree etc.) precum şi prin oboseală, tuburări
toxice de natură alergică sau chiar nervoasă.
24
CAPITOLUL 3. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN MEDIUL
SUBTERAN
3.1. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN ZONA NESATURATĂ
Prin deversarea unui poluant lichid pe suprafaţa solului se formează, de regulă,
un corp de impregnare datorită fenomenelor de convecţie, dispersie, adsorbţie,
precipitare şi activitate biologică.
Direcţia şi viteza de deplasare ale poluantului depind, în principal de vâscozitatea
acestuia,de morfologia terenului, permeabilitatea solului şi a rocilor din stratul acvifer.
Principala forţă care acţionează asupra poluantului este gravitaţia. Prin urmare,
dacă solul este permeabil, poluantul se infiltrează în sol după o componentă verticală,
înregistrându-se şi o impregnare laterală datorită dispersiei provocate de porozitatea
solului.
În migrarea sa spre acvifer, poluantul poate fi filtrat, adsorbit, volatilizat, precipitat,
biodegradat şi, într-o măsură mai mică, hidrolizat, oxidat şi redus. De asemenea, el
poate fi oprit de către o barieră impermeabilă.
Procesele fizice, chimice şi biologice care se desfăsoară într-un sol supus poluării
conduc de cele mai multe ori la reţinerea poluantului şi la transformarea parţială sau
totală a acestuia, inconvenientele poluării diminuându-se în mod considerabil.
Un rol foarte important pentru protecţia apelor subterane îl are grosimea solului şi
a straturilor petrografice situate deasupra pânzelor freatice.
Datorită fenomenelor multiple şi complexe pe care le prezintă migrarea
poluanţilor în zona nesaturată, modelarea analitică de ansamblu înregistrează dificultăţi
greu de surmontat. Din această cauză, în practica depoluării, se aplică metode empirice
pentru estimarea formei corpului de impregnare cu poluanţi, a adâncimii maxime de
pătrundere a poluanţilor, a volumului de poluanţi reţinuţi în zona nesaturată, a timpului
necesar poluanţilor pentru a ajunge în acvifer etc.
Factorii principali care se iau în considerare pentru estimarea migrării poluanţilor
în zona nesaturată sunt:
• textura
• structura zonei nesaturate
• porozitatea
• permeabilitatea
25
precum şi vâscozitatea, solubilitatea si volatilitatea poluanţilor.
Calculul mărimilor de bază ce caracterizează migrarea poluanţilor în zona
nesaturată se poate face cu ajutorul unor relaţii empirice, propuse de grupul de experţi
de la CONCAVE/Belgia.
Adâncimea maximă de pătrundere a poluantului în zona nesaturată(figura
3.1) se poate determina cu relaţia:
[m] (3.1)
în care: Vi este volumul poluanţilor infiltraţi, în m3;
A – suprafaţa zonei de infiltraţie, în m2;
K – coeficient adimensional.
Pentru calculul lui K se poate utiliza relaţia:
(3.2)
în care: R este capacitatea de reţinere a poluanţilor de către sol, în l/m3;
k – coeficient adimensional de corecţie funcţie de vâscozitatea poluanţilor
(tabelul 3.1).
Tabelul 3.1.
Valorile coeficientului k funcţie de tipul de poluant
A
VKH i
kRK
1000
26
Fig. 3.1. Migrarea poluanţilor în zona nesaturată.
Dacă în relatia (3.1) se introduce K dat de relaţia (3.2) rezultă:
[m] (3.3)
În tabelul 3.2. se dau câteva valori pentru R şi K, corespunzătoare diferitelor
texturi ale solului/tipuri de roci.
Tabelul 3.2.
Valorile medii ale parametrilor R şi K funcţie de textura solului/tipul de roci
Nr.
crt.
Textura solului/tipul de
roci
R
[l/m3
]
Coeficientulul K
Benzină Motorină, petrol
lampant Combustibil uşor
1 Bolovăniş – pietriş grosier 5 400 200 100
2 Pietriş – nisip grosier 8 250 125 60
3 Nisip mijlociu şi grosier 15 130 65 30
4 Nisip fin şi mijlociu 25 80 40 20
5 Nisip fin, praf 40 50 25 10
kRA
VH i
1000
27
Cercetările efectuate de Environmental Protection Agency/SUA au permis
determinarea procentajului volumic de hidrocarburi reţinute de către nisip funcţie de
diametrul mediu şi distribuţia granulometrică a acestuia, prin relaţia:
R=6,33 x d-7,6x e0,8133 σg (3.4)
în care: d este diametrul mediu al granulelor de nisip;
σg – abaterea/(ecartul) granulometrică tip.
Capacitatea de reţinere, R, calculată cu această formulă este valabilă numai în
cazul solurilor uscate.
În cazul solurilor umede, capacitatea de reţinere a poluanţilor de către sol se
reduce cu 10-15%, deoarece golurile intergranulare sunt parţial ocupate cu apă.
Volumul de poluanţi reţinuţi de zona nesaturată se determină din relaţia (3.5):
[m3] (3.5)
în care: h este grosimea zonei nesaturate [m], ceilalţi parametri fiind explicitaţi anterior.
Timpul de transfer al polantului în zona nesaturată se poate estima plecând
de la valoarea experimentală a permeabilităţii pentru apă, corespunzătoare tipului de sol
şi caracteristicilor zonei nesaturate. Permeabilitatea pentru poluant a zonei nesaturate
se determină utilizând relaţia:
[m/s] (3.6)
în care: Ka este permeabilitatea zonei nesaturate pentru apă, în m/s;
νa – vâscozitatea cinematică a apei, în centistokes;
νp – vâscozitatea cinematică a poluantului, în centistokes.
Timpul mediu de transfer poate fi calculat cu aproximaţie prin utilizarea relaţiei
următoare:
[s] (3.7)
în care: Va este volumul de apă conţinut în corpul de impregnare (zona poluată), în m3;
Qp – debitul de infiltraţie a poluantului, în m3/s;
w – umiditatea zonei nesaturate, în %/100;
h - grosimea zonei nesaturate, în m.
1000
kRhAVr
p
aap KK
ppp
a
K
wh
AK
whA
Q
Vt
28
3.2. MIGRAREA POLUANŢILOR ÎN ZONA SATURATĂ
Prin traversarea zonei nesaturate de către poluanţi, o parte din volumul acestora
este reţinut în sol şi în rocile din acoperişul acviferului. Poluanţii ajunşi în zona saturată
(acvifer) se comportă în mod diferit, funcţie de proprietăţile fizice, chimice şi biologice
care-i caracterizează.
Principalele fenomene care caracterizează transferul poluanţilor în acvifer sunt:
convecţia,
dispersia
factorul de retardare.
Convecţia este reprezentată de transferul poluanţilor miscibili şi solubili în apa
subterană ca efect al curgerii acesteia. Unul dintre elementele cele mai importante ale
transferului prin convecţie este viteza de curgere a apei subterane.
Conform legii lui Darcy, viteza de curgere depinde de permeabilitatea rocilor
magazin şi gradientul hidraulic al acviferului. Viteza reală de curgere a apei subterane
este de:
- câţiva zeci de metri/an – acvifere din nisip fin;
- câţiva zeci de metri/zi – acvifere din aluviuni grosiere;
- câţiva kilometri/zi – acvifere carstice.
Dispersia are la bază răspândirea mecanică şi difuză a poluanţilor care
contaminează acviferul. Dispersia poluanţilor se produce prin:
fenomene mecanice cum sunt curgerea întortocheată a fluidului prin porii
rocilor acvifere, frecarea fluidului de particulele rocilor acvifere şi diferenţele de
permeabilitate orizontală în acvifer. Dispersia mecanică este direct proporţională cu
viteza reală de curgere a apei subterane;
difuziune moleculară, datorată mişcării browniene, care tinde spre
reducerea diferenţei de concentraţie între zona poluată şi mediul care o înconjoară
(legea lui Fick).
În general, fenomenele mecanice au ponderea cea mai însemnată în realizarea
dispersiei. Totuşi, în cazul unor roci acvifere mai puţin permeabile, precum şi în cazul
unor substanţe poluante cu un coeficient ridicat de difuziune (ex. eterii), dispersia este
realizată preponderent prin difuziune.
Dispersia se produce atât în direcţia de curgere, dispersie longitudinală, cât şi
perpendicular pe această direcţie, dispersie transversală. În figura 3.2 se prezintă
schema dispersiei datorată modificărilor, la scara microscopică, a direcţiilor de curgere.
29
Prin fenomenul de dispersie mecanică, timpul şi distanţa parcursă influenţează
asupra diluţiei poluantului, contribuind la reducerea concentraţiei maxime a acestuia
(figura 3.3).
a) în interiorul porilor b) prin canalele dintre pori c) difuzie moleculară
Fig. 3.2. Schema fenomenului de dispersie la scară microscopică
Zonă injecţie trasori
Direcţia
de curgere
Fig. 3.3. Reprezentarea schematică a diluţiei determinată de dispersia mecanică
Dispersia mecanică poate fi caracterizată cu ajutorul unui coeficient de dispersie
mecanică (longitudinală/transversală) care se determină experimental pentru fiecare caz
în parte.
Coeficientul de dispersie mecanică longitudinală se poate exprima prin relaţia:
(3.8)
în care:
vi este viteza medie liniară în direcţia principală de curgere i, în m/s;
αi – dispersivitatea dinamică în direcţia i, în m.
iiim vD
30
Coeficientul de dispersie mecanică transversală se poate exprima prin relaţia:
(3.9)
în care:
vi este viteza medie liniară în direcţia i, în m/s;
αj – dispersivitatea dinamică în direcţia j, în m;
Coeficientul de dispersie mecanică este dependent de viteza apei subterane; la
viteze reduse ale apei, coeficientul de dispersie este relativ constant, dar creşte liniar cu
creşterea vitezei apei subterane.
Factorul de retardare însumează acele fenomene care au ca efect frânarea
migrării poluanţilor în acvifer, cum sunt:
adsorbţia, prin care moleculele sau ionii poluanţi, aflaţi în soluţie, sunt
atraşi prin forţe de natură electrică sau chimică spre suprafeţele granulelor ce constituie
rocile acvifere;
precipitarea sau complexarea poluanţilor aflaţi în soluţie apoasă, cu
formarea de compuşi insolubili (hidroxizi sau carbonaţi metalici, complecşi organo-
metalici, etc);
degradarea compuşilor organici, datorată activităţii biologice din sol;
volatilizarea.
Factorul de retardare a poluării, Rd, se defineşte ca fiind raportul dintre viteza
efectivă de curgere a apei subterane, vea, şi viteza de transfer a poluantului, vtp:
(3.10)
în care: ρns este densitatea în stare uscată a rocilor din zona nesaturată,în kg/dm3;
ns – porozitatea efectivă a zonei saturate(acviferului), în %/100 (ex.ns = 0,4);
Kd – coeficient de partiţie între sol şi apă pentru poluantul considerat;
Kd = foc · Koc, unde foc [%/100] este conţinutul în carbon organic al solului iar Koc
[dm3/kg] este coeficientul de partiţie între apă şi un suport ideal, care conţine 100%
carbon organic.
3.3. EXEMPLE TIPICE DE MIGRARE A POLUANŢILOR
a) Poluantul este solubil în apă
În acest caz, poluantul urmează traseul apelor de infiltraţie atât în zona
nesaturată cât şi în cea saturată.
ijjm vD
d
s
ns
tp
ead K
nv
vR
1
31
Cantitatea se poluant reţinută de zona nesaturată este determinată de cantitatea
de apă din sol şi din roci, de proprietăţile fizice, chimice şi biologice ale acestora,
precum şi de conţinutul în săruri ale soluţiei solului.
Poluantul, ajuns în soluţie apoasă în zona saturată, este supus fenomenului de
dispersie, formând o zonă de poluare orientată paralel cu direcţia de curgere a apei
subterane.
b) Poluantul este nemiscibil şi mai uşor decât apa
Este cazul poluării mediului subteran cu hidrocarburi (benzină, petrol, motorină,
alţi combustibili lichizi). În zona nesaturată, poluantul formează un corp de impregnare
din care anumite fracţii pot fi mobilizate spre atmosferă, sub formă de vapori, sau spre
acvifer printr-o solubilizare progresivă, determinată de apele de infiltraţie (figura 3.4).
La atingerea acviferului, poluantul se întinde progresiv formând o pânză plutitoare
subţire la interfaţa dintre zona nesaturată şi zona saturată.
Forma acestei pânze depinde de:
viteza de curgere a apei subterane,
proprietăţile rocilor aflate la interfaţa celor două zone.
Zona nesaturata
Corp de impregnarecu PLNUA PLNUA
Zona saturata
Poluant in stare dizolvata
Zona de impregnare
Substrat impermeabil
Fig. 3.4. Migrarea unui poluant lichid nemiscibil şi mai uşor decât apa (PLNUA) în mediul subteran.
32
Suprafaţa pânzei plutitoare de poluant poate fi calculată cu relaţia:
[m2] (3.11)
în care: Vi este volumul total al poluantului infiltraţi, în m3;
Vr - volumul de poluant reţinut de către zona nesaturată, în m3;
gp - grosimea maximă a pânzei plutitoare de poluant, în mm.
Grosimea maximă a pânzei plutitoare de poluant variază între 5 şi 50 mm, funcţie
de granulometria rocilor acvifere (tabelul 3.3).
Tabelul 3.3.
Valorile estimative ale grosimii pânzei plutitoare pentru diferite tipuri de roci acvifere
La atingerea nivelului superior al acviferului, o parte din poluant se va deplasa
continuu în sensul de curgere al apei subterane, iar o altă parte va fi imobilizată în
franjurile capilare. Dacă poluantul este o hidrocarbură complexă (ex. un carburant), la
interfaţa apă-poluant se produc fenomene specifice de solubilizare. Fracţiile cele mai
solubile din hidrocarbură (benzen toluen, xilen) se dizolvă progresiv în apă, modificând
conţinutul iniţial al poluantului.
Există o diferenţiere cu privire la ponderile în fracţii solubile şi în fracţii alifatice
puţin solubile ale poluantului pur şi ale fracţiei dizolvate în apă. Un exemplu prin care se
evidenţiază această diferenţiere este dat în tabelul 3.4.
Adesea, hidrocarburile plutitoare pot fi dispersate în apa subterană sub forma
unor emulsii fine, sau pot fi volatilizate, dând naştere la vapori explozivi care difuzează
în zona nesaturată.
p
ri
g
VVS
)(1000
33
Tabelul 3.4.
Ponderea fracţiilor aromatice şi alifatice în compoziţia poluantului pur şi în compoziţia
fracţiei dizolvate
c) Poluantul este nemiscibil şi mai greu decât apa
Este cazul poluanţilor de tipul solvenţilor halogenaţi. Corpul de impregnare format
în zona nesaturată de solvenţii halogenaţi este mai puţin extins decât în cazul
produselor petroliere. Din corpul de impregnare, poluantul poate fi solubilizat progresiv
şi vehiculat spre acvifer sub acţiunea apelor meteorice.
O cantitate importantă din produsul poluant lichid poate să treacă în faza de
vapori, care difuzează în jurul corpului de impregnare.
Poluantul lichid (PLNGA), odată ajuns în acvifer, va avea tendinţa de a se
depune la fundul acviferului, urmare a faptului că are densitatea mai mare decât apa
(figura 3.5).
Zona nesaturata
Zona saturataCorp de impregnare
cu PLNGA
Poluant in stare dizolvata
PLNGA
Substratul impermeabil
Fig. 3.5. Migrarea unui poluant lichid nemiscibil şi mai greu decât apa (PLNGA) în mediul subteran.
34
Deplasarea poluantului în acvifer este dependentă de condiţiile de curgere a apei
subterane (panta şi forma substratului impermeabil, viteza şi sensul de curgere a apei
subterane).
În partea inferioară a stratului acvifer se formează acumulări, a căror anvergură
este greu de estimat. Prezenţa unor astfel de acumulări poate fi indicată prin:
ridicarea bruscă a concentraţiei de poluant dizolvat în apele pompate;
prezenţa în apă a unor concentraţii mai mari de 1/10 din solubilitatea
poluantului în apă;
dificultatea diminuării prin pompare a concentraţiei de poluant în apă până
la limita
de admisibilitate şi creşterea rapidă a concentraţiei la oprirea pompării.
35
CAPITOLUL 4. STAREA DE CALITATE A SOLURILOR ŞI
APELOR SUBTERANE DIN ROMÂNIA
4.1. MONITORIZAREA STĂRII DE CALITATE A SOLURILOR
Sistemul naţional integrat de monitorizare a calităţii solurilor a fost instituit în anul
1975.
In 1992 s-a trecut la un nou sistem de monitorizare armonizat cu sistemele
europene, fundamentat ştiinţific pe baza cercetărilor efectuate de institutele Academiei
de Ştiinţe Agricole şi Silvice din România, în principal Institutul de Cercetări pentru
Pedologie, Agrochimie si Protectia Mediului, în colaborare cu Institutul de Cercetări şi
Amenajări Silvice.
Cuprinde 942 de amplasamente (situri) reprezentative:
- 670 pe suprafeţe agricole
- 272 pe suprafeţe cu folosinţă silvică.
Siturile sunt amplasate într-o reţea fixă de 16x16 km (figura 4.1).
Fig. 4.1. Amplasarea punctelor de monitorizare a solurilor / Clasa şi tipul de sol
36
Monitorizare a calităţii solului este organizată pe trei nivele:
nivelul 1
- efectuarea de investigaţii în toate punctele unei reţele(grile fixe),
- identificarea arealelor cu soluri aflate în diferite stadii de degradare,
urmărindu-se periodic evoluţia acestora printr-un set de indicatori obligatorii.
nivelul 2
- se urmăreşte detalierea investigaţiilor în situri reprezentative ale
reţelei de nivel 1 şi în puncte suplimentare (studii intensive),
- identificarea cauzelor care produc poluarea şi degradarea solurilor.
nivelul 3
- se aprofundează cercetările prin analize de detaliu ale proceselor
dăunătoare,
- se stabilesc sursele şi amploarea proceselor de poluare,
- se prognozează evoluţia proceselor,
- se elaborează măsurile de remediere şi se urmăreste aplicarea lor.
Periodicitatea determinărilor:
- 4 - 10 ani în reţeaua de nivel 1
- 1 - 2 ani în suprafeţe reprezentative, precum şi în cele afectate de
procese de poluare.
În ţara noastră, terenurile arabile reprezintă 39,19% din teritoriul ţării, faţă de 44%
pe plan mondial, 88% în Europa, 55% în SUA şi 58% în medie în ţările dezvoltate.
Creşterea suprafeţei terenurilor arabile fiind practic aproape epuizată, este
necesară aplicarea unei strategii de protecţie, ameliorare şi utilizare raţională, pe
principiile dezvoltării durabile, a resursei de sol.
4.1.1. Monitorizarea principalelor tipuri de poluare a solurilor din România
Monitorizarea solurilor în perioada 1992-1998 efectuată de ICPA a scos în
evidenţă cele mai agresive tipuri de poluare industrială (figura 4.2.):
•poluarea cu metale grele şi oxizi ai sulfului(jud Alba, Maramureş, Sibiu);
•poluarea cu compuşi ai fluorului(jud. Olt, Prahova, Bacău, Tulcea etc).
•poluarea produsă prin spulberarea haldelor de diferite tipuri;
•poluarea cu emisii de SOx, NOx, NH4, HCl;
•poluarea prin alte depuneri atmosferice;
•poluarea cu nitraţi, fosfaţi, săruri solubile.
37
Dintre tipurile de poluare agricolă se menţionează:
-poluarea cu produse chimice greu degradabile, dintre care în soluri se
regăsesc, sub formă de reziduuri diferite(organoclorurate-DDT şi HCH, ape uzate şi
nămoluri zootehnice etc).
În ţara noastră sunt afectate de poluare circa 900 000 ha de terenuri agricole, din
care excesiv poluate, 200 000 ha.
Fig. 4.2. Cele mai agresive tipuri de poluare industrială
4.1.2. Încărcarea solurilor cu unele elemente şi substanţe potenţial poluante
(ESPP)
Poluarea solului cu metale grele se datorează activităţilor de extracţie şi
prelucrare a minereurilor neferoase, de producţie a aluminiului, îngrăsămintelor chimice,
cimentului etc, precum şi arderii cărbunelui în termocentrale.
Astfel, s-a înregistrat o poluare masivă cu Pb, Cd, Zn,Cu (figurile 4.3.-4.5.):
în jurul unor intreprinderi metalurgice din: Baia-Mare, Copşa-Mică, Zlatna,
Bucureşti (Acumulatorul, Neferal) .
38
în jurul Combinatului Siderurgic Hunedoara, valorile măsurate depăşind
valorile admisibile ale concentraţiilor în metale grele.
mari suprafeţe de sol sunt poluate cu metale grele în jurul fabricilor de acid
sulfuric din cadrul combinatelor de îngrăsăminte chimice de la Valea Călugărească,
Turnu Măgurele, Năvodari.
De asemenea, în jurul termocentralelor pe cărbune solurile sunt poluate
abundent cu metale grele la care se asociază emisiile acide de SO2, NOx, CO2.
Poluarea solurilor cu fluor. Ca poluant principal, fluorul apare în industria
aluminiului şi a superfosfaţilor (Slatina, Navodari, Turnu Măgurele etc.), iar în subsidiar
este semnalat în industria cimentului.
In zona Valea Călugărească, poluarea produsă de S.C.ROMFOSFOCHIM S.A., a
determinat, pe lângă poluarea solului cu metale grele şi acumularea în sol a unor
concentraţii de fluor solubil de până la 46,2 mg.kg-1, valori care depăşesc conţinutul
normal (mai mic de 1,1 mg.kg-1).
Fig. 4.3. Poluare masivă cu plumb în orizontul superior.
39
Fig. 4.4. Poluare masivă cu zinc în orizontul superior .
40
Fig. 4.5. Poluare masivă cu cadmiu în orizontul superior .
Pulberile sedimentabile de la termocentrale (Turceni, Mintia, Rovinari,
Ovidiu, Bucureşti etc), de la fabricile de lianţi şi azbociment (Aleşd, Câmpulung Muscel,
Tg.Jiu, Turda, Bicaz, Comarnic, Fieni Hoghiz etc), de la instalaţiile de preparare uscată
a substanţelor minerale nemetalifere şi a sării geme (Basarabi, Vata, Jibou, Orşova, Dej,
Slănic-Prahova, Ocna-Mureş etc), se depun pe sol şi împiedică creşterea şi dezvoltarea
vegetaţiei.
O suprafaţă de 49.500 ha este poluată cu produse petroliere. Din această
suprafaţă, 3000 ha sunt scoase complet din producţia vegetală, în special în jurul
sondelor de exploatare a ţiţeiului şi de-a lungul conductelor de transport al produselor
petroliere (Jud. Prahova, Teleorman, Brăila, Galalţi, Argeş, Dâmboviţa).
Prin folosirea masivă a pesticidelor şi a produselor fitosanitare, în multe
soluri agricole din ţara noastră s-au înregistrat acumulări importante de insecticide
organoclorurate (DDT, HCH) în concentraţii de 7-8 ppm în stratul arat.
Reziduurile de insecticide au remanenţă îndelungată în sol, ca urmare a reţinerii
lor la nivelul coloizilor organominerali, astfel că, deşi utilizarea DDT şi HCH este
41
interzisă prin Ordinul M.A.I.A., nr. 20/1985, acestea se regăsesc în diferite concentraţii,
în special, în solurile arabile cu agricultură intensivă, precum şi în jurul unor unităţi
producătoare (Govora-Râmnicu Vâlcea, Oneşti-Bacău).
Cca 900 ha de teren sunt poluate prin dejecţii provenite de la complexele
de creşterea porcilor şi păsărilor şi prin nămolurile de la staţiile de epurare a apelor.
4.2. STAREA DE CALITATE A APELOR SUBTERANE
Calitatea apelor subterane din România a înregistrat un declin considerabil în
ultimii 35-40 de ani, datorită:
• agriculturii intensive,
• dezvoltării industriei extractive,
• platformelor industriale,
• deteriorării regimului hidrochimic a numeroase cursuri de apă ce asigură
alimentarea acviferelor.
Investigarea sistematică a calităţii apelor subterane se face prin intermediul a
peste 3000 de foraje hidrogeologice din cadrul Reţelei Hidrologice de Stat.
Datele prelucrate de Institutul de Cercetări şi Ingineria Mediului Bucureşti au
condus la constituirea primei bănci centralizate de date privind calitatea apelor
subterane.
S-au întocmit, de asemenea, hărţi privind localizarea geografică a apelor poluate
cu metale grele, produse petroliere şi substanţe organice.
Monitorizarea calităţii apelor subterane in perioada 1985-1993 a permis
constatarea existenţei în stadiu incipient, la scara întregii ţări, a unei impurificări chimice
difuze cu amoniu şi substanţe organice.
S-a evidenţiat o creştere medie generală cu 0,5-1,5 mg/dm3 a concentraţiei
indicatorilor specifici de poluare şi o prezenţă semnificativă, nedorită, a azotiţilor,
germenilor patogeni, azotaţilor, fosfaţilor, pesticidelor, etc. S-a constatat şi prezenţa
semnificativă a unor substanţe deosebit de toxice: fenoli, zinc, plumb, cadmiu, mangan.
Din punct de vedere microbiologic, s-a evidenţiat o creştere substanţială peste
limitele admise a numărului de bacterii, bacterii coliforme fecale şi uneori chiar
enteroviruşi. Acest tip de poluare este prezent mai ales în raza intravilanului rural, unde
s-a constatat că 90% din fântânile investigate sunt contaminate biologic, concentraţiile
de poluanţi depăşind limitele admisibile pentru apa potabilă.
Deşi poluarea accidentală a apelor freatice cu produse petroliere, saramură,
substanţe chimice toxice şi substanţe solubilizate din depozitele de reziduuri industriale
42
şi menajere este frecvent întâlnită, este mai puţin reflectată de Sistemul Naţional de
Monitorning şi, din păcate, i se acordă o importanţa mai redusă.
Estimările efectuate de Institutul de Cercetări şi Ingineria Mediului Bucureşti arată
că cca 2/3 din resursele de apă subterană ale României prezintă un pericol potenţial de
risc pentru sănătatea consumatorilor.
Datorită poluării apelor subterane şi a fluctuaţiei nivelului hidrostatic s-a constatat
şi o degradare a potenţialului de fertilitate a solului.
4.3. PREVENIREA POLUĂRII SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE
Mijloacele de prevenire a poluării solurilor şi apelor subterane pot fi:
o instituţionale,
o legislativ-reglementare,
o conceptual-tehnice şi
o aplicativ comportamentale.
Un rol important în cunoaşterea şi aplicarea mijloacelor de prevenire a poluării îl
au instituţiile statului (Ministerul Mediului şi Dezvoltării Durabile, Agenţiile Regionale de
Mediu, Agenţiile Judeţene de Mediu, Garda de Mediu), managerii intreprinderilor,
mijloacele mass-media, învăţământul etc.
În categoria mijloacelor legislativ-reglementare de prevenire a se încadrează:
Legea nr.137 - 29/12/1995 Legea protecţiei mediului.
Ordinul Nr. 756/3 noi.1997 al Min.Apelor, Pădurilor si Protecţiei Mediului
prin care este stabilit nivelul concentraţiei acceptabile pentru poluanţi în sol, conform
reglementărilor internaţionale.
Legea nr.138 - 27/04/2004 Legea îmbunătăţirilor funciare.
Ordin nr.708 - 01/10/2004 pentru aprobarea Normelor tehnice privind
protecţia mediului şi în special a solurilor, când se utilizează nămolurile de epurare în
agricultură.
Legea nr.242 - 26/03/2005 pentru aprobarea organizarii sistemului
national de monitoring integrat al solului.
Ordonanţă de urgenţă nr.152 - 10/11/2005 privind prevenirea şi controlul
integrat al poluării.
Ordonanţă de urgenţă nr. 195 din 22/12/2005 privind protecţia mediului,
ce cuprinde măsurile privind prevenirea şi controlul integrat al poluării (CAPITOLUL XI -
Protecţia solului, subsolului şi a ecosistemelor terestre).
Prevenirea poluării captărilor de apă subterană şi evitarea riscului de provocare a
unor maladii, se asigură în prezent prin stabilirea în jurul acestor captări a unor zone de
43
protecţie dimensionate după criterii precise sau calculate pe baza unor metode
empirice.
În România, prin Hotărârea nr. 101/03.04.1997 pentru aprobarea Normelor
speciale privind caracterul şi mărimea zonelor de protecţie sanitară, s-au instituit trei
zone de protecţie faţă de factorii de poluare:
zona I de protecţie sanitară cu regim sever (se determină astfel încât să
fie asigurată o durată de parcurs de minimum 20 zile pentru orice picătură de apă
presupus a fi contaminată, care s-ar infiltra la limita zonei şi ar ajunge la locul de
captare)
zona II de protecţie sanitară cu regim de restricţie (cuprinde zona I şi se
dimensionează astfel încât să asigure protecţia faţă de contaminarea bacteriană şi
impurificarea chimică; durata de parcurs a unei particule presupus a fi contaminată, de
al locul de infiltrare până la limita zonei I sa fie de minim 50 zile);
zona III de protecţie hidrologică (este cea mai îndepărtată de locul de
captare a apei; are rolul de a asigura protecţia faţă de orice substanţă greu degradabilă
sau nedegradabilă).
44
CAPITOLUL 5. DEPOLUAREA SOLURILOR ŞI APELOR
SUBTERANE
5.1.SCHEMA GENARALĂ DE DEPOLUARE A SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE
Schema generală de depoluare a solurilor şi apelor subterane este reprezentată
în figura 5.1, aceasta incluzând:
Depoluarea în situ a solurilor şi a apelor subterane;
Pomparea şi tratarea apelor subterane;
Tratarea efluenţilor gazoşi;
Izolarea în situ;
Tratarea pe sit sau în afara sitului (ex situ) a materialelor excavate.
EVALUAREA ZONEI
CONTAMINATE
ZONA
NESATURATA
ZONA SATURATA
(CUPRINZAND SI
SEDIMENTETELE)
SOL, SEDIMENTETE
CONTAMINATE
APE SUBTERANE
CONTAMINATE
DEPOLUARE
IN SITU
TRATARE
IN AFARA SITULUI
IZOLARE
IN SITU
TRATARE
IN SITU
POMPARE SI
TRATAREA
APELOR
TRATAREA
EFLUENTILOR GAZOSI
Fig. 5.1. Schema generală de depoluare a solurilor şi apelor subterane
5.2. CLASIFICAREA PROCEDEELOR DE DEPOLUARE A SOLURILOR ŞI A APELOR
SUBTERANE.
Clasificarea procedeelor de depoluare a solurilor şi a apelor subterane se poate
face în funcţie de locul de aplicare şi în funcţie de principiile tehnice de depoluare.
I. Clasificarea în funcţie de locul de aplicare. În funcţie de acest criteriu se
disting trei categorii de procedee:
procedee aplicabile „în situ”;
45
procedee aplicabile în afara sitului („ex situ”);
procedee aplicabile pe sit.
Procedeele aplicabile „în situ” presupun efectuarea lucrărilor de depoluare
direct în mediul poluat, fără a se apela la lucrări de evacuare. Sistemul tehnic cuprinde
două părţi: o parte mobilă, instalată la suprafaţa sitului şi o parte inserată în mediul
subteran poluat.
Avantaje:
- aceste procedee oferă posibilitatea depoluării simultane atât a solului, cât
şi a apelor subterane;
- echipamentele sunt în general uşor de amplasat.
Inconveniente:
- echipamentele presupun o exploatare de specialitate delicată;
- în timpul exploatării este dificil de apreciat volumul tratat, configuraţia
acestuia şi eficienţa procesului de depoluare.
Procedeele aplicabile în afara sitului constă în evacuarea solului sau a apei
poluate din mediul lor natural (prin excavare şi pompare), transportul acestuia în afara
sitului şi execuţia lucrărilor de depoluare în centre specializate prin intermediul unor
instalaţii adecvate: de spălare, tratare termică, tratare biologică etc. Uneori, se prevede
şi readucerea pe sit a materialului depoluat.
Avantaje:
- decontaminarea rapidă şi totală a componetelor contaminate;
- posibilitatea continuării activităţii pe sit;
- eficienţa ridicată de depoluare pe care o conferă centrele specializate.
Inconveniente:
- costul ridicat al lucrărilor de excavare şi transport;
- riscul dispersării parţiale a poluanţilor în timpul lucrărilor de excavare,
încărcare, transport, descărcare.
Procedeele aplicabile pe sit sunt asemănătoare celor aplicabile în afara sitului,
deoarece au la bază principiul evacuării solului şi a apelor contaminate din mediul lor
natural. După evacuare, însă, materialele contaminate nu mai sunt transportate în afara
sitului, ci sunt tratate pe sit, utilizând instalaţii de depoluare mobile, care ulterior pot fi
folosite în altă parte.
Avantaje:
- se elimină transportul materialelor contaminate precum şi riscurile produse
de acesta;
46
Inconveniente:
- procesul de depoluare desfăşurat pe sit poate deranja sau incomoda
activitatea de bază specifică sitului;
- echipamentele de depoluare instalate pe sit trebuie să se adapteze
condiţiilor de montare şi exploatare impuse de ocupanţii sitului.
II. Clasificarea în funcţie de principiile tehnice de depoluare. În funcţie de
principiile tehnice de depoluare, se disting patru mari grupe de procedee:
procedee fizice;
procedee chimice;
procedee termice;
procedee biologice.
Procedeele fizice reprezintă categoria cea mai extinsă în ceea ce priveşte
aplicabilitatea practică. Aceste procedee se împart, la rândul lor în:
- procedee bazate pe imobilizarea fizică a poluanţilor, fie prin izolare
(etanşare, blocare hidraulică) fie prin stabilizare sau inertare;
- procedee bazate pe extracţia fizică a poluanţilor prin : excavare, pompare,
spălare, flotaţie, extracţie de gaze sub vid, injecţie de aer sub presiune, extracţie
electrocinetică etc.
Procedeele chimice sunt aplicate pentru distrugerea, separarea, neutralizarea
sau transformarea poluanţilor în urma unor reacţii chimice specifice. Cele mai utilizate
procedee sunt: extracţia chimică, oxidarea, reducerea, declorurarea şi precipitarea.
Procedeele termice presupun extracţia, distrugerea sau imobilizarea poluanţilor
prin supunerea materialului contaminat la temperaturi înalte. Cele mai cunoscute
metode sunt: incinerarea, desorbţia termică, vitrificarea mediului contaminat.
Procedeele biologice se bazează, în principal, pe degradarea poluanţilor prin
activitatea microorganismelor (bacterii, ciuperci etc). Biodegradarea se poate realiza în
condiţii aerobe sau anaerobe. Cele mai utilizate procedee în practica biodegradării sunt:
bioreactorul, biodegradarea în vrac (compostarea, „land farming”, „biopile”),
biodegradarea în situ, bioventing-ul şi biosparging-ul. Biolixivierea şi bioacumularea sunt
două metode biologice care nu presupun distrugerea poluanţilor, ci doar separarea
acestora.
47
5.3. ALEGEREA FILIEREI ADECVATE DE DEPOLUARE A UNUI SIT
5.3.1. Diagnosticul poluării
Diagnosticul poluării constituie prima etapă în abordarea corectă a unui studiu de
depoluare şi constă în analiza factorilor de mediu ai sitului studiat (figura 5.2).
Investigaţiile necesare stabilirii diagnosticului unui sit vizează în principal solul, subsolul
şi apa subterană, la care se adaugă uneori aerul, apele de suprafaţă, fauna, flora şi
starea de sănătate a populaţiei.
Stabilirea diagnosticului se poate face prin:
identificarea şi caracterizarea poluanţilor, determinarea concentraţiei lor în
mediu, localizarea zonelor afectate şi definirea gradientului de repartiţie sau dispersie;
determinarea surselor şi cauzelor poluării;
caracterizarea condiţiilor fizico-chimice şi hidrogeologice ale sitului, în
vederea determinării vulnerabilităţii mediului.
Ancheta documentară se execută pornind de la surse de informaţii scrise,
grafice, orale, legate de istoricul poluării sitului luat în studiu.
Această fază este indispensabilă deoarece simplifică mult sarcina investigaţiilor
costisitoare aferentei fazei de teren.
Din multitudinea de surse documentare care pot face obiectul cercetării în
această fază, se prezintă în continuare cele mai importante:
Documente reglementare ale administraţiei de stat şi locale privind
utilizarea produselor toxice şi gestiunea deşeurilor, planul de ocupare a terenului,
eventuale studii de impact şi de risc;
Documente cartografice privind localizarea geografică şi administrativă a
sitului, implantarea clădirilor, reţeaua de apă potabilă şi uzată, zonele de depozitare a
deşeurilor, localizarea rezervoarelor cu produse toxice, localizarea puţurilor de apă şi a
forajelor, zonele decopertate, zonele acoperite cu vegetaţie.
48
DIAGNOSTIC
Faza de ancheta
DIAGNOSTIC
Faza de teren
Sit
poluat ?
Starea
sitului
DIAGNOSTIC
detaliat
EVALUAREA
RISCULUI
Risc scazut
si mediu
ALEGEREA FILIEREI
DE DEPOLUARE
Studii de fezabilitate
LUCRARI DE
DEPOLUARE SI
REABILITARE
CONTROL SI
BILANT
Sit
depoluat ?
Risc ridicat
Fig. 5.2. Etapele de parcurs pentru aplicarea unei tehnologii de depoluarea a unui sit
În vederea pregătirii studiului de teren, ancheta documentară cuprinde, în mod
obligatoriu, o vizită detaliată a sitului. Vizita trebuie să permită:
realizarea unei analize preliminare pentru identificarea poluanţilor precum şi
a zonelor de localizare a acestora;
evaluarea şi decizia asupra acţiunilor ce trebuie luate privind sursele de
poluare, căile de transfer şi depozitele de deşeuri pentru:
- reducerea riscurilor imediate, în mod particular menţinera în siguranţă
a sitului, prin evacuarea şi eliminarea produselor periculoase şi a deşeurilor prezente pe
sit, prin interdicţia sau limitarea accesului pe sit, prin eliminarea riscurilor de incendii sau
explozii;
- organizarea acţiunilor ulterioare, cum ar fi controlul stării de calitate a
factorilor de mediu prin punerea la punct a unui sistem de monitorizare a surselor de
poluare
49
Pentru realizarea vizitei trebuie cerut acordul prealabil proprietarului pentru acces
pe sit. Dacă este posibil, vizita se va face în compania unei persoane care cunoaşte
activitatea pe sit.
Chestionarul vizitei se completează în timpul vizitei/vizitelor (Vezi lucr. 2 de
laborator).
Studiul de teren se face pe baza unui program de investigaţii bine stabilit care
ţine seama de informaţiile dobândite în faza de anchetă documentară. Obiectivul
principal al studiului de teren este certificarea poluării pe sit şi cuantificarea acesteia
(tipul poluanţilor, nivelul concentraţiilor în mediu, suprafeţele şi volumele de teren
afectat, distanţa de migrare a poluanţilor etc).
Principalele etape ale studiului de teren sunt: măsurătorile direct pe sit,
prelevarea probelor, analiza de laborator, iar în final, prezentarea şi interpretarea
rezultatelor.
Prelevarea probelor de sol se face după un plan bine stabilit, care se întocmeşte
funcţie de gradul de detaliere dorit: funcţie de configuraţia şi structura sitului (aspectele
geologice, hidrologice, pedologice) şi funcţie de caracteristicile poluării (natura,
cantitatea şi sursa poluării).
Există mai multe modele de repartiţie a punctelor de prelevare a probelor de sol
şi subsol. În figura 5.3 se prezintă trei modele de prelevare a probelor de sol.
Probare aleatorie Probare sistematică
Probare concentrată
Fig. 5.3. Modele de prelevare a probelor de sol
50
Probarea concentrată sau orientată presupune dispunerea punctelor de
prelevare concentrate într-o zonă redusă ca suprafaţă, zonă considerată critică, după
informaţiile obţinute în faza de anchetă documentară.
Inconvenientele acestui model sunt:
- imprecizia conturării zonei critice reale;
- ignorarea eventualelor forme de poluare a din afara perimetrului stabilit.
Probarea sistematică presupune dispunerea punctelor de prelevare în
centrul ochiurilor unei reţele regulate ce acoperă întreaga suprafaţă.
Avantajul acestui model este că permite:
- determinarea existenţei unei poluări;
- evidenţierea scăderii treptate a concentraţiei poluanţilor de la sursa de
poluare spre periferie.
Probarea aleatorie este caracterizată prin dispunerea arbitrară a punctelor
de prelevare pe întreaga suprafaţă a sitului, fără a se urma o regulă prestabilită.
Inconvenientul acestui model este legat de faptul că nu permite o caracterizare reală a
sitului decât în situaţia unei omogenităţi perfecte a acestuia.
Analiză comparativă a celor trei modele de prelevare indică faptul că prelevarea
sistematică ar fi cea mai adecvată prin rezultatele care le generează.
Cu toate acestea, în practică se utilizează adesea o asociere a acestor modele
funcţie de scopul dorit al probării şi de condiţiile concrete în care se află situl poluat.
În general, numărul probelor prelevate trebuie să fie corelat cu mărimea
suprafeţei investigate. În figura 5.4 se prezintă variaţia numărului de probe funcţie de
suprafaţa sitului investigat - dupa anumiţi autori.
51
Fig. 5.4. Corelaţia dintre numărul de probe şi mărimea suprafeţei sitului
Prelevarea probelor de sol din stratul superficial sau pe orizonturi genetice din
profile de sol se face utilizând cazmale, şpacluri, lopeţi, de la stratul de sol inferior la
stratul de sol superior.
Prelevarea probelor de sol fără o prealabilă deschidere de profil şi din orizonturi
mai adânci se realizează cu ajutorul sondelor.
Probele de sol se iau din fiecare orizont şi suborizont în parte; din cele groase se
iau 2-3 probe iar din cele subţiri se ia o probă centrală. Nu se iau probe de sol la limita
de separare a două orizonturi (yona oriyonturilor de tranzitie).
Probele de sol care se prelevează pentru analize chimice se iau de la o
adâncime de 5-10 cm. De pe suprafeţele arate se ia o singură probă de sol. Fiecare
probă de sol trebuie să cântărească în jur de 1-2 kg.
Prelevarea probelor de apă. Spre deosebire de sistemele de probare aplicate în
cazul solului, pentru prelevarea probelor de apă subterană se practică metode specifice
ce ţin seama de dinamica hidrogeologică.
În orice acţiune de monitorizare este important a se asigura prelevarea acelor
probe ce pot fi considerate reprezentative pentru caracterizarea condiţiilor
hidrogeologice şi geochimice ale mediului subteran poluat. În raport cu direcţia de
Bell s.a. (1983) Bell s.a (1985)
Waterhouse (1980)
Smith şi Ellis (1986)
Bell s.a. (1985)
BSI DD 175
Carpenter s.a. (1985)
0 1 2 3 4
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Număr de probe
Suprafaţa sitului, în hectare
0 1 2 3 4 5 6
52
curgere a apei subterane, se disting trei zone care trebuie prospectate: în dreptul sursei
de poluare, în amonte şi în aval de sit (figura 5.5).
Pentru prelevarea probelor de apă subterană, în piezometre se introduc tuburi de
prelevare, seringi şi pompe.
Fig. 5.5. Dispunerea punctelor de prelevare a probelor de apă subterană în cazul unui sit poluat
5.3.2. Evaluarea riscului
Noţiunea de risc desemnează un pericol potenţial, previzibil după legi statistice.
Evaluarea riscului în domeniul protecţiei mediului presupune calculul probabilităţii pentru
o populaţie sau un ecosistem de a primi a anumită doză de poluant sau de a fi în
contact cu el.
La modul general, riscul poate fi exprimat în funcţie de două criterii: frecvenţă şi
gravitate. Aceste criterii au fost corelate prin curba lui Farmer (figura 5.6). Riscul poluării
solurilor şi a apelor subterane se încadrează în domeniul 3 al curbei lui Farmer, fiind un
risc major.
Sens de curgere
a apei subterane
Piezometru
amonte
Piezometre
opţionale
Piezometru
interior
Piezometru aval
Dispersarea poluării
0 100m Uzină
Sit
53
Fig. 5.6. Curba lui Farmer
De obicei, se iau în considerare trei categorii, sau clase distincte de risc: risc
moderat, risc important şi risc major. În urma analizei cantitative şi calitative a sursei,
vectorului şi ţintei se determină apartenenţa sitului la una din cele trei categorii
susmenţionate.
Dacă situl este încadrabil în categoriile de risc important sau major, se
recomandă trecerea la măsuri de depoluare a acestuia.
Cele mai cunoscute metode de evaluare a riscului aferent siturilor poluate sunt:
metoda HRS (Hazard Ranking System) - SUA, sistemul naţional canadian, metoda
Baden-Württemberg şi metoda bavareză (Germania), precum şi metoda BRGM - ME
(Franţa).
Metoda HRS (Hazard Ranking System) a fost elaborată la începutul anilor 1980,
de către Agenţia de Protecţie a Mediului (EPA) din statele Unite ale Americii. În
principiu, metoda constă în aprecierea riscului aferent unui sit poluant prin note cuprinse
în intervalul numeric 0100. Aceste note sunt proporţionale ca mărime cu gradul de
periculozitate generat de poluare.
Sistemul naţional canadian de clasificare a locurilor contaminate, propune atribuirea
unei note globale de apreciere a pericolului potenţial, determinat de un sit poluant, prin
adunarea simplă a notelor care cuantifică următoarele elemente:
- caracteristicile poluanţilor: toxicitate, cantitate. Valoarea maximă a notei: 33;
Frecvenţa
DOMENIUL 1
Risc individual în
viaţa cotidiană
DOMENIUL 2
Risc mediu
din timp în timp
DOMENIUL 3
Risc colectiv
Risc major
Risc major
Gravitate 0
54
- căile de transport şi expunere. Nota maximă 33: apa subterană (11), apa de
suprafaţă (11) şi contactul direct (11);
- receptorii potenţiali (total max.34): persoane şi animale (18), medii naturale
(16).
Nota rezultantă (max.100) permite încadrarea unui sit în una din clasele
evidenţiate în tabelul 5.1.
Tabelul 5.1.
Clasele de risc stabilite de sistemul naţional canadian de evaluare
Nr. crt. Clasa de risc Intervale de integrare a notei globale
1. Risc scăzut 0 37
2. Risc scăzut spre mediu 38 49
3. Risc mediu 50 69
4. Risc ridicat 70 100
Metoda Baden-Württemberg a fost concepută pentru a se evalua pericolul potenţial
determinat de “punctele negre” existente în landul german Baden Württemberg.
Evaluarea pericolului potenţial se face separat pentru apa subterană, apa de suprafaţă,
sol şi aer, atribuindu-se, în fiecare caz, note între 0 şi 6.
Metoda BRGM - M.E. se bazează pe evaluarea simplificată a riscurilor la sursă,
vector şi ţintă prin atribuirea unei note fiecărui parametru care caracterizează situl.
5.3.3. Alegerea tehnologiei de depoluare pe baza criteriilor tehnice şi
economice
Dacă în urma evaluării riscului, se ia decizia depoluării unui sit, suntem puşi în
faţa unei noi probleme: alegerea celei mai adecvate filiere de depoluare. Dificultatea
alegerii este destul de pregnantă, dat fiind numărul mare de tehnici de depoluare cu
aplicabilitate practică. Pentru asigurarea unei reuşite depline, depoluarea trebuie să
integreze şi să concilieze multitudinea factorilor tehnici, economici şi psihosociali.
Pe plan mondial au fost elaborate programe de calculator, care permit o analiză
multicriterială obiectivă a alegerii celei mai adecvate metode de depoluare.
Odată fixate obiectivele depoluării, alegerea propriu-zisă a filierei de depoluare se
face pe baza unor criterii tehnice şi economice specifice.
Tehnologia propusă pentru depoluare trebuie să fie, cea mai adecvată cazului
tratat şi, în acelaşi timp, să fie disponibilă pe piaţă.
55
Kinzelbach şi colab. săi au propus, în sprijinul alegerii tehnice adecvate a filierei
de depoluare, utilizarea unei matrice sintetice, în care se face corespondenţa între
criterii tehnice şi tehnologiile de bază încercate pentru depoluarea solurilor şi apelor
subterane.
Alegerea celei mai adecvate filiere de depoluare este decisă, în cele din urmă,
printr-un studiu economic comparativ al celor mai avantajoase variante tehnice. Se
ajunge astfel la varianta de depoluare cea mai convenabilă din punct de vedere tehnico-
economic.
Costul financiar al acestei variante este estimat în urma unor consultări la nivelul
tuturor partenerilor care participă la diferitele etape ale filierei de depoluare. Sunt luate în
considerare nu numai costurile intrinseci ale operaţiilor propriu-zise de depoluare, dar şi
costurile fazelor de urmărire şi control ale depoluării. Se ţine cont, de asemenea şi de
cheltuielile necesare realizării bilanţului final al depoluării.
Pentru compararea costurilor financiare specifice, aferente diferitelor metode de
depoluare a solurilor şi apelor subterane, Paul Lecomte propune pentru fiecare metodă
considerarea următoarelor cheltuieli:
instalarea pe sit a echipamentelor de lucru destinate depoluării;
materialele consumabile (cărbune activ, geomembrane, solvenţi etc.);
energia şi fluidele de lucru (electricitate, abur, aer comprimat, apă etc.);
cheltuielile de salarizare cu personalul implicat în exploatare şi întreţinere;
amortismentele aferente echipamentelor de lucru.
Procedându-se astfel, s-a stabilit ordinul de mărime a costurilor specifice,
corespunzătoare principalelor metode de depoluare a solurilor şi apelor subterane (Tab.
5.2).
Tabelul 5.2.
Costurile specifice (în Euro) ale depoluării prin diferite metode
Nr.
crt. Metoda de depoluare Costul specific
1 Depozitare la rampe de reziduuri 75150 Euro/t
2 Pompare selectivă 1575 Euro/m3
3 Venting (cu diminuarea concentraţiei de poluant
de la 1000 la 100 ppm) 15-30 Euro/t în 48 luni
4 Stripping pe sit (în coloană) 2545 Euro/m3
5 Izolare “în siguranţă”, în depozite speciale 600900 Euro/t
56
6 Etanşare prin turnarea unui perete - barieră 50160 Euro/m2
7 Etanşare prin palplanşe 35100 Euro/m2
8 Etanşare prin geomembrane 3075 Euro/m2
9 Acoperire “în siguranţă”, cu colectarea gazului 3045 Euro/m2
10 Stabilizarea pe sit sau inertare 23180 Euro/t
11 Vitrificare “in situ” 180380 Euro/t
12 Spălare soluri excavate 2390 Euro/t uneori până la
150 Euro /t
13 Electroreabilitare “in situ” 60180 Euro/t
14 Transformare prin reacţii chimice 1090 Euro/t
15 Incinerare în afara sitului 275450 Euro/t uneori până
la 1000 Euro /t
16 Tratare termică pe sit 40200 Euro/t
17 Biodecontaminare “in situ” 1545 Euro/t
18 Compostare, ”biopile” 2360 Euro/t
19 Biodegradare în reactoare 4590 Euro/t
57
CAPITOLUL 6. DEPOLUAREA IN SITU A SOLURILOR ŞI A
APELOR SUBTERANE
Procedeele de depoluare „în situ” sunt aplicate direct în mediul poluat, fără a se
efectua lucrări de excavare a solului şi fără extracţia apelor contaminate. Ele se
utilizează atât pentru decontaminarea solului din zona nesaturată cât şi a solului şi a
apei din zona saturată (figura 6.1).
Procedee de depoluare in situ
Zona saturata
• Extractia sub vid
• Biremederea
- Bioventilatia
- Bioaspiratia
- Aplicarea de amendamente
biologice in situ
• Spalarea solului
• Tratarea termica in situ
- Volatilizarea
- Vitrificarea
• Solidificarea/inertarea in situ
• Fitoremedierea
Zona nesaturata
• Recuperarea / tratarea
produselor in stare libera
• Pomparea si reinjectarea
• Biremederea
• Barbotarea
• Izolarea
• Utilizarea barierelor active
• Procedeul electrocinetic
• Fracturarea pneumatica /
hidraulica
• Remedierea naturala
Fig. 6.1. Procedeele de depoluare în situ a solurilor şi apelor subterane
Poluantul ce trebuie eliminat poate fi un produs în stare liberă care pluteşte în
pânza freatică, un reziduu care este reţinut în zona nesaturată sau saturată sau un
compus dizolvat în apele subterane.
În continuare, se vor descrie procedeele ce pot fi utilizate pentru remedierea
solurilor şi apelor subterane contaminate cu diverse tipuri de subsatanţe poluante.
58
Fiecare procedeu va fi prezentat separat, însă pentru remedierea mediului afectat
se pot utiliza mai multe procedee, simultan sau succesiv. De exemplu, eliminarea unui
produs/poluant existent în stare liberă în sol se poate face prin:
o pomparea la suprafaţă a produsului în cauză amestecat cu apa subterană,
o separarea produsului de apă, o tratarea apei şi distrugerea sau reciclarea produsului extras.
6.1. DEPOLUAREA SOLULUI DIN ZONA NASATURATĂ
Reziduurile de substanţe poluante existente în zona nesaturată sunt fie adsorbite
de particulele solului fie reţinute în spaţiile care separă aceste particule. Procedeele
utilizate pentru tratarea solurilor în zona nesaturată sunt influenţate de:
condiţiile mediului nesaturat, cum ar fi prezenţa aerului (oxigen);
deplasarea aerului în sol;
prezenţa microorganismelor care ar putea să degradeze substanţele
poluante.
6.2. EXTRACŢIA POLUANŢILOR SUB VID
Procedeele de extracţie a poluanţilor din sol şi apa subterană cu ajutorul
curenţilor de aer se aplică în cazul poluanţilor volatili şi semivolatili (n-pentan, n-hexan,
tricloretan, benzen, ciclohexan, tricloretilenă, toluen, tetracloretilenă, clorbenzen,
etilbenzen, etc), care au constanta Henry mai mare de 160 atm, iar presiunea de vapori
superioară valorii de 0,00066 atm (1 mm col.Hg la 25 oC).
Aplicabilitatea acestor procedee depinde de echilibrele stabilite între următoarele
proprietăţi ale poluanţilor:
• solubilitatea în apă şi în aer;
• adsorbţia în sol şi în aer;
• raportul dintre faza lichidă şi faza gazoasă.
Cu cât concentraţiile poluantului în faza gazoasă sunt mai ridicate cu atât şansele
de aplicare cu succes a acestor procedee sunt mai mari.
De asemenea, aplicabilitatea acestor procedee este influenţată de proprietăţile
solului, condiţiile favorizante fiind:
• permeabilitatea ridicată a solului, K > 10-7 m/s;
• conţinutul redus de particule fine din sol;
• conţinutul redus în humus;
• situarea pânzei freatice în profunzime;
• omogenitatea solului;
59
• umiditatea redusă.
În principiu, acest procedeu constă în crearea unei depresiuni în solul contaminat
prin utilizarea unor ventilatoare / pompe de vid racordate la sonde sau puţuri de
extracţie. Gradientul de presiune creat generează o circulaţie a gazelor în interiorul
solului spre puţul de extracţie. Poluanţii volatili prezenţi în zona nesaturată sunt antrenaţi
de curentul generat de extractor, fiind evacuaţi la suprafaţa solului, unde sunt
neutralizaţi sau distruşi.
În figura 6.2 se prezintă schema de principiu a procedeului de extracţie a
poluanţilor sub vid, în cazul poluării solului şi pânzei freatice cu hidrocarburi volatile.
Fig. 6.2. Schema de principiu a extracţiei poluanţilor sub vid
Instalaţia de extracţie sub vid este în general mobilă, fiind montată pe o platformă
rulantă. O instalaţie este constituită din următoarele elemente componente:
tubulatura de admisie a gazelor poluante, provenite de la puţurile de
extracţie;
60
separatorul de aer / apă, echipat cu un filtru;
extractorul, care poate fi un ventilator sau pompă de vid;
unitatea de tratare a gazelor evacuate(de exemplu: oxidare catalitică/
termică, adsorbţie pe cărbune activ sau tratare cu ozon).
Firma LAMSON fabrică şi comercializează asfel de instalaţii adaptabile pentru
extracţia unei game variate de poluanţi volatili din soluri cu permeabilităţi diferite (tabelul
6.1).
Tabelul 6.1.
Caracteristicile principale ale instalaţiilor produse de firma LAMSON
Pentru asigurarea unei circulaţii optime a curenţilor de aer şi obţinerea unor
randamente superioare de depoluare, tronsonul perforat trebuie amplasat în centrul
zonei contaminate.
Din practica depoluării prin venting a rezultat că raza de acţiune a unui puţ de
extracţie a gazelor contaminate depinde de parametrii extractorului (ventilator, pompa
de vid etc), de adâncimea puţului, de diametrul acestuia şi de mărimea suprafeţei
impermeabile din jurul puţului (figura 6.3.).
61
Fig. 6.3. Influenţa mărimii suprafeţei impermeabile din jurul puţului asupra razei de acţiune
În fig. 6.3 se prezintă schematic dependenţa evidentă între raza de acţiune a
puţului de extracţie şi mărimea suprafeţei impermeabile din jurul acestuia.
Ţinând seama de această dependenţă, în practică se procedează la acoperirea
suprafeţei din jurul puţului de extracţie cu dale din beton sau cu o folie din material
plastic.
În cazul unei extensii laterale importante a corpului de impregnare cu poluanţi,
sunt necesare mai multe puţuri de extracţie.
Plasarea puţurilor se face astfel încât poluarea să fie inclusă integral în interiorul
razelor de acţiune ale puţurilor (figura 6.4).
Performanţele procesului de decontaminare prin extracţie sub vid sunt sugestiv
redate în figura 6.5.
Urmărind variaţia cantităţii de gaz extrase din sol funcţie de timp, se constată că,
la început după o scurtă perioadă de timp se ajunge la o valoare scăzută a concentraţiei
gazului în sol, iar după o întrerupere, la reluare, rezultă o creştere semnificativă a
concentraţiei gazului în sol.
62
Această creştere este datorată volatilizării poluanţilor aflaţi în faze mai puţin
mobile (faza lichidă, faza dizolvată în apa din sol şi faza adsorbită de particulele solului).
Fig.6.4. Amplasarea puţurilor de extracţie in cazul Fig. 6.5. Variaţia cantităţii de gaz extrase din extensiei
zonei contaminate sol funcţie de timp
Astfel, la reluarea operaţiei de extracţie sub vid, concentraţia de gaz în sol este
din nou ridicată.
După extracţie, se ajunge la diminuarea evidentă a concentraţiei care nu
presupune şi încheierea procesului de decontaminare.
În mod practic, procesul de decontaminare se încheie după aplicarea mai multor
cicluri funcţionare-staţionare, în urma cărora se obţine o concentraţie reziduală
acceptabilă.
O variantă a acestui procedeu este extracţia sub vid a poluanţilor combinată
cu injecţia aerului cu presiune. Principiul acestei metode constă în injecţia de aer sub
presiune, în mediul subteran contaminat, fapt ce determină o vaporizare a intensă a
poluanţilor cu proprietăţi volatile.
Vaporii toxici rezultaţi sunt în continuare aspiraţi de către o instalaţie venting
(figura 6.6).
63
Fig. 6.6. Principiul depoluării solurilor prin extracţia sub vid a poluanţilor combinată cu injecţia aerului cu
presiune
Aerul sub presiune se introduce printr-un foraj sau puţ de injecţie, prevăzut la
partea inferioară cu un tronson perforat care este mai scurt decât tronsonul perforat
corespunzător forajului sau puţului de aspiraţie.
Volumul de aer injectat (V1) este mult mai mic decât volumul de aer aspirat (V2).
Distanţa dintre cele două puţuri trebuie judicios aleasă, astfel încât poluanţii mobilizaţi
prin injecţie să fie captaţi integral prin aspiraţie.
De obicei, puţurile de injecţie sunt executate în centrul zonei poluate, în timp ce
puţurile de aspiraţie sunt plasate la periferia acesteia.
După recomandările lui Nyer, diametrul forajului de injecţie trebuie să fie cât mai
mic posibil, lungimea tronsonului perforat sa fie de 0,5÷2 m, iar diametrul perforaţiilor
de 1,25÷1,8 cm.
Debitul de aer introdus printr-un puţ de injecţie variază între 7 m3/h (pentru
adâncimi sub 3 m) şi 17 m3/h (pentru adâncimi până la 9 m).
64
Firma LAMSON furnizează instalaţii de injecţie a aerului cu presiune (sparging),
pompele de aer (minitron şi turbotron) realizează debite de 200÷1500 m3/h la presiuni
de lucru cuprinse între 150÷400 mbar.
Această metodă a fost dezvoltată la început în Germania în anii 1980, iar
actualmente se utilizează în multe ţări, mai ales pentru depoluarea acviferelor.
Exemplu de aplicare a procedeului: Depoluarea sitului New Castle Country(SUA)
contaminat cu solvenţi cloraţi, în urma unor scăpări accidentale din rezervoare
subterane până la adâncimea de 3,90 m.
Sistemul de depoluare a conţinut:
o instalaţie de injecţie a aerului(sparging) individuală cu 7 puncte de
injecţie;
o instalaţie de injecţie-aspiraţie a aerului, cu 7 puncte de injecţie-
aspiraţie;
o instalaţie de aspiraţie a aerului(venting) individuală cu un punct de
aspiraţie;
mai multe puncte de control.
Debitul total de injecţie a fost de 380 m3/h, iar debitul total de aspiraţie a
fost de 845 m3/h.
După şase săptămâni s-au recuperat 408 kg solvenţi, realizându-se o
eliminare aproape totală a fazei adsorbite din zona nesaturată.
După 125 de zile s-a încheiat şi depoluarea acviferului, randamentul
depoluării fiind de 98 %.
Avantajele extracţiei poluanţilor sub vid în situ:
procedeul este uşor adaptabil în teren, fiind adesea utilizat pentru
extracţia poluanţilor de sub clădiri;
permite depoluarea simultană a zonei nesaturate şi a zonei nesaturate;
se accelerează biodegradarea naturală a poluanţilor printr-un aport
continuu de oxigen;
durata de aplicare relativ scurtă şi randamentul de depoluare ridicat;
asigură decontaminarea zonelor situate la adâncimi considerabile;
costul scăzut al lucrărilor de depoluare.
Dezavantajele extracţiei poluanţilor sub vid în situ :
se utilizează instalaţii de înaltă tehnicitate;
limitarea aplicabilităţii procedeului la extracţia poluanţilor volatili şi
semivolatili;
limitarea aplicabilităţii procedeului la soluri omogene şi permeabile;
65
necesită tratarea aerului extras (efluenţii gazoşi).
Cunoaşterea detaliată a caracteristicilor geologice şi hidrogeologice ale zonei
contaminate este indispensabilă pentru realizarea unui randament ridicat de depoluare.
Se impune ca exploatarea tehnologiei de depoluare prin extracţie sub vid să se
facă de specialişti cu experienţă în domeniu.
De altfel, dacă poluanţii nu au acelaşi grad de volatilitate, extracţia sub vid poate
să nu fie convenabilă sau trebuie să fie combinată cu alte tehnici de depoluare.
66
CAPITOLUL 7. BIOREMEDIEREA ÎN SITU
7.1. CONSIDERAŢII GENERALE ASUPRA METODELOR BIOLOGICE DE DEPOLUARE
Procedeele biologice de depoluare a solurilor se bazează pe prezenţa în sol/mediul
subteran a unor microorganisme (bacterii, ciuperci) capabile să degradeze cea mai mare parte a
poluanţilor organici carbonaţi şi o bună parte a poluanţilor anorganici.
Biodegradarea la nivelul solului este un fenomen natural şi are loc prin intermediul
microorganismelor cum sunt:
- bacteriile: Pseudomonas, Bacillus, Arthrobacter, Flovorbacterium şi
- fungidele: Trichoderma, Penicillium şi Asperigillus.
Un gram de sol normal conţine 106÷108 microorganisme, iar un mililitru de apă subterană
conţine cca. 104 microorganisme.
Procesul de biodegradare se dezvoltă printr-o reacţie în lanţ, în care compuşii carbonici
sunt transformaţi prin degradare succesivă în molecule din ce în ce mai puţin complexe, până la
obţinerea unor subproduse simple (apa şi bioxidul de carbon) (figura 7.1).
Fig. 7.1. Principiul procedeelor biologice de depoluare a solurilor.
67
Biodegradarea s-a dovedit a fi adecvată pentru îndepărtarea următoarelor
categorii de poluanţi:
hidrocarburile petroliere (motorina, combustibilul lichid uşor, benzina,
petrolul lampant, uleiurile minerale, benzenul, toluenul, xilenul etc);
deşeurile de la exploatarea ţiţeiului, nămolurile şi reziduurile uleioase;
produsele şi reziduurile organice din industria chimică (alcooli, acetonă,
fenoli, aldehide şi alţi solvenţi);
compuşii organici halogenaţi, inclusiv solvenţii alifatici (ex. tricloretilenă,
cloroform) şi aromatici (clorbenzen), dar şi policlorbifenilii;
compuşii complecşi de tipul hidrocarburilor aromatice policiclice şi
pesticidelor;
nitraţii şi sulfaţii.
Procesul de biodecontaminare a solurilor şi apelor subterane este influenţat, în
principal, de următorii factori:
• biodegradabilitatea poluanţilor;
• tipul microorganismelor utilizate;
• alegerea oxidantului şi a substanţelor nutritive;
• caracteristicile mediului supus depoluării.
Biodegradabilitatea poluanţilor se exprimă prin capacitatea acestora de a se
degrada sub acţiunea microorganismelor. După potenţialul lor de biodegradare, poluanţii
organici se clasifică în trei grupe:
poluanţi degradabili(D), care au o capacitate mare de degradare biologică
în condiţii aerobice variate(ex. benzen, clorbenzen, cloretan, clorfenol, etilbenzen,
hexacloretan, naftalina, nitrobenzen, fenol, tetrahidrofuran, toluen, xilen etc);
poluanţi persistenţi(P), care pot fi degradaţi, însă cu eforturi mai mari şi
după un timp mai îndelungat(ex. bromdiclormetan, tetraclorură de carbon, cloroform,
diclorbenzen, dicloretan, dicloretilenă, tetracloretan, tetracloretilenă, triclorbenzen,
tricloretan, tricloretilenă, clorura de vinil etc);
poluanţi recalcitranţi(R), care nu se pretează la biodegradare (ex. dioxan,
heptaclor, hexaclorbenzen).
Dintre microorganismele utilizate, bacteriile ocupă locul dominant. În cele mai
multe cazuri, microflora autohtonă a zonei poluate poate constitui baza de
microorganisme necesare pentru decontaminare. Un aport suplimentar de
microorgaisme în mediul contaminat este necesar în următoarele situaţii:
la începutul procesului de biodegradare, când se urmăreşte o demarare
accelerată a acestuia;
68
pentru producerea agenţilor tensioactivi necesari intensificării procesului
de biodegradare a poluanţilor cu solubilitate redusă;
pentru biodegradarea poluanţilor persistenţi.
Pentru biodegradarea hidrocarburilor petroliere se utilizează speciile naturale,
existente în sol de tipul: Arthrobacter, Achromobacter, Novocardia, Pseudomonas,
Flavobacterium, etc.
Pentru biolixivierea metalelor grele se utilizează speciile: Thiobacillus,
Leptospirillum sau Sulfolobus.
Dacă prin teste de laborator se dovedeste că microorganismele autohtone nu fac
faţă biodegradării, se poate apela la microorganisme “specializate”, care sunt dezvoltate
pe un suport mineral (zeoliţi, carbonaţi etc) şi apoi amestecate cu mediul contaminat.
Luaţi izolaţi, foarte mulţi compuşi organici pot fi consideraţi biodegradabili, însă în
amestec aptitudinea de biodegradare a compuşilor organici este adesea diminuată prin
fenomenele de inhibare (ex. prezenţa pesticidelor şi a metalelor grele într-un sol
contaminat cu hidrocarburi, s-a dovedit a fi nefastă pentru procesul de biodegradare
globală a poluanţilor).
Unii poluanţi recunoscuţi ca fiind rezistenţi la biodegradare în condiţii aerobe,
devin biodegradabili în condiţii anaerobe (ex. solvenţii cloraţi care nu pot fi degradaţi
direct în condiţii aerobe decât după o declorurare anaerobă).
Alegerea oxidantului şi a substanţelor nutritive reprezintă un punct cheie în
fezabilitatea unei operaţii de biodecontaminare.
Aportul de oxigen (O2) sau de compuşi oxigenaţi în sol sau în apă, conduce la
accelerarea procesului de biodegradare a poluanţilor organici, conform reacţiei:
În urma introducerii oxigenului şi a compuşilor oxigenaţi într-un mediu reducător,
sunt create condiţiile oxidării metalelor (de ex. trecerea Fe2+ în Fe3+ ) şi floculării
hidroxizilor. De aceea, trebuie să se ţină seama că oxigenul şi compuşii oxigenaţi, pe
lângă efectul de accelerare a proceselor biologice, au şi un potenţial de transformare a
metalelor din mediul contaminat.
În ceea ce priveşte nutrienţii minerali, formele de fosfor şi de azot cele mai
asimilabile de către microorganisme sunt ortofosfaţii şi amoniacul.
Nutrienţii organici cei mai utilizaţi sunt metanul, propanul şi melasa. Pe lângă
aceştia, se mai utilizează şi materiale organice inerte cum ar fi scoarţa şi paiele.
Caracteristicile mediului supus depoluării sunt reprezentate în principal de
pH, temperatură, umiditate, parametri fizici ai mediului tratat, etc.
pH-ul mediului tratat trebuie să fie între 5,5÷8,5.
OHeHgazosO 22 244)(
69
Temperatura mediului contaminat influenţează într-o măsură semnificativă
activitatea microorganismelor. În cazul decontaminării în situ, procesul de biodegradare
a poluanţilor este mult încetinit sau chiar stopat în timpul iernii, când temperatura scade
sub 0oC. Intervalele de temperatură adecvate pentru biodegradare sunt cuprinse între
5÷80oC, fiind dependente în principal de tipul microorganismelor.
Umiditatea este un factor important pentru dezvoltarea microorganismelor. În
general, se consideră că umiditatea unui material este propice dezvoltării
microorganismelor dacă se înscrie în intervalul 25÷85%.
Dintre parametrii fizici ai solului şi acviferului, permeabilitatea are cea mai mare
importanţă. Dacă mediul contaminat nu este suficient de permeabil, circulaţia fluidelor
purtătoare de nutrienţi şi oxidanţi este mult îngreunată sau chiar blocată.
Cele mai importante procedee biologice de decontaminare a solurilor în situ sunt:
bioventilaţia şi bioaspiraţia;
biodegradarea în situ;
aplicarea de amendamente biologice cu ocazia lucrărilor solului
7.2. PROCEDEE DE BIOREMEDIERE ÎN SITU
7.2.1. Bioventilaţia şi bioaspiraţia
Bioventilaţia constă în favorizarea pătrunderii oxigenului în sol pentru a stimula
biodegradare aerobică a poluanţilor. Aportul de aer proaspăt fiind constant,
microorganismele din sol dispun de oxigen pentru descompunerea poluanţilor în situ.
Solul este aerat printr-o reţea de puţuri de injecţie şi de extracţie (comparabile cu
puţurile de aerare şi de extracţie amenajate pentru extracţia sub vid).
Dacă la extracţia sub vid se urmăreşte crearea unui flux puternic de aer pentru a
favoriza volatilizarea poluanţilor, prin procedeul de bioventilaţie, din contră, se menţine
un flux de aer suficient pentru a limita pe cât posibil producerea de efluenţi gazoşi şi
pentru a favoriza biodegradarea în sol.
Se poate ameliora eficacitatea bioventilaţiei prin adăugarea de nutrienţi solului;
această operaţie de îmbogăţire este uneori dificil a fi realizată.
Principiul bioaspiraţiei, care este o tehnică inovativă este descris în figura 7.2.
Printr-un tub de aspiraţie se elimină poluantul care pluteşte pe pânza
freatică; de asemenea, prin acelaşi tub se face şi aerarea solului.
Aerarea se face ca in cazul bioventilaţiei, ea favorizează volatilizarea şi
biodegradarea poluanţilor în situ.
Vaporii de poluant ce ajung la suprafaţă sunt evacuaţi direct în atmosferă
sau după o tratare adecvată.
70
Bioventilatie Bioventilatie
Aer Aer
Flux orizontal PLNUA Panza freatica
Apa subterana
Tub de aspiratie
Pompa
de vid
Evacuare / tratare
a efluentilor gazosi
Separator
ulei - apa
Evacuare
PLNUA
Evacuarea
apei
Fig. 7.2. Schema de principiu a sistemului de bioaspiraţie
Spre deosebire de instalaţiile de extracţie sub vid a poluanţilor, instalaţiile de
bioventilaţie-bioaspiraţie sunt dimensionate la capacităţi mult mai mici de aspiraţie; de
fapt se datorează, pe de-o parte, condiţiei de menţinere a poluanţilor un timp mai
îndelungat în zona de biodegradare, iar pe de altă parte, reducerii ponderii operaţiilor
fizice în procesul de decontaminare.
În prezent, bioventilaţia şi bioaspiraţia se utilizează pe scară largă la
decontaminarea solurilor şi apelor subterane poluate cu hidrocarburi petroliere. Ca
exemplu, în SUA aceste tehnici sunt utilizate în mod curent la decontaminarea
terenurilor aferente aviaţiei militare şi depozitelor de carburanţi pentru armată.
Randamentele de degradare a poluanţilor prin această metodă depăşesc 90%,
valori corespunzătoare unor durate de decontaminare de doar câteva săptămâni.
7.2.2. Biodegradarea în situ
Biodegradarea în situ presupune aplicarea operaţiilor de biodecontaminare direct
în mediul afectat de poluare (sol, subsol, acvifer) şi nu necesită excavarea solului. Se
71
recomandă, în special, în cazul unei extensii importante a poluării, atât în profunzime cât
şi în lateral (este utilă pt. depoluarea solului/subsolului de sub clădiri).
Biodegradarea în situ este o metodă pretenţioasă şi presupune o cunoaştere
exactă a sistemului hidrologic (permeabilitate, grosimea acviferului, viteza apei
subterane etc), dar şi a parametrilor chimici ai zonei poluate (pH, conţinut de anioni şi
metale grele etc).
În practica biodegradării în situ există mai multe variante aplicative care au la
bază acelaşi principiu: introducerea în interiorul zonei contaminate a nutrienţilor şi a
oxigenului, în scopul creării unor condiţii favorabile biodegradării poluanţilor organici.
Procedeul clasic prevede injecţia în subsol a apei în care sunt dizolvate fosforul,
azotul şi oxigenul, fapt ce accelerează reacţia aerobă destinată anihilării poluanţilor.
Dacă poluarea afectează numai zona nesaturată, soluţia care conţine nutrimentele şi
oxigenul se administrează în sol prin aspersiune la suprafaţa acestuia.
Frecvent, poluarea cu produse organice se extinde atât în zona nesaturată cât şi
în zona saturată. În această situaţie pot fi aplicate două sisteme distincte de
biodegradare în situ:
►sistemul pasiv
►sistemul activ.
Sistemul pasiv(figura 7.3) presupune administrarea soluţiei cu substanţe
nutritive şi oxigen , atât prin aspersiune, deasupra zonei contaminate, cât şi prin puţuri
sau foraje de injecţie instalate în amonte de zona contaminată.
Dacă poluantul pluteşte la suprafaţa pânzei freatice, administrarea soluţiei
nutritive se face preponderent prin aspersiune.
72
Fig. 7.3. Schema sistemului pasiv de biodegradare în situ
Sistemul activ (figura 7.4) se bazează pe administrarea soluţiei cu nutrienţi şi
oxigen prin puţuri sau foraje situate în amonte de zona contaminată, fiind prevăzut în
plus cu puţuri sau foraje de pompare a apei, situate în aval de zona contaminată.
Se face o recirculare a apei, care înainte de a fi reinjectată în subsol este
decontaminată într-o unitate specializată. Utilizarea sistemului activ de biodegradare în
situ permite obţinerea unor randamente de depoluare mult mai bune decât în cazul
aplicării sistemului pasiv.
Efectele pozitive ale sistemului activ se datorează mişcării de convecţie a apei în
subsolul contaminat, ceea ce conduce la o stimulare pronunţată a biodegradării
poluanţilor.
73
Fig.7.4. Schema sistemului activ de biodegradare în situ
În majoritatea cazurilor de biodegradare în situ, se utilizează flora bacteriană
autohtonă, specifică zonei contaminate. Uneori, pentru demararea rapidă a procesului
de biodegradare, în mediul contaminat sunt introduse bacterii autohtone selecţionate in
laborator.
Parametrul principal care influenţează fezabilitatea proceselor biologice ca
metodă de remediere a straturilor acvifere poluate îl reprezintă biodegradabilitatea
compuşilor chimici poluanţi. Aceasta este evaluată prin raportul între oxigenul biologic
cerut BOD şi oxigenul chimic cerut COD, compuşi biodegradabili fiind cei care au acest
raport cu valoare mai mari de 0,1.
Biodegradarea în situ este aplicabilă solului şi acviferelor contaminate cu poluanţi
biodegradabili cum sunt: hidrocarburile petroliere (motorina, pentaclorofenolul), solvenţii
(acetone, cetone, alcooli), compuşii aromatici (benzina, toluenul, xilenul, fenolul).
Conţinutul în substanţe nutritive al solului influenţează ritmul de desfăşurare a
activităţii biologice. Raportul optim între nutrienţi pentru o activitate biologică eficientă
este următorul: carbon/azot/fosfor = 100/10/1.
Factorul care reduce aplicabilitatea acestei metode îl reprezintă structura
hidrogeologică a acviferului. Distribuţia neuniformă a mărimii granulelor mediului poros,
tipul de sol şi permeabilitatea acestuia la aer şi apă reprezintă caracteristici importante
care afectează esenţial procesul aerob de degradare.
74
Mediile cu permeabilitate mai mare de 10-4 cm/s sunt considerate ca favorabile
aplicării biodegradării în situ.
Un exemplu privind aplicarea acestui procedeu este reprezentat de
biodegradarea în situ efectuată de firma BRGM Orléans/Franţa asupra sitului Port aux
Pétroles din Strasbourg poluat cu 65 m3 de motorină (figura 7.5).
Înainte de biodecontaminare s-a realizat o pompare selectivă a poluantului apoi
s-a instalat un sistem de biodegradare în situ, costituit dintr-un puţ central de
pompare/extragere a apei poluate şi 8 puţuri de injecţie. După 4 luni (1990) de aplicare
a biodegradării în situ, concentraţia în hidrocarburi s-a redus cu cca 50-90% (figura 7.6).
Fig. 7.5. Schema unei instalaţii pilot de biodegradare în situ, amplasată de BRGM Orleans la Port aux
Pétroles/Franţa
75
Fig. 7.6. Rezultatele obţinute prin biodegradarea în situ la Port aux Pétroles
7.2.3. Aplicarea de amendamente biologice cu ocazia lucrărilor solului
Aşa după cum s-a văzut deja, tehnicile de bioremediere vizează modificarea
disponibilităţii poluanţilor şi concentraţia lor, precum şi viteza reacţiilor de biodegradare.
Prin lucrările solului şi amendamentele aplicate, normal în stratul superficial, se
urmăreşte modificarea proprietăţilor astfel încât să se activeze degradarea microbiană a
poluanţilor.
Această tehnică necesită controlul principalelor caracteristici ale mediului cum
sunt pH-ul, conţinutul în apă, temperatura, concentraţia în oxigen şi concentraţia
nutrimentelor, factori care influenţează toţi asupra biodegradării.
În cadrul acestei metode, lucrările solului accentuează aerarea şi permite
incorporarea unor produse/amendamente (resturi de scoarţă, turbă sau agenţi speciali
ce contribuie la creşterea volumului solului), a nutrienţilor şi a microorganismelor.
În anumite cazuri, se utilizează microorganisme produse prin inginerie genetică
sau aclimatizate (adică adaptate mediului). Cu ajutorul diverselor substanţe se
amendează solul, rezultând o creştere în volum acestuia ceea ce favorizează creşterea
capacităţii de reţinere a apei sau a permeabilităţii lui pentru aer, sau crearea unei surse
de carbon pentru microorganisme.
Desigur, această metodă nu poate fi utilizată decât pentru poluanţii biodegradabili
cum sunt hidrocarburile aromatice policiclice (HAP) şi pentaclorofenolii (PCP).
76
CAPITOLUL 8. SPĂLAREA SOLULUI IN SITU
8.1.CARACTERISTICI GENERALE
Spălarea solurilor este o metodă fizică sau fizico-chimică, utilizată pentru
eliminarea fazei reziduale de poluant imobilizat în matricea solului.
Principiul spălării în situ constă în infiltrarea în sol a apei, care are ca efect
antrenarea mecanică şi solubilizarea poluanţilor, colectarea în aval şi pomparea la
suprafaţă a apei purtătoare de poluanţi.
Sistemul de spălare cuprinde instalaţii de drenare la suprafaţă sau galerii de
infiltraţie prin care lichidele de spălare penetrează în sol (figura 8.1).
Soluţia lichidă (apă + reactivi de spălare + poluanţi) este recuperată printr-un puţ
puţin adânc sau printr-un sistem de drenare subteran, apoi este pompată la suprafaţă şi
tratată.
Put de extractie TranseeGalerie de infiltrare Strat de sediment drenant
Zona de spalare
Zona saturata izolata
Zona saturata neizolata
Stratul 1
(formatiune acvifera
superioara)
Stratul 2
(formatiune acvifera inferioara)
Fig. 8.1. Spălarea solului în situ
După îndepărtarea poluanţilor din lichidul de spălare, acesta poate fi reciclat. Ca
reactivi de spălare, care se pretează la acest procedeu, se utilizează hidroxidul de
sodiu, diverşi alcooli etc.
Spălarea solului în situ este adecvată pentru eliminarea unor poluanţi organici,
poluanţi anorganici solubili, metale grele etc. Spălarea se aplică cu succes în solurile
permeabile.
În cazul solurilor neomogene şi puţin permeabile, eficacitatea acestei metode
este în mod considerabil mai redusă.
Costul spălării este, în general, mediu, el depinzând de soluţia utilizată.
77
Această tehnică prezintă inconvenientul că necesită o tratare foarte riguroasă a
soluţiei încărcate cu poluanţi, pentru a împiedicată extinderea contaminării.
Introducerea în sol a unor soluţii susceptibile de a avea efecte negative asupra
echilibrului fizico-chimic al solului alarmează potenţialii utilizatori. Din acest motiv se
recomandă, pe cât posibil, execuţia spălării fără reactivi, chiar dacă se prelungeşte
durata depoluării.
Avantajele spălării solului în situ:
• procedeul este uşor adaptabil în teren, aplicarea lui se face cu uşurinţă;
• randamentul de depoluare este ridicat în cazul solurilor permeabile;
• costul destul de scăzut al lucrărilor de depoluare.
Inconveniente:
• limitarea aplicabilităţii procedeului la soluri omogene şi permeabile;
• durata destul de lungă a depoluării (luni sau chiar ani de zile).
8.1.1. Spălarea cu apă caldă şi abur
O variantă a spălării în situ o reprezintă spălarea cu apă caldă şi abur, această
metodă favorizând o mobilizare mai rapidă şi mai eficientă a poluanţilor spre locul de
captare (figura 8.2).
78
Fig. 8.2. Spălarea solului în situ cu apă caldă (A) şi abur (B)
Apa caldă se injectează în amonte, printr-un puţ, şi formează un con de
acumulare deasupra nivelului hidrostatic, fapt ce permite atât spălarea solului în zona
contaminată, cât şi a stratului superficial al acviferului.
În aval, un puţ de pompare a apei determină formarea unui con de depresiune
care atrage şi captează poluanţii. Astfel, se asigură între cele două puţuri un front de
apă caldă, care se deplasează din amonte spre aval şi care antrenează prin spălare
poluanţii fixaţi în matricea solului (fig. 8.2. A).
Injectarea aburului în subteran conduce la recuperarea, într-un timp relativ scurt,
a poluanţilor organici volatili VOC sau semivolatili SVOC, reţinuţi în structura mediului
poros la saturaţie reziduală (fig. 8.2. B).
Tehnologia este atractivă în special pentru compuşii cu solubilitate redusă de tip
NAPL(Non Aqueous Phase Liquids), pentru care alte tehnici de remediere a mediului
subteran sunt mai puţin eficiente.
Remobilizarea compuşilor cu solubilitate redusa ,NAPL, prin injectarea aburului în
mediul permeabil implică umătoarele mecanisme:
• transportul aburului în zona poluată din secţiunea puţurilor de injecţie;
• încălzirea zonei poluate, ceea ce conduce la vaporizarea şi creşterea
mobilităţii poluantului;
• crearea unui gradient de presiune pentru controlul mişcării poluanţilor şi al
frontului de abur condensat, spre punctul de recuperare.
79
Eficienţa procesului de dislocare depinde de presiunea vaporilor de NAPL
saturaţi, la temperatura aburului. Compuşii NAPL cu puncte de fierbere sub 175oC pot fi
recuperaţi eficient, ca fază separată, prin injectarea aburului.
Depoluarea optimă, prin injectarea aburului, presupune recuperarea aproape în
întregime a poluantului, imediat după ce aburul a străbătut toată zona poluată. După
această perioadă, cantitatea de poluant recuperată este mică şi, în consecinţă,
injectarea aburului trebuie întreruptă treptat.
Dificultatea în această tehnologie o reprezintă proiectarea echipamentelor care
să controleze mişcarea aburului, astfel încât acesta să străbată uniform zona poluată.
Studiile realizate până în prezent arată că cel mai eficient sistem de injectare - colectare
este constituit dintr-o combinaţie de puţuri de injectare - aspiraţie, optim aplasate în
perimetrul zonei poluate.
Procedeele descrise mai sus sunt destul de greu de controlat însă, cu toate
acestea, asigură o eficienţă de depoluare mult mai ridicată decât spălarea simplă sau
pomparea, la o durată a procesului de depoluare mult diminuată.
Din gama procedeelor de spălare în situ face parte şi procedeul Holzmann care
se bazează pe spălarea solului la presiune înaltă.
Acest procedeu a fost experimentat în Germania, pentru depoluarea unui sit
contaminat cu gudroane şi cianide, şi constă în injecţia subterană a apei la o presiune
de 500 daN/cm2 şi un debit de 300 l/min printr-un tub de oţel cu diametrul de 1,5 m ce
pătrunde vertical în sol depăşind adâncimea zonei contaminate (figura 8.3).
80
Fig. 8.3. Schema spălarii solului în situ la presiune înaltă (procedeul Holzmann)
Introducerea tubului în sol se face cu ajutorul unui vibrator. Dacă zona poluată
este mai extinsă, se poate utiliza o reţea de tuburi montate unul lângă altul. Spălarea
solului se realizează prin efectul energiei cinetice create de injecţia apei la presiune
înaltă, această energie fiind suficientă pentru dislocarea solului, dezaglomerarea
granulelor şi desprinderea poluanţilor fixaţi în matricea solului şi pe suprafaţa granulelor.
Amestecul, format din particulele de sol dizlocat şi poluanţi este pompat la suprafaţă
unde se face separarea solului de poluanţi. După decontaminare, solul curat este
reintrodus în tuburile goale, iar apa eliberată de poluanţi poate fi refolosită în operaţia de
pompare la presiune înaltă.
Nivelul apei în tuburile de presiune se menţine, printr-o reglare automată, la
aceiaşi cotă cu nivelul hidrostatic, evitându-se o eventuală migrare a apei contaminate
în zonele deja depoluate.
81
Din acest procedeu s-au desprins şi alte procedee cum ar fi:
• procedeul care presupune ridicarea graduală a apei de la baza tubului
spre suprafaţă şi evacuarea din tub a unei suspensii care conţine doar granulele fine de
sol şi poluanţii;
• procedeul care prevede injectarea în tub, odată cu apa, a unor bacterii şi
substanţe nutritive în scopul realizării unei decontaminări prin biodegradare în situ.
Datorită preciziei sale ridicate, procedeul de spălare a solului la presiune înaltă
este avantajos în cazul unor decontaminări punctiforme.
El poate fi aplicat la decontaminarea unor zone poluate, situate sub construcţii,
caz în care forajele se execută oblic.
Inconveniente: raza redusă de acţiune curativă a unui tub; necesitatea unei
decontaminări suplimentare la suprafaţa solului.
ALTE MATODE DE DEPOLUARE A ZONEI NESATURATE
8.2. TRATAREA TERMICĂ A SOLULUI ÎN SITU
Tratarea termică a solului în situ, cunoscută şi sub denumirea de vitrificare,
constă în încălzirea solului la temperaturi înalte şi transformarea acestuia, după răcire,
într-un material vitros, inert şi stabil din punct de vedere chimic.
În figura 8.4 se prezintă schema de principiu a decontaminării solului prin
vitrificare în situ. Topirea solului se realizează prin introducerea în zona contaminată a
patru electrozi alimentaţi de la o sursă de curent electric.
Deoarece solul în stare uscată nu este bun conducător de electricitate, între
electrozi se pune la suprafaţă un strat de foiţe de grafit şi sticlă friată (fig. 8.4). Acest
strat are rolul de a demara şi activa reacţia termică din sol.
82
Fig. 8.4. Vitrificarea în situ a solului contaminat
Zona contaminată este supusă unor temperaturi de cca. 1370oC prin efectul
termic al curentului electric.
La această temperatură, solul, format preponderent din aluminosilicaţi se topeşte
şi se transformă într-o sticlă silicatică în care toţi compuşii prezenţi sunt topiţi sau
vaporizaţi. Pe măsură ce zona topită se extinde, ea încorporează elementele nevolatile
iar compuşii organici sunt distruşi prin piroliză.
Deasupra zonei în curs de decontaminare se instalează un capac ermetic,
prevăzut cu o gură de aspiraţie a gazelor rezultate prin reacţia termică.
Gazele evacuate sunt tratate separat, funcţie de specificul poluanţilor din
componenţa lor.
După terminarea reacţiei chimice şi răcirea materialului topit, acesta este într-o
stare stabilă, inert din punct de vedere chimic şi lipsit de elemente lixiviate.
Vitrificarea este dependentă de o serie de factori care o pot face mai mult sau
mai puţin aplicabilă.
Compoziţia solului este importantă deoarece ea determină topirea şi apoi
solidificarea într-o formă stabilă.
Solurile care conţin mai mult de 30% SiO2 şi mai mult de 1,4% Na2O +
K2O sunt favorabile aplicării vitrificării.
Zonele poluate, situate la adâncimi cuprinse între 2 – 8 m sunt optime
tratării prin vitrificare; în cazul zonelor poluate situate aproape de suprafaţă apar
83
probleme legate de captarea vaporilor degajaţi iar în cazul celor situate la adâncimi mai
mari se impune realizarea excavaţiilor pentru amplasarea electrozilor.
Vitrificarea este indicată pentru soluri cu permeabilitatea mai mare de 10-4
cm/s.
Tratarea termică a solului în situ (vitrificarea) a fost testată cu succes în peste
130 de cazuri, fiind selectată de US - Environmental Protection Agency ca o tehnologie
viabilă de depoluare.
Avantajele vitrificării în situ:
are avantajele procedeelor aplicabile în situ – nu necesită excavarea
solului;
prin tratare termică, solul din zona contaminată se transformă într-un
material vitros, inert şi stabil din punct de vedere chimic.
Inconveniente:
transformarea solului într-o rocă sterilă, impermeabilă, fără valoare
agricolă;
există riscul migrării poluanţilor volatili în afara zonei tratate;
consum mare de energie;
dacă solul contaminat conţine multă apă, poate creşte durata operaţiilor
ceea ce conduce la creşterea costurilor.
8.3. EXTRACŢIA ELECTROCINETICĂ
Depoluarea solurilor prin extracţie electrocinetică sau electroreabilitarea constă în
extracţia electrocinetică a poluanţilor din sol şi apă subterană prin deplasarea controlată
a poluanţilor în mediul subteran umed sub acţiunea unui câmp electric creat de doi
electrozi.
Schema de principiu a unui sistem de depoluare electrocinetică este prezentată
în figura 8.5. În mediul contaminat sunt instalaţi doi electrozi (un anod şi un catod), care
sunt alimentaţi de la o sursă de curent continuu de putere ridicată. Distanţa dintre
electrozi este de 3 m.
84
Fig. 8.5. Schema de principiu a procedeului de depoluare electrocinetică
Sub acţiunea curentului electric, în mediul subteran se desfăşoară următoarele
fenomene care favorizează extracţia poluanţilor:
electroosmoza, care generează mişcarea apei interstiţiale de la anod spre
catod; amploarea mişcării este funcţie de mobilitate, de gradul de hidratare şi de sarcina
ionilor şi particulele prezente în mediul subteran; mobilitatea osmotică este de ordinul a
5.10-9 m2/Us, în care Us este diferenţa de potenţial aplicată solului;
electroforeza, care presupune separarea coloizilor de materialele în
suspensie prin transfer de sarcină; acest tip de mişcare se înscrie în intervalul 10-
10÷3.10-9 m2/Us;
electroliza, care determină descompunerea unor substanţe ţinând seama
de mişcarea relativă a ionilor spre cei doi electrozi, fără a include mişcarea de transport
indusă de faza lichidă; mobilitatea medie a ionilor în acest caz este de 5.10-8 m2/Us.
Cationii metalici pozitivi se concentrează la catod (Cu2+, Zn2+, Cd2+, Pb2+ etc), în
timp ce la anod se grupează anionii (SO42-, Cl-, CN-, OH- etc).
85
După traversarea membranelor semipermeabile ale electrozilor, ionii sunt extraşi
din mediul subteran prin pompare şi sifonare, urmând purificarea şi apoi reintroducerea
apei în spaţiul electrozilor.
Stimularea extracţiei electrocinetice a poluanţilor se poate face prin adăugarea în
soluţia reciclată a unor aditivi chimici, cum ar fi HCl (pentru catod), NaOH (pentru anod)
sau agenţi complexanţi.
Este important ca, în timpul procesului de extracţie electrocinetică, să fie
controlate caracteristicile fizico-chimice ale mediului subteran (pH-ul, concentraţia în
anumiţi ioni, carbonaţi etc), putându-se face corecturile necesare prin intermediul
soluţiei reciclate din spaţiul electrozilor. Astfel, se evită precipitarea sărurilor pe electrozi
şi colmatarea sistemului de extracţie.
Această metodă se utilizează pentru extragerea ionilor metalici din sol şi apa
subterană. Este eficace mai ales pentru solurile poroase (cuprinse între argile şi nisipuri
fine), dar puţin permeabile, îmbibate cu apă. Această caracteristică reprezintă avantajul
cel mai important al extracţiei electrocinetice, deoarece aproape toate procedeele de
decontaminare în situ impun o bună permeabilitate a solului.
O variantă de aplicare a electroreabilitării este crearea unei bariere electrice la
nivelul pânzei freatice. O astfel de barieră se realizează prin instalarea în mediul
subteran a unui şir de cupluri electrodice (anod-catod), care este poziţionat
perpendicular pe axa de migrare a apei şi deci a fluxului de poluanţi.
Randamentul de depoluare al extracţiei electrocinetice depinde de:
consumul energetic;
durata depoluării;
caracteristicile poluanţilor şi ale mediului contaminat.
Consumul de energie electrică este destul de ridicat, fiind de 40÷400 kWh/t de
sol. Costul operaţiilor de decontaminare depind de gradul de contaminare, de tipul
poluantului şi de capacitatea de schimb ionic a solului tratat. Estimativ, costul
electroreabilitării pe tona de sol se încadrează între: 75 ÷ 120 Euro.
Exemple de aplicare a electroreabilitării. În Olanda s-au făcut primele încercări şi
procedeul s-a aplicat la decontaminarea unor situri poluate, astfel:
• între 1987-1988 s-au făcut încercările pilot pentru decontaminarea a două
situri, un sit puternic poluat cu Pb iar celalalt cu Zn;
• în 1989 s-a realizat depoluarea unui sol argilos contaminat cu arsen ca
urmare a activităţii unei vechi fabrici de tratare a lemnului; concentraţia iniţiala a
arsenului in sol, extinsa pana la o adâncime de 2 m, era de 400-500 ppm iar dupa
86
numai trei luni de aplicare a electroreabilitarii, concentraţia a fost diminuată la 30 ppm
pentru 75 % din sit.
Avantajele electroreabilitării în situ:
• este o tehnică simplă aplicabilă în situ;
• asigură un randament ridicat la extracţia metalelor în cazul solurilor
puţin permeabile
Inconveniente:
• necesitatea utilizării şi a altor tehnici de depoluare dacă solul este
contaminat şi cu poluanţi orgaici;
• consumul energetic ridicat, ceea ce face această metodă mai puţin
economică.
8.4. FITOREMEDIEREA
Fitoremedierea este o tehnică inovatoare şi puţin costisitoare în care se
exploatează plantele ce posedă proprietăţi care le permit de a concentra, a degrada sau
a transforma poluanţii. Plantele care se utilizează pentru această formă de tratament
degradează poluanţii in vivo sau în limitele rizosferei. Poluanţii pot fi acumulaţi în
rădăcinile sau frunzele plantelor.
Această tehnică poate fi utilizată pentru tratarea unor suprafeţe mari unde
contaminarea este scăzută şi superficială. În aceste condiţii, procedeul de remediere
constă în cultivarea plantei specializate, iar prin recoltare se elimină poluanţii. Se poate
în continuare trata materia vegetală recoltată pentru a recupera, distruge (de ex. prin
incinerare) sau concentra poluanţii.
Avantajul important este acela că permite remedierea solului în situ fără a
perturba prea mult mediul înconjurător. Pe de altă parte, solul astfel tratat îşi conservă
proprietăţile sale fizice, chimice şi biologice naturale.
Fitoremedierea prezintă anumite limite:
• Prin această metodă nu se poate trata solul decât pe o adâncime redusă iar
eliminarea plantelor încărcate cu poluanţi poate pune o problemă.
• Cum remedierea rezultă din activitatea unei plante, zona tratată nu este
foarte profundă deoarece acţiunea plantei se limitează la rizosferă.
• Dacă planta nu transformă poluantul, acesta se acumulează simplu în
ţesuturile plantei, se impune utilizarea unor metode similare cu cele utilizate pentru
eliminarea deşeurilor periculoase.
Aplicarea efectivă a fitoremedierii implică dificultăţi importante legate de operaţiile
necesare anihilării poluanţilor concentraţi în plante. Se impune cu stricteţe ca aceste
87
plante să nu fie consumate de către om sau animale. Se evită astfel, îmbolnăvirile grave
generate de transferul poluantului dintr-un organism vegetal într-un organism animal.
Necesitatea anihilării poluanţilor concentraţi în plante, la care se adaugă durata
lungă a procesului de decontaminare reprezintă inconveniente majore care
descurajează aplicarea pe scară largă a fitoremedierii.
Menţionăm că,în anul 2010 studenţi de la Ingineria şi Protecţia Mediului în
Industrie, din cadrul UPM au făcut cercetări cu privire la testarea proprietăţii de
fitoremediere a unor plante de cultură (triticale, soia, rapiţă), plante care au fost cultivate
în vase de vegetaţie în care era sol contaminat, din zona fostului combinat BICAPA,
precum şi a Combinatului Azomureş .
Au fost urmărite fazele de creştere a plantelor , iar după recoltare, probe din
plantele uscate , dar şi din sol au fost analizate în cadrul laboratorului WESSLING, în
vederea determinării conţinutului în metale grele.
8.5. REMEDIEREA NATURALĂ
Remedierea naturală (bioremedierea pasivă) presupune degradarea poluanţilor
sub acţiunea microorganismelor prezente în mod natural în mediul contaminat.
În remedierea naturală, microorganismele consumă poluanţii pentru a se dezvolta
(a se hrăni), în condiţiile existenţei unei aerări şi a unor substanţe nutritive. Procesul de
remediere este eficient dacă mediul este propice pentru multiplicarea populaţiei
microbiene. Poluanţii trebuie să fie uşor accesibili microorganismelor(de ex. ele trebuie
să fie solubile în apa interstiţială) şi concentraţia lor trebuie să rămână la un nivel
netoxic pentru microfloră.
La început, trebuie stabilit dacă procesul poate fi operaţional, iar apoi se va
urmări evoluţia lui. Pentru a verifica dacă remedierea naturală este realizabilă se începe
prin a studia mediul contaminat pentru a determina dacă condiţiile sunt adecvate. Dacă
se constată insuficienţe, mediul se poate îmbogăţi adăugând nutrienţi sau alte
substanţe. Trebuie în continuare urmărit procesul pentru a determina dacă poluantul
este degradat.
Procesele naturale permit mai ales eliminarea compuşilor organici. Printre
poluanţii susceptibili de a fi eliminaţi se numără BTEX (Benzen, Toluen, Etilbenzen,
Xilen), HAP (Hidrocarburi Aromatice Policiclice) şi anumite hidrocarburi clorate.
Remedierea naturală se pare că este inoperantă când poluanţii sunt produse în
stare liberă sau reziduuri lichide ne-apoase.
88
CAPITOLUL 9. DEPOLUAREA SOLULUI DIN ZONA
NESATURATĂ ŞI SATURATĂ
9.1. SOLIDIFICAREA ŞI STABILIZAREA ÎN SITU
Solidificarea şi stabilizarea constă în introducerea în mediul subteran, în zona
poluată, a unor agenţi de tratare, în scopul realizării unuia dintre următoarele obiective:
modificarea caracteristicilor fizice ale poluantului, prin transformarea acestuia
din fază lichidă în fază solidă sau semisolidă;
reducerea solubilităţii poluantului.
Solidificarea presupune înglobarea într-un material solid a compuşilor poluanţi,
iar stabilizarea presupune transformarea poluanţilor în compuşi a căror solubilitate,
mobilitate şi toxicitate sunt mai reduse. Tehnicile de solidificare şi stabilizare se pot
aplica pentru imobilizarea metalelor grele, a unor compuşi radioactivi şi compuşi
organici.
Cei mai folosiţi agenţi de solidificare şi stabilizare sunt: cimentul Portland sau
cimentul de cuptor de ardere, piatra de var, varul ars, cenuşa, diferitele amestecuri ale
acestor materiale şi diferiţi lianţi organici, cum este asfaltul (tabelul 9.1). Amestecarea
între compuşii poluanţi şi agenţii de solidificare şi stabilizare se continuă în timpul
procesului de alimentare a zonei poluate cu aceşti agenţi, prin intermediul unor foreze.
În urma amestecării, rezultă un produs, fie sub forma unei mase solide continue, fie sub
formă granulară.
Eficienţa şi aplicabilitatea tehnicilor de solidificare şi stabilizare depind de o serie
de factori, care ţin seama mai ales de natura poluantului.
Tabelul 9.1.
Caracteristicile aplicării solidificării şi stabilizării în câteva situaţii reprezentative
Nr. crt.
Tipul de poluant
Starea fizică a mediului poluat
Agentul de tratare utilizat (liant)
Cantitatea de liant
1 Zn, Cr, Cd, Ni Sol/solid Ciment Portland 20%
2 Cu, Cr, Ni Nămol Ciment Portland 20%
3 Pb, Cd Deşeu (uscat) Ciment Portland, silicaţi Variabil 7-
15% (ciment)
4 Produse petroliere
Nămol Ciment Portland,
ingrediente (brevet) > 50%
5 Deşeuri de
petrol, Pb, Cr, As
Nămol Pulberi uscate cu
conţinut ridicat de CaO Variabil 15–
30%
89
6 Deşeuri acide,
PCB(>500ppm), dioxine
Nămol (vâscos) Var şi pulberi uscate 15% CaO 5% pulberi uscate
7 Sol saturat cu
prod. petroliere, Pb, PCB, As
Sol Tuf vulcanic şi
ingrediente (brevet) 30%
8 Pb Sol/solid Ciment Portland,
ingrediente (brevet)
15-20% ciment 5% ingrediente
9 Pesticide şi
compuşi organici
Nămol (variabilă) Ciment Portland, Pulberi
uscate ingrediente (brevet)
Variabil 5-15% (ciment)
Acest procedeu s-a dovedit a fi eficient pentru contaminanţii în care compuşii
organici volatili (COV) se găsesc în proporţie de sub 50 ppb; altfel, în timpul aplicării
solidificării sau stabilizării, COV vor volatiliza, reducând eficienţa procedeului.
Procedeul de solidificare cu aplicabilitatea cea mai extinsă constă în realizarea
unui amestec ciment-apă-sol poluat, amestec care după întărire formează un material
dur, nelixiviabil şi stabil în timp.
Procedeul de solidificare/inertare în situ presupune utilizarea unor echipamente
de lucru adecvate, asemănătoare forezelor clasice.
În figura 9.1 se prezintă schematic procedeul de inertare în situ, pus la punct de
firma americană S.M.W.Seiko. Solidificarea conform acestui procedeu se face prin
injecţia unei paste de ciment la nivelul burghiului de foraj. Liantul hidraulic este dozat
progresiv prin tubul prăjinii de foraj, iar amestecarea acestuia cu solul poluat se face
concomitent cu forarea.
După retragerea burghiului se obţine o coloană cimentată. Prin repetarea
continuă a procedeului, rezultă o serie de coloane succesive cimentate, tangente,
ajungându-se în final la solidificarea integrală a zonei contaminate.
Adâncimea maximă până la care se poate lucra este de cca 30 metri, iar
productivitatea instalaţiei este de cca 75 m3/zi.
Acest procedeu de inertare în situ este utilizat şi pentru realizarea pereţilor de
etanşare în jurul unei zone poluate din mediul subteran.
90
Fig. 9.1. Schema de principiu a procedeului S.M.W.Seiko, de inertare în situ
a solurilor poluate
O variantă a procedeului de solidificare/inertare în situ este procedeul Colmix,
pus la punct de firma Bachy. Acest procedeu este asemănător celui prezentat anterior şi
este utilizat atât pentru inertarea în situ a solurilor contaminate, cât şi a depozitelor de
deşeuri. Principiul procedeului Colmix este prezentat schematic în figura 9.2. Procedeul
presupune solidificarea directă a solului contaminat, utilizând o foreză specială echipată
cu burghie multiple şi cu un sistem de injecţie a pastei de liant hidraulic. Prăjinele cu
burghie multiple sunt ghidate pe verticală pentru execuţia forajelor care ajung în mod
curent la adâncimi de circa 40 m.
Fig. 9.2. Schema de principiu a procedeului Colmix de inertare în situ
a solurilor poluate
91
La coborâre, burghie multiple execută următoarele operaţii principale:
dizlocarea solului contaminat;
încorporarea în masa de sol contaminat a pastei de liant (ciment, var etc),
care este injectată axial prin prăjinele de foraj;
omogenizarea solului cu liantul hidraulic.
La ridicare, burghie multiple execută compactarea materialului compozit care se
întăreşte în timp şi devine inert.
Stabilizarea prin cimentare se aplică cu succes la decontaminarea solurilor
poluate cu metale grele (zinc, arsen, plumb, cadmiu, cupru). Un mare număr de teste,
efectuate în SUA, au evidenţiat o reducere cu peste 95 % a cantităţii de substanţe
lixiviate din solul poluat cimentat, faţă de solul netratat.
Avantajele solidificării/inertării solului în situ:
procedeul permite înlăturarea cvasitotală a riscului de migrare a poluanţilor
în mediu;
lucrările de depoluare nu necesită o urmărire şi un control riguros în timp,
deoarece nu se mai pune problema infiltraţiilor, emanaţiilor etc;
materialele utilizate sunt uşor de procurat şi relativ ieftine.
Ca dezavantaje ale procedeului pot fi amintite:
creşterea volumului de material în situ, prin adaosul de produse inertante;
volatilizarea parţială a produselor organice în timpul procesului de inertare;
dificultatea omogenizării corecte în situ a agenţilor imobilizanţi cu solul
contaminat.
9.2. FRACTURAREA PNEUMATICĂ SAU HIDRAULICĂ
În industria petrolului se utilizează această tehnică pentru fracturarea
formaţiunilor puţin permeabile cu scopul de a facilita recuperarea hidrocarburilor captate
în acestea. Ca tehnică de remediere, ea poate fi utilizată pentru tratarea solurilor şi a
stratului impermeabil (din roci) contaminat.
Fracturarea poate fi utilizată pentru creşterea eficacităţii procedeelor de pompare
şi de tratare sau pentru ameliorarea rezultatelor privind extracţia sub vid a poluanţilor din
solurile puţin permeabile.
Pentru remedieri de fineţe, se injectează, în mediul puţin permeabil, aer
(fracturare pneumatică) sau un lichid (fracturare hidraulică) sub presiune, ceea ce
provoacă formarea de fracturi. Fracturile formate, odată umplute cu un amestec compus
dintr-un material granular (nisip) şi un gel, constituie canale foarte permeabile prin care
92
se va putea, fie introduce în mediu agenţi de decontaminare, fie recupera mai uşor
poluanţii, prin pompare sau prin extracţie sub vid.
9.3. ANALIZA COMPARATIVĂ A PROCEDEELOR UTILIZATE PENTRU DEPOLUAREA
ZONEI NESATURATE
Frecvenţa utilizării anumitor procedee de remediere. Statisticile americane
asupra procedeelor de remediere a zonelor contaminate (figura 9.3) indică faptul că
anumite procedee sunt mai frecvent utilizate pentru eliminarea anumitor substanţe
poluante.
Astfel, pentru compuşii organici volatili (COV), extracţia sub vid este pe primul
loc, urmată de bioremedierea şi de tratarea termică. În cazul compuşilor organici semi-
volatili (COSV), bioremedierea este tehnica care domină, această tehnică fiind mai mult
utilizată decât extracţia sub vid şi tratarea termică. Pentru metale, se utilizează mai
adesea tehnica de spălare a solului cu apă (mai ales în afara sitului – tehnică care este
descrisă într-un curs ulterior) decât spălarea cu reactivi.
Fig. 9.3. Situaţia statistică privind frecvenţa utilizării anumitor procedee de remediere a zonelor
contaminate - în SUA
Comparaţia diferitelor procedee pe baza de criterii. Cea mai mare parte a
procedeelor descrise până acum figurează în tabelul 9.2. Se poate urmări sinteza şi o
comparaţie între diversele procedee din punct de vedere al aplicabilitătii, avantajelor,
inconvenientelor, costului, duratei tratamentului, disponibilităţii procedeului şi
procedeelor complementare.
93
Tabelul 9.2.
Analiza comparativă a procedeelor de depoluare a zonei nesaturate
Criteriu de
analiza
Extracţia sub vid
Bioventilaţia Proce-deele
termice
Spălarea cu reactivi de
spălare
Solidifica rea/inertare
a
Fracturarea hidraulică
Fracturarea pneumatică
Aplicaţii posibile
Fracţii volatile
Substanţe distilate medii
Benzină, motorină şi petrol brut
Motorină şi petrol brut
Compuşi volatili şi
semivolatili
Formaţiuni argilifere masive
Formaţiuni argilifere masive
Avantaje Procedeu verificat
operaţional Cost scăzut
Recuperarea HC cu
randament ridicat
Reducerea reziduurilor
-Rapiditate -Transfer de masă ridicat
Reducerea lungimii
canalelor de difuzie
Reducerea lungimii
canalelor de difuzie
Inconve-niente
Straturi de permeabilitate redusă a
solurilor stratificate
-Durata lungă a tratamentu-lui
-Straturi de permeabilitate
scăzută
- Lipsa uniformităţii
încălzirii - Cost ridicat
- Emulsii - Cost ridicat - Experienţă
limitată
-Echipa-ment de
mari dimensiuni
- Cost ridicat
- Numai la soluri puternic
consolidate -Ridicare de
suprafaţă
- Ridicare de suprafaţă
- Resorbţie a fracturi-lor pe lungime
Costa 25 $
b 23 $
b 62 $ 65 $ 125 $ 6 $
c 7 $
c
Durata tratamen
tuluia
9 luni 2 ani 50 zile 64 zile 50 zile 3 săptămâni
(numai fracturarea)
3 săptămâni (numai
fracturarea)
Disponi-bilitate
Procedeu răspândit
Procedeu răspândit
Procedeu puţin
răspândit
Procedeu puţin
răspândit
Procedeu puţin
răspândit
Procedeu foarte puţin răspândit
Procedeu foarte puţin răspândit
Tehnici comple-mentare
Fracturarea Desecarea
Fracturarea Încălzirea
Fracturarea Extracţia sub vid
Fracturarea Încălzirea Toate tehnicile de spălare cu
reactivi
Toate tehnicile de spălare cu
reactivi
Notă: a Costurile au fost determinate după informaţiile prezentate; pentru durata tratamentului, baza de referinţă a fost remedierea unui
teren cu sol stratificat contaminat cu benzină, cu 1000÷2000 ppm, la o zonă poluată de 30 x 30 x 4,5 m; b Se cuprind: 15.000 $ pentru concepţie; 20.000 $ pentru realizarea instalaţiei pilot; 20.000 $ pentru prelevare şi analiza solului
înainte şi după lucrările de remediere; c Această valoare se aplică numai la fracturare şi nu cuprinde lucrările de remediere ce trebuie făcute ulterior.
Se poate utiliza acest tabel pentru a trece în revistă diferitele opţiuni posibile în
vederea adoptării procedeului adecvat. De exemplu, dacă subsolul zonei ce urmează a
fi decontaminate este puţin permeabil, fracturarea poate fi prevăzută ca o tehnică
complementară.
Din contră, dacă este foarte permeabil şi înglobează poluanţi volatili, poate fi
indicată extracţia sub vid. Dacă se considera, costul şi durata tratamentului ca factori
importanţi, trebuie alese mai multe opţiuni şi se vor reţine acele opţiuni care corespund
criteriilor de durată şi cost fixate pentru tratament.
Costul remedierii în situ şi factorii ce influenţează asupra acestuia
În figura 9.4 este prezentată o sinteză care permite compararea din punct de
vedere al costului a diferitelor procedee de depoluare a zonei nesaturate aplicabile în
situ: solidificarea/inertarea, extracţia sub vid (fără tratarea efluenţilor gazoşi), extracţia
sub vid (cu tratarea efluenţilor gazoşi), bioremedierea, bioventilaţia, vitrificarea în situ,
încălzirea electrică, spălarea cu reactivi de spălare şi injecţia de vapori sau aer cald cu
extracţie.
94
Fig. 9.4. Costul ( în $) al aplicării în situ a diferitelor procedee de depoluare
a zonei nesaturate
Tehnicile cele mai puţin costisitoare sunt şi cele mai des utilizate. Acestea sunt
extracţia sub vid (cu sau fără tratarea efluenţilor gazoşi), bioremedierea şi bioventilaţia.
Celelalte metode, cu excepţia vitrificării în situ, costă aproape la fel, însă nu sunt prea
utilizate deoarece ele se aplică doar în condiţii particulare. Prin comparaţie, vitrificarea
în situ este extrem de scumpă din cauza consumului foarte ridicat de energie pe care o
necesită.
Remedierea unui sol puţin permeabil costă mai mult. În cazul procedeelor bazate
pe curgerea unui fluid (aer sau apă) în sol, tratarea durează mai mult timp şi costul este
mai ridicat dacă solul este puţin permeabil şi curgerea fluidului este dificilă. Astfel, costul
a şase tehnici comparate în figura 9.4 creşte dacă permeabilitatea pentru aer sau apă
este scăzută. Referitor la procedeele biologice, costul aplicării lor creşte când
temperatura mediului scade; dacă trebuie ridicată temperatura solului pentru stimularea
biodegradării atunci trebuie prevăzute cheltuieli suplimentare.
Solidificarea-stabilizarea in situ
Extractia sub vid (fara tratarea efl.gazosi)
Extractia sub vid (cu tratarea efl.gazosi)
Bioremedierea
Bioventilatia
Vitrificarea in situ
Incalzire cu curenti de inalta frecventa
Spalarea cu reactivi de spalare
Injectia de vapori sau de aer cald cu extractie
Factori ce conduc la
cresterea costului:
- Amestecarea mecanica dificila- Volum mic de tratat
- Permeabilitate scazuta (aer)
- Permeabilitate scazuta (aer)
- Permeabilitate scazuta (apa)
-Permeabilitate scazuta (aer)-Temperatura joasa
- Continut ridicat de apa in sol
-Continut ridicat de apa in sol-Temperatura de tratare ridicata
-Permeabilitate scazuta (apa)-Solubilizanti costisitori
- Permeabilitate scazuta (aer)
95
CAPITOLUL 10. PROCEDEE DE DEPOLUARE A SOLULUI
ŞI A APEI SUBTERANE DIN ZONA SATURATĂ
Din punct de vedere al remedierii este dificil de a stabili o distincţie între
remedierea solului şi a apelor subterane din zona saturată deoarece cele două medii
sunt în contact intim, iar interacţiunile chimice ce survin între ele sunt continue şi au un
caracter dinamic. Pentru decontaminarea solului din zona saturată separat de apele
subterane, singurul mijloc este de a-l excava pentru a fi tratat în afara sitului (această
tehnică va fi prezentată într-un curs ulterior), iar apa acumulată în zona excavată este
de asemenea tratată.
Adesea este necesară eliminarea unor produse în stare liberă cum ar fi:
hidrocarburile (benzina, petrolul brut, gudroanele de ulei), dar pot fi şi alte produse
organice lichide ca policlorbifenilii (PCB) sau percloretilena. S-a văzut în cursul 3, că
produsele în stare liberă pot fi mai uşoare decât apa (este vorba de lichide nemiscibile
mai uşoare decât apa - PLNUA) sau mai dense (lichide nemiscibile mai grele decât apa
- PLNGA), primele plutind pe pânza freatică, iar cele din urmă acumulându-se, de obicei
pe stratul impermeabil.
10.1. POMPAREA PRODUSELOR ÎN STARE LIBERĂ
Pomparea este unul dintre cele mai vechi procedee de depoluare a acviferelor şi
are aplicabilitatea cea mai extinsă. Dintre metodele de pompare cele mai utilizate sunt :
pomparea la suprafaţă a apei poluate din acvifer (pomparea simplă);
pomparea selectivă a poluanţilor care plutesc la partea superioară a
acviferului;
combinaţii ale pompării cu alte metode de separare a poluanţilor.
10.1.1. Pomparea simplă
Se aplică mai ales în cazul contaminării apei subterane cu poluanţi solubili şi
puţin adsorbabili, în acvifere cu permeabilitate bună.
Punerea în aplicare a acestei metode presupune realizarea unor puţuri sau foraje
care pătrund în zona contaminată a acviferului şi care sunt echipate cu pompe pentru
evacuarea apei poluate. Alegerea pompei se face, în principal, funcţie de: înălţimea de
pompare, H şi debitul mediu, Qm. De asemenea, la alegerea pompei trebuie să se ţină
seama de pierderea de sarcină în conducte şi accesorii precum şi de condiţiile de
96
aspiraţie: temperatură, presiunea lichidului, vâscozitate etc. Puterea absorbită de pompă
se calculează cu relaţia:
HQgP m
abs
(10.1)
sau
367
HQP m
abs [kW] (10.2)
în care: γ este greutatea specifică a lichidului, în daN/dm3;
Qm – debitul mediu, în m3/h;
H – înălţimea de pompare, în m;
Puterea motorului electric de antrenare se va determina cu relaţia:
absem PP 1,1.. [kW] (10.3)
După pompare la suprafaţă, apa poluată este supusă decontaminării prin diferite
procedee (stripping, adsorbţie pe cărbune activ, biodegradare etc). În urma
decontaminării, apa poate fi deversată în apele de suprafaţă din apropiere, poate fi
utilizată în diferite domenii sau poate fi reintrodusă în acvifer prin puţuri şi foraje de
injecţie. Reintroducerea apei în acvifer este posibilă atât în amonte, cât şi în aval de
puţurile şi forajele de pompare.
În figura 10.1 este prezentat schematic procesul de pompare, depoluare şi
reintroducere în acvifer a apei subterane, puţul de injecţie fiind amplasat în amonte de
puţul de pompare.
Reintroducerea apei subterane în acvifer, prin amplasarea puţului de injecţie în
aval de puţul de pompare (figura 10.2), permite blocarea hidraulică a poluanţilor prin
inversarea locală a sensului de curgere a apei subterane.
Numărul puţurilor şi forajelor de pompare şi injecţie, debitul şi locul amplasării lor
sunt elementele cheie ale depoluării acviferelor prin pompare simplă.
Dacă se cunosc în mod detaliat caracteristicile hidrogeologice ale acviferului
poluat, pomparea simplă poate fi realizată, exploatată şi controlată cu uşurinţă. Punerea
în aplicare a metodei nu necesită cheltuieli mari cu investiţiile şi se poate realiza cu
destulă rapiditate.
Prin aplicarea pompării simple, concentraţia poluanţilor în apă scade destul de
lent în timp, ajungând la o limită inferioară, adesea, neconvenabilă. Scăderea în
continuare a concentraţiei poluanţilor sub această limită, numită concentraţie reziduală,
este posibilă numai după pomparea unor volume foarte mari de apă, fapt ce necesită un
timp îndelungat de depoluare, asociat unor costuri exagerate.
97
Fig. 10.1. Amplasarea puţului de injecţie în amonte de puţul de pompare
QI
Injecţie
QE
Pompare
Zona contaminată
Epurare
Fig. 10.2. Amplasarea puţului de injecţie în aval de puţul de pompare
Costurile depoluării prin pompare simplă variază funcţie de natura acviferului (de
exemplu, o permeabilitate bună corespunde unui cost relativ scăzut) şi funcţie de
caracteristicile poluanţilor (poluanţii adsorbabili, de exemplu, necesită un timp mai
îndelungat de depoluare şi deci, implică un cost mai ridicat). Costurile sunt influenţate,
de asemenea, de cheltuielile cu cercetarea preliminară, de echipamentul de lucru, de
punerea în aplicare, de controlul parametrilor de lucru şi de manoperă.
Inconveniente:
Rezultatele pompării simple nu sunt pe măsura aşteptărilor iar durata
depoluării este mare (putând atinge uneori câţiva ani).
98
10.1.2. Pomparea selectivă.
Este adecvată pentru depoluarea apelor subterane contaminate cu hidrocarburi
(benzina, petrolul brut) dar şi cu alte produse organice (PLNUA), care plutesc la interfaţa
dintre zona saturată şi zona nesaturată.
În figura 10.3 este prezentat schematic un exemplu de depoluare a unui acvifer
contaminat cu hidrocarburi mai uşoare decât apa (PLNUA).
Sistemul de pompare selectivă se bazează pe utilizarea a două pompe conexe,
fiecare având un rol distinct, amplasate în acelaşi puţ sau în două foraje apropiate:
pompa de apă este instalată în interiorul acviferului şi are rolul de a crea
un con de depresiune în care sunt atrase hidrocarburile plutitoare.
pompa specială pentru evacuarea hidrocarburilor acumulate în partea
superioară a acviferului
Apa evacuată prin pompare este epurată la suprafaţă sau este deversată în
apele de suprafaţă din apropiere. Există şi posibilitatea reintroducerii apei epurate în
acvifer prin puţuri sau foraje adecvate acestui scop. Uneori se recomandă o blocare
hidraulică a poluanţilor, prin injecţia apei în foraje situate în aval. De obicei, pompa de
apă funcţionează permanent pentru menţinerea conului de depresiune şi atragerea
hidrocarburilor, iar pompa de hidrocarburi este activă doar în prezenţa unui strat
consistent de hidrocarburi.
Fig. 10.3. Schema pompării selective prin utilizarea a două pompe
99
Exploatarea celor două pompe este controlată prin sonde conductivimetrice care
permit funcţionarea pompei superioare numai în prezenţa hidrocarburilor şi care opresc
pompa inferioară în cazul coborârii stratului de hidrocarburi până la nivelul de aspiraţie
al acesteia.
Hidrocarburile evacuate selectiv sunt colectate în rezervoare sau cisterne putând
fi ulterior valorificate sau distruse în mod controlat.
Aplicarea pompării selective în condiţii de mediu favorabile, permite obţinerea
unui randament ridicat de depoluare. Se recomandă ca această metodă să fie aplicată
imediat după poluarea accidentală cu produse mai uşoare decât apa (PLNUA), în
vederea stopării fenomenului de migrare a poluanţilor în zona saturată. Astfel, se va
recupera selectiv cea mai însemnată cantitate din produsele poluante.
Aplicarea cu succes a acestei metode depinde, în mare măsură, de corelarea
optimă a debitelor de pompare. Debitul optim de pompare trebuie să permită evacuarea
selectivă a poluanţilor plutitori, fără a favoriza o creştere a poluării reziduale.
Charbeneau şi colab. propun următoarea relaţie pentru determinarea debitului optim de
pompare a hidrocarburilor:
w
oo
r
R
sTQ
ln
2
(10.4)
în care:
s este coborârea nivelului hidrostatic la pomparea unui debit de apă Qw, fără
hidrocarburi;
To – transmisivitatea stratului de hidrocarburi plutitoare;
R – raza de influenţa a puţului de pompare a apei;
rw – raza efectivă a puţului;
7ln wr
R (printr-o estimare raţională).
Transmisivitatea stratului de hidrocarburi plutitoare se poate calcula cu relaţia:
ro
o
wwo kbKT
(10.5)
în care: Kw este permeabilitatea mediului pentru apă;
νw – vâscozitatea cinematică a apei;
νo – vâscozitatea cinematică a hidrocarburilor plutitoare;
bo – grosimea stratului de hidrocarburi;
kr – permeabilitatea relativă pentru stratul de hidrocarburi, care este funcţie de
textura rocilor şi de grosimea aparentă a stratului de hidrocarburi;
100
Grosimea aparentă a stratului de hidrocarburi plutitoare se poate afla prin
măsurare directă în puţul de pompare.
Diferenţa între grosimea reală şi cea aparentă a stratului de hidrocarburi se
datorează capilarităţii. În formaţiunile cu textură fină, unde porii sunt de dimensiuni
reduse, franjul capilar şi grosimea aparentă a stratului de hidrocarburi sunt mai mari
decât în formaţiunile cu textură grosieră.
Inconvenientele acestei metode de depoluare sunt reprezentate prin:
Randamentul relativ redus de depoluare (50÷80% în condiţiile cele mai
favorabile);
Durata lungă de timp a procesului de depoluare.
O legătură între cantitatea de hidrocarburi recuperate prin pompare selectivă şi
durata pompării a fost stabilită de o echipă de cercetători condusă de Guillemin şi Roux
(figura 10.4).
Fig. 10.4. Relaţia dintre cantitatea de hidrocarburi recuperate prin pompare selectivă şi durata pompării
10.1.3. Combinaţii ale pompării cu alte metode de separare a poluanţilor.
Combinaţiile pompării cu alte metode de separare a poluanţilor se deosebesc,
faţă de metoda prezentată anterior, prin faptul că în locul pompei de hidrocarburi se
utilizează alte sisteme de colectare/separare: plutitor selectiv, bandă hidrofobă etc.
101
Utilizarea plutitorului selectiv, reprezentat schematic în figura 10.5, presupune
amplasarea acestuia în stratul de hidrocarburi (tip ulei), format în conul de depresiune.
Odată captat în interiorul plutitorului, poluantul este vehiculat, cu ajutorul unei pompe, la
un bazin situat la suprafaţa solului.
Banda hidrofobă sau oleofilă, asigură atât separarea hidrocarburilor de apă, cât
şi transportul acestora pe verticală până la suprafaţa solului. (figura 10.6). Utilizarea
acestui sistem de depoluare se dovedeşte oportună atunci când hidrocarburile plutitoare
sunt dispuse în strat subţire la partea superioară a acviferului sau atunci când ele nu se
detaşează net de apa subterană, ci formează împreună cu aceasta o emulsie la
suprafaţa acviferului.
Fig. 10.5. Schema plutitorului selectiv destinat colectării hidrocarburilor
102
Fig. 10.6. Schema sistemului de recuperare a hidrocarburilor din acvifer cu bandă hidrofobă
Banda este confecţionată dintr-un material hidrofob iar datorită acestui fapt
picăturile de hidrocarburi oleofile aderă selectiv la suprafaţa benzii şi rămân ataşate de
aceasta în timpul transportului pe verticală până la suprafaţa solului. Desprinderea
hidrocarburilor de pe suprafaţa benzii hidrofobe se face cu ajutorul unui raclor care are
şi rolul de a dirija produsul colectat spre un bazin tampon.
10.2. BIOREMEDIEREA ÎN SITU
În practică, bioremedierea este utilizată, mai ales, pentru decontaminarea
mediilor contaminate cu hidrocarburi. Această metodă poate conduce la obţinerea unor
rezultate bune şi în cazul apelor subterane contaminate, însă de obicei principalul factor
limitant este cantitatea de oxigen. Există mai multe moduri de a alimenta mediul
subteran cu oxigen, substanţe nutritive şi alte suplimente:
103
10.2.1.Pomparea cu reinjectarea apei
Acest procedeu vizează, în principal, stimularea biodegradării în situ. El constă în
extragerea apelor subterane pentru a le reinjecta în sol după îmbogăţirea acestora.
Schema din figura 10.7 este o reprezentare simplificată a acestei tehnici. În acest
exemplu, se arată că apele subterane sunt extrase printr-un puţ de extracţie, apoi, după
adăugarea de reactivi, se reinjectează printr-un puţ de injecţie.
Fig. 10.7. Schema bioremedierii în situ prin pomparea şi reinjectarea apei
Ca urmare a reintroducerii apei în sol, are loc:
accelerare a biodegradării poluanţilor precum şi
spălare cu reactivi a solului din zona saturată.
Substanţele adăugate în apa reinjectată stimulează dezvoltarea
microorganismelor, favorizând astfel biodegradarea. În plus, prin migrarea spre puţul de
extracţie, apa reinjectată curăţă solul de substanţele poluante ce le conţine.
În figura 10.8 se prezintă mai detaliat elementele unui sistem de pompare –
tratare – reinjectare utilizat pentru decontaminarea apelor subterane şi a solului.
Printr-un astfel de sistem, se aplică un tratament fizico-chimic al apei pentru
eliminarea metalelor continuându-se apoi prin tratarea în bioreactor unde
microorganismele degradează poluanţii organici.
104
O parte a apei ce rezultă din bioreactor este deversată pe sol şi penterează prin
percolare. Această apă conţine biomasă activă care degradează poluanţii prezenţi în
sol. Restul apei este ajunge într-un separator unde fracţiile lichide sunt separate de cele
solide.
Fig. 10.8. Schema bioremedierii în situ prin pomparea, tratarea şi reinjectarea apei
10.2.2. Barbotarea
Barbotarea se poate aplica în scopul obţinerii a două efecte, care pot fi urmărite
separat sau împreună:
- accelerarea biodegradării şi
- volatilizarea poluanţilor.
Barbotarea constă în injectarea aerului sub presiune sub pânza freatică. Se
injectează aer direct în acvifer pentru a furniza oxigen şi astfel a favoriza biodegradarea,
şi/sau pentru a extrage poluanţii din apele subterane prin stripare.
Poluanţii volatilizaţi care migrează spre suprafaţă pot fi recuperaţi într-un puţ de
extracţie sub vid, iar apoi ei sunt pompaţi la suprafaţă unde sunt trataţi în mod adecvat.
În ceea ce priveşte modul de migrare a aerului în zona saturată, Hinchee
semnalează faptul că aerul circulă, mai degrabă, ca un lichid prin canale.
Difuzând prin aceste canale, oxigenul din aer trece în apă, în timp ce poluanţii
sunt transferaţi din apă în aer.
Din cauza acestui mod de curgere, numai anumite părţi din acvifer sunt expuse
aerului injectat. În consecinţă, biodegradarea nu se produce decât în apropierea căilor
de curgere unde există oxigen.
105
10.3. IZOLAREA / BLOCAREA HIDRAULICĂ
Blocarea hidraulică a migrării poluanţilor se aplică provizoriu, în regim de urgenţă,
când poluanţii au atins pânza freatică şi ameninţă să se deplaseze spre sursele de apă
potabilă sau apele de suprafaţă. Stoparea migrării poluanţilor, prin blocare hidraulică, se
face prin instalarea unor puţuri sau sonde de pompare cu priza sub nivelul zonei
contaminate, şi evacuarea apei în exterior (figura 10.9).
Amplasarea unui puţ de extracţie în fata penei poluante, din care se va pompa
apa poluată care necesită, desigur, tratare înainte de evacuare, va stabiliza avansarea
acesteia (figura 10.10). O astfel de soluţie trebuie să fie însoţită şi de măsuri de control
şi remediere a zonei sursei de poluare
Fig. 10.9. Blocarea hidraulică a migrării poluanţilor
106
În practică, aplicarea acestei măsuri se face, adesea, ataşând puţului de extracţie
şi un puţ de injectie amplasat în amonte de zona poluată, cu scopul creşterii gradientului
hidraulic şi pentru a avea un control mai bun al curentului subteran. În figura 10.11 este
prezentată o astfel de soluţie, aplicată în cazul unei poluări cu produse petroliere. Prin
folosirea de puţuri duble pentru extracţie respeciv pentru injecţie, izolarea zonei poluate
este mai sigură, iar cantitatea de apă vehiculată poate fi redusă, acest lucru conducând
la reducerea costurilor de exploatare.
Pentru aplicarea cu succes a acestei metode, este important a se aborda corect
următoarele probleme:
- alegerea numărului de puţuri;
- amplasarea puţurilor;
- determinarea debitelor de pompare şi injectare.
Modelarea matematică a solutiei propuse, dar şi măsurătorile pe instalaţiile pilot,
sunt adesea utilizate pentru a fundamenta parametrii de functionare ai unor astfel de
instalaţii de izolare hidraulică.
Avantaje:
simplitatea şi uşurinţa punerii în aplicare;
costurile scăzute.
Observaţie: Prin acest procedeu nu se rezolvă problema poluării ci se asigura
doar timpul necesar pentru pregătirea unei intervenţii curative cu caracter definitiv.
10.4. METODE FIZICE DE IZOLARE A POLUANŢILOR
Izolarea este o tehnică de blocare a migrării poluanţilor din apele subterane care
constă în închiderea fizică a mediului contaminat prin intermediul unui sistem etanş de
protecţie. Etanşarea se aplică funcţie de situaţia specifică în care se găseşte zona
poluată şi poate fi realizată în diferite moduri:
etanşare prin închidere laterală completă;
etanşare prin închidere parţială şi devierea apei subterane din amonte.
Această tehnică este aplicată în special în cazul în care mărimea zonei subterane
poluate nu este considerabilă, cum ar fi, spre exemplu, depozitele de deşeuri spălate de
apele de precipitaţii, aşa cum se prezintă în figura 10.12. În astfel de cazuri, rolul
ecranelor este de a închide curentul de apă subteran în limitele zonei poluate şi de a
stopa extinderea ariei acesteia.
107
Fig. 10.12. Vedere în plan şi în secţiuneb printr-un sistem de ecranare
Fig. 10.13. Controlul şi evacuarea substanţelor lixiviate şi a gazelor din zona poluată,
în cazul etanşării cu pereţi laterali ancoraţi în substratul impermeabil
108
Realizarea ecranelor impermeabile se poate face după mai multe scheme
constructive, alegerea lor făcându-se funcţie de caracteristicile specifice zonei,
respectiv, funcţie de localizarea ariei poluate. La aceste sisteme de izolare a poluanţilor
este important să se facă controlul şi recuperarea substanţelor solubilizate precum şi a
emanaţiilor gazoase (fig. 10.13).
Realizarea izolării fizice a poluanţilor din apele subterane se face, practic, prin:
- pereţi din amestec de materiale naturale;
- perdele formate prin injecţie de amestec de materiale;
- perdele din plăci ondulate de oţel.
Pereţi din amestec de materiale naturale
Realizarea pereţilor din amestec de materiale naturale se face prin săparea unei
tranşeei în jurul întregii zone contaminate (sau doar în jurul unei părţi) şi prin umplerea
acesteia cu un amestec de materiale (argilă, bentonită, apă) care după întărire,
constituie un obstacol impermeabil ce blochează curgerea apelor subterane. Realizarea
tranşeelor se face cu excavatorul, lătimea uzuală a tranşeelor este de 0,6-1,0 m,
adâncimea până la 10 m.
Perdele formate prin injecţie de amestec de materiale
Există numeroase asemănări între pereţii realizaţi din amestecuri de materiale
naturale şi perdelele formate prin injecţie de amestec de materiale, diferenţa esenţială
este legată de modul de realizare: perdelele sunt create prin injecţia amestecului de
materiale în găuri realizate cu ajutorul unei foreze clasice iar pereţii prin umplerea
tranşeelor cu amestec de materiale naturale. Injecţia amestecului de materiale naturale
în spaţiile interstiţiale ale solului se face la presiune ridicată, cu ajutorul unor metode şi
echipamente diverse. Amestecul de materiale este injectat în numeroase găuri, situate
una lângă alta, în jurul zonei contaminate, astfel încât să se formeze o perdea sau
perete. Amestecul de materiale poate fi constituit din: bentonită, ciment, silicaţi, masă
lemnoasă, produse chimice organice.
Perdele din plăci ondulate de oţel
Este posibil a izola zona subterană poluată prin introducerea unor plăci în sol
împrejurul acesteia sau doar în jurul unei părţi a acesteia. Plăcile sunt ondulate din oţel
şi pot fi introduse în sol cu ajutorul unui berbec de batere. Aşa cum se indică în fig.
10.14, plăcile se îmbină una cu cealaltă pentru a forma o suprafaţă continuă. Plăcile
utilizate pot avea dimensiuni variate şi pot fi introduse la adâncimi de până la 20 m sau
chiar mai mult.
109
Fig. 10.14. Exemplu privind utilizarea perdelelor din plăci ondulate de oţel pentru izolarea apei subterane
şi recuperarea acesteia
Alegerea uneia dintre cele trei variante practice de izolare, prezentate mai sus, se
poate face ţinându-se seama de anumiţi factori, cum sunt cei prezentaţi în tabelul 10.1.
Avantajele şi inconvenientele pereţilor / perdelelor din amestec de materiale
naturale şi a perdelelor din plăci ondulate de oţel sunt prezentate în tabelul 10.2.
Tabelul 10.1.
Factori ce trebuie examinaţi pentru utilizarea pereţilor / perdelelor din amestec
de materiale naturale sau a perdelelor din plăci ondulate de oţel
Caracteristicile mediului
Pereţi din amestec de materiale
naturale
Perdele formate prin injecţie de amestec de materiale
Perdele din plăci ondulate de oţel
Adâncimea stratului impermeabil
< 10 m Nici o restricţie < 20 m(sau mai mult, dacă se
dispune de un echipament specializat adecvat)
Hidrologie Indiferent de situaţie, până la adâncimea
maximă.
Indiferent de situaţie. Posibilitatea de injectare a amestecului de materiale naturale numai în anumite
formaţiuni geologice.
Indiferent de situaţie, până la adâncimea maximă.
Geologie/ Geomorfologie
Săparea tranşeelor este dificilă în stratul impermeabil din rocă şi în anumite soluri.
Amestecul de materiale naturale poate colmata spaţiile interstiţiale numai a anumitor
soluri. Creşte rezistenţa solurilor moi.
Introducerea perdelelor din plăci ondulate de oţel este imposibilă
în stratul din rocă. Poate fi necesar un suport suplimentar în
cazul unui sol foarte moale.
Tipul poluanţilor
Trebuie asigurată compatibilitatea între
amestecul de materiale naturale şi
poluanţi
Trebuie asigurată compatibilitatea între
amestecul de materiale naturale şi poluanţi
Anumiţi poluanţi sunt corozivi pentru oţel. În această situaţie este necesar ca plăcile să fie
tratate anticoroziv.
Starea apelor subterane după
Apele subterane se vor infiltra în jurul şi/sau sub obstacol. Trebuie recurs la modelare pentru determinarea debitelor şi a traiectoriilor de curgere. În anumite cazuri, apa subterană
110
aplicarea metodei de izolare
se acumulează în spatele obstacolului. Funcţionarea puţurilor de extracţie existente poate fi influenţată.
Condiţii la suprafaţă
Trebuie să existe condiţiile necesare pentru ca materialele şi echipamentele să poată fi dirijate până la zona contaminată. Trebuie obţinut de la proprietar autorizaţia de a implanta
pereţii/perdelele de izolare pe proprietate.
Infiltraţia la suprafaţă
Este bine a se acoperi suprafaţa delimitată prin pereţii de izolare cu scopul prevenirii infiltrării apei în mediul subteran contaminat. O altă soluţie constă în instalarea unui sistem de drenaj sub locul contaminat pentru a colecta lichidele care se infiltrează şi a le pompa la
suprafaţă spre o instalaţie de tratare.
Tabelul 10.2.
Avantajele şi inconvenientele pereţilor / perdelelor din amestec de materiale
naturale şi a perdelelor din plăci ondulate de oţel
Factor Pereţi din amestec de
materiale naturale Perdele formate prin injecţie de
amestec de materiale Perdele din plăci ondulate
de oţel
Costul
Mai ieftin decât perdelele formate prin injecţie de amestec
de materiale şi perdelele din plăci de oţel dacă se utilizează
pentru adâncimi sub 10 m.
Mai ieftin perdelele ondulate din plăci de oţel.
Costisitor, mai ales în cazul în care trebuie utilizate
metode de batere speciale sau plăci groase de oţel.
Riscurile potenţiale
pentru mediu
Tipul materialelor din amestecul utilizat trebuie sa fie aprobate
de organismele abilitate.
Unele materiale pot sa aibă un anumit grad de toxicitate.
Materialele din amestecul utilizat trebuie sa fie aprobate de
organismele abilitate.
Nici un risc.
Durata de viaţă
Pereţii se pot coroda sau dizolva după 30 – 40 de ani.
Pereţii solidificaţi se pot fisura.
Anumite materiale injectate se pot coroda sau dizolva după 30 – 40
de ani.
Perdelele se pot coroda în mediu acid, dacă nu au fost
protejate anticoroziv.
Eficacitatea Eficacitate maximă dacă pereţii
sunt realizaţi corect.
Este dificil a se determina gradul de etanşeitate. Materialul injectat
poate să nu colmateze toate spaţiile interstiţiale.
Eficacitate maximă dacă plăcile sunt instalate corect.
Adâncimea stratului
impermeabil 10 m Nici o restricţie 20 m
Disponibili-tatea
(facilitatea de instalare)
Echipamentul utilizat în mod curent poate să sape tranşee la
adâncimi de cca 5 m. Prin utilizarea unui echipament specializat se poate atinge
adâncimea de 10 m.
Disponibilitate limitată. Instalarea este adesea
complicată, chiar pentru operatori experimentaţi.
Plăcile ondulate din oţel sunt uşor de procurat. De
asemenea, echipamentul de batere este accesibil.
NOTA: Deoarece prin izolare poluanţii nu sunt distruşi ci doar imobilizaţi, aceste procedee au o
durabilitate limitată în timp şi nu reprezintă o soluţie definitivă.
10.5. IZOLAREA PRIN INTERMEDIUL BARIERELE REACTIVE
Reprezintă o variantă foarte recentă a procedeului de izolare. Acest procedeu
constă în eliminarea fizico-chimică a produselor poluante prin plasarea unei bariere
verticale, realizate cu mijloace tehnice similare cu cele utilizate pentru crearea pereţilor
/perdelelor de izolare. Pereţii vericali ai barierelor sunt umpluţi cu produse reactive şi
sunt dispuşi de aşa manieră astfel încât să intercepteze apele subterane. În cadrul
aceleiaşi tehnici se pot utiliza filtrele biologice.
111
CURSUL 11. PROCEDEE DE DEPOLUARE ÎN AFARA
SITULUI A APELOR SUBTERANE ŞI TRATAREA
EFLUENŢILOR GAZOŞI
11.1. PROCEDEE DE DEPOLUARE ÎN AFARA SITULUI A APELOR SUBTERANE
În figura 11.1 se pot urmări etapele de tratare a apelor subterane contaminate,
precum şi principalele tehnici utilizate în acest scop. Desigur, niciun sistem de tratare nu
presupune utilizarea simultan a tuturor procedeelor, însă, anumite sisteme pot cuprinde
până la trei procedee în serie.
Fig. 11.1. Etapele de tratare a apelor subterane contaminate şi principalele tehnici utilizate
Apa extrasă poate fi pretratată sau trimisă fie spre un aparat de stripping cu aer
sau spre alte tipuri de sisteme de tratare. Pretratarea serveşte pentru eliminarea
compuşilor anorganici nocivi şi a substanţelor în suspensie.
În tabelul 11.1 se prezintă procedeele comerciale şi tehnicile în curs de
dezvoltare ce pot fi utilizate pentru eliminarea poluanţilor organici şi anorganici din apa
extrasă din mediul subteran. Procedeele comerciale (clasice) sunt accesibile pe piaţă şi
sunt utilizate în mod curent pentru depoluarea apelor subterane poluate. Procedeele
112
inovative sunt tehnici în curs de experimentare şi alegere a parametrilor de tratare a
substanţelor poluante, în plus, pentru acestea nu există date complete care să permită
determinarea costului şi a eficacităţii tratării în diverse condiţii.
Tabelul 11.1.
Tehnici de tratare în afara sitului şi stadiul lor de dezvoltare
Nr.crt. Tehnica de tratare Stadiul de dezvoltare
I. Poluanţi organici
1 Separatoare Comercial
2 Aparat de stripping cu aer Comercial
3 Aparat de stripping cu vapori Anumite procedee sunt în stadiul comercial
4 Filtre cu carbon activ Comercial
5 Membrane Comercial
6 Sisteme de oxidare Pe cale de a atinge stadiul comercial
7 Bioreactor cu nămol activat Comercial
8 Bioreactor cu cultură fixată Comercial
9 Procedeu biofizic Comercial
II. Poluanţi anorganici
10 Precipitare alcalină Comercial
11 Coagulare Comercial
12 Schimb de ioni Comercial
13 Adsorbţie Comercial
14 Filtrare Comercial
15 Reducere Comercial
16 Membrane Comercial; membrane în curs de dezvoltare
17 Oxidare Comercial
11.1.1. Pretratarea apelor subterane extrase
Apele subterane extrase conţin uneori produse anorganice nocive care trebuie
eliminate înaintea depoluării/tratării propriu-zise a acestora. Dacă nu sunt eliminate, ele
pot reduce eficacitatea procedeului de tratare. Pretratarea se face prin intermediul unor
procedee chimice sau fizice la care se recurge în mod obişnuit pentru eliminarea fierului
şi manganului dizolvat, pentru reducerea durităţii apei şi înlăturarea substanţelor în
suspensie.
Pentru a obţine o apă cu caracteristicile cerute pentru tratare, se pot pretrata
apele brute subterane cu ajutorul uneia sau a mai multor tehnici descrise în continuare:
113
aerarea : aerul oxidează fierul şi manganul dizolvat, formându-se
precipitaţi anorganici;
oxidarea chimică: sub acţiunea agenţilor oxidanţi cum ar fi peroxidul de
hidrogen (H2O2), bioxidul de clor (ClO2) şi permanganatul de potasiu (KMnO4), fierul şi
manganul dizolvat se convertesc în precipitaţi anorganici;
ajustarea pH-ului: se utilizează acizi şi baze puternice pentru a aduce pH-
ul apei la valoarea cerută pentru tratare;
filtrarea : filtrele reţin substanţele în suspensie prezente în apa brută
precum şi precipitaţii anorganici formaţi în timpul aerării şi/sau a tratării chimice;
dedurizarea : prin utilizarea unor produse chimice care să reducă duritatea
apei.
11.1.2. Recuperarea produselor în stare liberă
Pentru recuperarea produselor în stare liberă prezente în apa extrasă, se
utilizează separatoare, care nu pot fi folosite decât la separarea fazeleor nemiscibile de
apă. Separarea se bazează pe diferenţa de densitate între apă şi produsul în stare
liberă recuperabil. Se recurge la acest procedeu pentru separarea dintr-o soluţie apoasă
a produselor petroliere rafinate, cum ar fi diversele uleiuri şi benzina.
Separatorul este în general o cuvă cu şicane prevăzută cu un dispozitiv pentru
evitarea efectului de scurt-circuit. Apele subterane extrase sunt deversate în cuvă prin
partea de sus, printr-o extremitate a acesteia; stratul de produse petroliere care se
formează la suprafaţă este înlăturat iar apa tratată este evacuată prin cealaltă
extremitate a cuvei. Produsele recuperate pot fi reciclate sau distruse prin incinerare.
11.1.3. Eliminarea poluanţilor organici dizolvaţi
Pentru eliminarea poluanţilor organici dizolvaţi în apele subterane, se poate
recurge la procedee cum sunt: stripping-ul cu aer; stripping-ul cu vapori; oxidarea;
adsorbţia pe cărbune; biodegradarea şi separarea prin membrană.
Procedeul stripping cu aer în coloană (figura 11.2) datează de la începutul
anilor 1970, când era utilizat pentru îndepărtarea gazelor (CO2, SH2 şi NH3) dizolvate în
apă. Are ca principiu realizarea unui contact energic între apă şi aer, amestecul apă-aer
determină trecerea compuşilor volatili din faza lichidă în faza gazoasă. Poluanţii care pot
fi eliminati din apă prin acest procedeu sunt în general compuşii organici volatili.
Parametrul esenţial al sistemului de aeraţie este durata contactului aer-apă.
Dispozitivul de aerare a apei este format dintr-o coloană lungă de câţiva metri,
umplută cu materiale inerte (bile, inele, lamele etc) care realizează o structură poroasă
114
specifică, bazată pe un raport maxim între suprafaţă şi volum. Configuraţia internă a
coloanei asigură transferul de masă în condiţii tehnico-economice optime. Principalele
elemente constructive ale coloanei de aerare sunt prezentate schematic în figura 11.3.
Fig. 11.2. Depoluarea apei subterane prin procedeul stripping în coloană
115
Fig. 11.3. Elementele constructive ale coloanei de stripping
Pompa de aer (suflanta) reprezintă unul din elementele de bază ale coloanei.
Orificiile de ieşire ale aerului sunt astfel dimensionate încât să asigure o presiune
minimală de aer. Sistemul de evacuare a vaporilor din coloană împiedică antrenarea în
aer a unor mari cantităţi de apă.
Apa poluată este introdusă în coloană, pe toată secţiunea acesteia, cu ajutorul
unui sistem de distribuţie adecvat. Între baza coloanei şi placa de susţinere a
materialului de umplutură se află spaţiul destinat introducerii aerului, precum şi bazinul
de colectare a apei depoluate.
Circulaţia în contracurent a aerului în raport cu apa, de-a lungul coloanei de
umplutură, determină transferul poluanţilor volatili din faza lichidă în faza gazoasă. Apa
depoluată poate fi deversată în emisar sau poate fi folosită în diverse procese, funcţie
de caracteristicile acesteia.
Vaporii colectaţi la partea superioară a coloanei sunt în continuare supuşi unor
operaţii de tratare, în vederea blocării, neutralizării sau distrugerii poluanţilor. În acest
scop se aplică în mod curent adsorbţia pe cărbune activ şi oxidarea, operaţii care îşi
116
dovedesc utilitatea în toate procedeele de depoluare bazate pe circulaţia aerului.
Adsorbţia pe cărbune activ este folosită mai ales pentru solvenţii cloraţi care sunt
adsorbiţi cu uşurinţă datorită slabei lor solubilităţi, precum şi datorită dimensiunii reduse
a moleculei lor. Cărbunele uzat poate fi reciclat de 5-6 ori fără o pierdere pregnantă a
capacităţii de adsorbţie. Concentratul de poluanţi fixaţi în cărbunele activ se poate
depozita în condiţii de siguranţă prin metode de izolare-etanşare.
Oxidarea este, de asemenea, utilizată în mod curent pentru distrugerea
poluanţilor din vaporii rezultaţi în urma aplicării stripping-ului în coloană. Ea se
devedeşte viabilă chiar şi în cazul unor poluanţi mai dificil de tratat, cum ar fi sulfurile şi
cianurile. În mod curent sunt aplicate oxidarea cu ozon, care este agentul oxidant cel
mai puternic, şi oxidarea termică, care presupune incinerarea gazelor cu poluanţi în
prezenţa oxigenului.
11.1.4. Eliminarea poluanţilor anorganici dizolvaţi
Pentru eliminarea poluanţilor organici dizolvaţi în apele subterane, se recurge la
procedee cum sunt: oxido-reducerea, adsorbţia, separarea prin membrană, schimbul de
ioni, precipitarea, coagularea-flocularea şi filtrarea. Aceste tehnici permit, nu numai
eliminarea poluanţilor anorganici, cum sunt metalele grele ( cadmiu, cupru, plumb,
mercur), nitraţii şi substanţele totale dizolvate, ci şi creşterea sau scăderea pH-ului.
Oxido-reducerea. Adesea, pentru a elimina fierul dizolvat în apele subterane se
recurge la oxidare. Dacă pH-ul se situează între 7 si 7,5, fierul este uşor oxidat,
transformându-se în fier feritic insolubil. Cum s-a văzut la pretratare, este suficient să se
aereze apa pentru ca fierul să se transforme în fier feritic. Fierul nu este un metal toxic,
dar este o substanţă anorganică nocivă, deoarece cauzează probleme, în anumite
cazuri, aparatelor utilizate pentru eliminarea altor componente din apă.
Contrar fierului, cromul hexavalent este un metal greu toxic. Ca şi fierul, cromul
este solubil în apă la pH ridicat. În procedeul de eliminare se exploatează insolubilitatea
cromului trivalent la pH ridicat:
- se coboară pH-ul apei de tratat sub 3, apoi se adaugă o substanţă de
reducere chimică, cum ar fi anhidrida sulfuroasă, pentru a transforma cromul hexavalent
în crom trivalent, care precipită când creşte pH-ul.
Se utilizează de asemenea un procedeu de reducere chimică pentru eliminarea
plumbului şi a mercurului.
Oxido-reducerea nu necesită decât un echipament simplu şi reactivi care se
utilizează în mod curent. Costul cu investiţiile şi cheltuielile de exploatare sunt puţin
ridicate; procedeul este uşor a fi pus în practică.
117
11.2. TRATAREA EFLUENŢILOR GAZOŞI
Este necesară, uneori, tratarea efluenţilor gazoşi sau a emisiilor gazoase, cu
scopul de a elimina sau distruge poluanţii care sunt conţinuţi în acestea. Sunt
consideraţi efluenţi gazoşi emisiile ce rezultă din tratarea apelor subterane sau a solului,
cele ce provin direct de la suprafaţa solului sau a apelor subterane, sau cele rezultate
prin aplicarea metodelor de ventilare în situ. Cu toată diversitatea surselor de
provenienţă a efluenţilor gazoşi, numărul procedeelor de tratare a efluenţilor gazoşi
rămâne relativ redus.
Sursele de efluenţi gazoşi sunt numeroase şi uneori imprevizibile. Trebuie
evaluat fiecare loc şi fiecare proiect de depoluare pentru a identifica eventualele surse
de efluenţi gazoşi. Principalele surse sunt:
emisiile pasive provenind direct din zonele contaminate:
- metanul produs prin biodegradarea naturală a materiei organice;
- gazul sulfurat produs prin degradarea materiei organice;
- compuşii organici volatili sau semivolatili eliminaţi prin porii solurilor
contaminate;
- praful ridicat de vânt;
- scăpările de gaz din rezervoarele neetanşe.
emisiile rezultate din tratarea în situ a solurilor şi apelor subterane poluate:
- extracţia sub vid;
- încălzirea solului pentru volatilizarea poluanţilor;
- barbotarea;
- bioventilarea (bioventingul);
- strippingul cu vapori.
emisiile rezultate din lucrări de excavare sau din alte intervenţii de
suprafaţă:
- emisiile volatile eliminate din soluri, sedimente sau din deşeuri;
- praful ridicat de către utilajele de construcţie;
- gazele de eşapament de la motoare şi vehicule.
emisiile rezultate din tratarea în afara sitului a apelor subterane poluate:
- strippingul cu aer;
- lagunele, bazinele de echilibrare, bazinele de stocare şi alte suprafeţe
de apă expuse;
- unităţile de filtrare;
- metodele de tratare biologică;
118
- camerele de aerare;
- instalaţiile de stocare şi de amestec a produselor chimice.
emisiile rezultate din tratarea în afara sitului a materiilor solide:
- suprafeţele expuse a materiilor solide pe durata stocării, manipulării şi
amestecării;
- gazele de combustie din incineratoare;
- gazele produse în instalaţiile de desorbţie termică;
- reactoarele pentru tratarea biologică a nămolurilor;
- împrăştierea nămolurilor pe sol.
11.2.1. Procedee de tratare a efluenţilor gazoşi
Există numeroase procedee de tratare a efluenţilor gazoşi. Cele mai importante
grupe de procedee de tratare sunt prezentate în figura 11.4.
Fig. 11.4. Principalele grupe de procedee de tratare a efluenţilor gazoşi
11.2.1. Procedee de desprăfuire
Se prezintă în continuare procedeele şi echipamentele care au ca funcţie
principală eliminarea prafului şi a particulelor.
119
Filtrele: modelul cel mai frecvent utilizat este filtrul cu saci din ţesătură a
cărui pori sunt cu un diametru prestabilit. Aerul traversează filtrul, dar particulele a căror
mărime este superioară diametrului porilor sunt reţinute.
Desprăfuitoarele umede: aceste echipamente utilizează un jet de apă sau
o soluţie pentru extragerea prafului din efluenţii gazoşi. Prin încărcarea apei cu praf,
praful şi particulele se îngreunează şi sunt dirijate prin gravitatie într-un rezervor de
colectare. Anumite modele permit, de asemenea, extragerea unor compuşi gazoşi
(clorul, compuşii sulfuraţi şi compuşii nitroşi) prin pulverizarea unei soluţii reacive cum
este soda caustică (NaOH).
Desprăfuitoarele electrostatice: acestea supun efluenţii gazoşi unui câmp
electric. Particulele încărcate electrostatic sunt forţate de câmpul electric a se lega în
ansamblu şi sunt antrenate spre un filtru.
Hidrocicloanele: utilizează efectul vortex; efluenţii gazoşi intră cu viteză
ridicată în partea superioară a unei camere elicoidale. Gazele sunt antrenate în jos prin
mişcarea elicoidală. Forţa centrifugă aplicată apasă particulele pe peretele camerei.
Odată ajuns la fundul acestei camere, efluentul este redirijat în sus prin centrul camerei.
Particulele mai grele se depun pe fundul camerei, de unde ele sunt extrase.
11.2.2. Adsorbţia pe cărbune
Adsorbţia pe cărbune este metoda folosită, în special, pentru tratarea poluanţilor
în faza gazoasă. Cărbunele activ este un adsorbant puternic a produselor chimice
organice. S-a calculat pentru un anumit tip de cărbune activ că suprafaţa de adsorbţie a
numai 6 grame de cărbune se ridică la 4000 m2. După utilizare, cărbunele poate fi
„reactivat” prin încălzire sau prin procedee chimice. Încălzirea are avantajul că se distrug
compuşii chimici organici reţinuţi în cărbunele utilizat.
Sistemele de adsorbţie pe cărbune sunt foarte eficace pentru majoritatea
produselor organice şi pentru anumiţi compuşi anorganici, şi sunt convenabile pentru
tratarea de debite mari. Pe piaţă există diverse modele diferenţiate prin mărimea şi
capacitatea acestora.
Deoarece sistemele de tratare a efluenţilor gazoşi prin adsorbţie pe cărbune activ
sunt predispuse îmbâcsirii cu apă, este importantă dezumidificarea efluenţilor ce trebuie
trataţi care au conţinutul în apă peste 40-50%. De asemenea, substanţe cum sunt
microorganismele, praful şi compuşii anorganici pot cauza îmbâcsirea sistemelor de
adsorbţie.
11.2.3. Condensarea
120
Condensarea este o tehnică foarte frecvent utilizată pentru tratarea efluenţilor
gazoşi foarte calzi, şi în particular a efluenţilor produşi de sistemele de tratare termice.
Acest procedeu simplu constă în răcirea suficientă a efluenţilor gazoşi până ce poluanţii
determinaţi trec în faza lichidă; ei sunt transformaţi într-un lichid pur sau amestec. Acest
procedeu permite, de asemenea, extragerea surplusului de apă dintr-un efluent gazos.
Prin reglarea cu minuţiozitate a temperaturii unităţii de răcire, se pot extrage diverşi
compuşi organici în stare pură în diverse etape ale procesului de tratare. Răcirea se
realizează cu ajutorul compresoarelor (de ex. grupuri frigorifice tipice) sau prin a lăsa să
treacă efluentul gazos printr-un lichid (de ex. apă foarte rece) sau un solid rece.
11.2.4. Incinerarea
Incinerarea este o metodă verificată şi eficace de distrugere a poluanţilor organici
în faza gazoasă. Incineratoarele concepute pentru poluanţii gazoşi sunt mult mai eficace
decât cele utilizate la eliminarea lichidelor şi solidelor, deoarece distribuţia căldurii şi a
poluanţilor în interiorul incintei de ardere este net mai uniformă. Oxidarea poluanţilor
este deci mai uniformă şi mai completă. Incineratoarele pot trata debite mari de gaze în
condiţiile menţinerii unui grad de distrugere superior la 99,99%.
Oxidarea majorităţii produselor organice chimice se produce la temperaturi
variind între 1.100 şi 1.400oC. Emisiile ce rezultă prin incinerare completă sunt: dioxidul
de carbon, monoxidul de carbon şi apa. Eliminarea prafului, cenuşii ce rezultă în urma
incinerării se face, în general, prin intermediul desprăfuitoarelor şi filtrelor.
11.2.5. Ardere direct în atmosferă (la torţă)
Anumiţi efluenţi gazoşi au o valoare energetică suficient de ridicată pentru a fi
arşi direct în atmosferă (la torţă) sau într-un arzător. Efluenţii pot fi dirijaţi spre o torţă
existentă, ca în cazul uzinelor de gaz sulfuros, turnătoriilor sau uzinelor de produse
chimice. Dacă efluenţii sunt antrenaţi spre un arzător, energia produsă poate fi
recuperată sub formă de căldură sau de energie cinetică.
Utilizarea acestei tehnicti trebuie făcută cu mare precauţie. Anumite ţări interzic
arderea directă a efluenţilor gazoşi, estimându-se că această tehnică nu este suficient
de eficace pentru distrugerea poluanţilor.
11.2.6. Oxidarea catalitică
Oxidarea termică a poluanţilor organici poate fi efectuată la temperaturi mai joase
decât cele înregistrate în incineratoare, cu ajutorul catalizatorilor chimici ce activează
reacţia de oxidare. Sistemele de oxidare catalitică funcţionează la temperaturi variind
121
între 200 şi 500 oC. Efluenţii gazoşi sunt dirijaţi spre camera de reacţie încălzită şi trec
pe catalizator, care este în mod obişnuit un oxid metalic ca bioxidul de titan.
Oxidarea catalitică este o tehnică nouă care pare să prezinte un anumit potenţial
pentru remedierea factorilor de mediu. Trebuie evaluat răspunsul efluenţilor la tratare
înainte de a opta pentru această tehnică şi trebuie determinat temperaturile optime şi
tipul de catalizator cel mai eficace. Această tehnică s-a utilizat cu succes pentru
oxidarea amestecurilor de combustibili extrase din apele subterane.
11.2.7. Reducerea termică
Reducerea termică este, într-o anumită măsură, contrarul oxidării termice
(incinerarea). Reducerea termică a moleculelor organice se produce la temperaturi de
800 – 900oC, în prezenţa hidrogenului. În loc să fie oxidate, cum se întâmplă în
incinerator, moleculele sunt supuse unei reduceri chimice. Acest procedeu permite
reducerea moleculelor în produse mai uşoare şi mai puţin toxice. Contrar faţă de
incinerare, reducerea termică nu produce nici un gaz de ardere nociv.
11.2.8. Paturile bacteriene (biofiltrele)
Paturile bacteriene (biofiltrele) s-au adăugat relativ recent la procedeele de
tratare a efluenţilor gazoşi. Paturile bacteriene pentru tratarea efluenţilor gazoşi joacă
acelaşi rol ca şi paturile bacteriene utilizate la tratarea apei. Efluenţii gazoşi traverseză
un pat compus din materie poroasă cu prezenţa unei populaţii active de
microorganisme. La contactul cu patul bacterian, poluanţii sunt adsorbiţi şi metabolizaţi
de către microorganisme. Este vorba de o metodă distructivă. Paturile bacteriene nu au
aceiaşi putere distructivă ca sistemele termice însă, în multe cazuri, permit reducerea
concentraţiilor de poluanţi şi încadrarea în limitele prescrise în legislaţie. Un alt avantaj
rezidă în costul redus de achiziţie şi de întreţinere.
11.2.9. Recircularea efluenţilor gazoşi
Efluenţii gazoşi produşi prin anumite procedee sunt adesea recirculaţi în sol sau
într-o unitate de tratament, în scopul reducerii sau eliminării emisiilor şi reutilizării
energiei sau nutrienţilor care-i conţin. Metodele de tratare în situ cum ar fi bioventilaţia şi
bioaspiratia sunt curent utilizate pentru reciclarea efluenţilor gazoşi.
11.2.10. Consideraţii privind alegerea procedeului de tratare a efluenţilor
gazoşi
Dacă nu se impune utilizarea unui procedeu de tratare a unui efluent gazos,
alegerea opţiunii de tratare trebuie să se sprijine pe o bună cunoaştere a naturii
122
efluentului gazos şi pe studii aprofundate de evaluare a răspunsului efluentului la
tratament (tratabilitatea).
Caracterizarea efluenţilor gazoşi se face luându-se în considerare următoarele
aspecte:
tipul de poluanţi organici şi concentraţiile;
volumul sau debitul prevăzut;
prezenţa altor poluanţi în efluentul gazos;
temperatura efluentului gazos;
conţinutul în apă;
conţinutul în oxigen;
variabilitatea parametrilor. Studiile de evaluare a răspunsului efluenţilor la tratament (tratabilitatea) presupun
determinarea:
tipurilor de procedee ce ar putea da rezultate bune în cazul efluentului de tratat;
produsele chimice şi alţi aditivi ceruţi, tipul de catalizator etc;
umiditatea ideală la începutul tratamentului;
timpul de reacţie cerut pentru a atinge limitele maxime prescrise prin lege;
costul tratamentelor;
necesarul energetic;
specificaţiile fizice pentru tratament. În figura 11.5 se indică tehnicile de tratare utilizate în mod obişnuit funcţie de
diversele concentraţii ale poluanţilor.
Fig. 11.5. Alegerea tehnicilor de tratare în funcţie de concentraţia efluenţilor gazoşi
123
CAPITOLUL 12. PROCEDEE DE DEPOLUARE EX SITU A
SOLURILOR EXCAVATE
12.1. CONSIDERAŢII GENERALE
Procedeele aplicabile ex situ presupun evacuarea solului sau a apei poluate din
mediul lor natural (prin excavare şi pompare), fie definitiv, fie provizoriu, pe timpul
tratamentului. Tratarea ex situ poate fi efectuată pe locul contaminat (cu ajutorul unei
instalaţii mobile) sau în exteriorul zonei contaminate (cu ajutorul unei instalaţii mobile
sau fixe), care necesită transportul materialului excavat până la instalaţia de depoluare.
În figura 12.1 se prezintă principalele procedee de depoluare ex situ a
materialelor excavate. După cum se poate constata, toate procedeele prevăd eliminarea
materialelor tratate, fie într-o haldă (ca deşeuri) fie prin rambleiere, stocare sau
reciclare.
Fig. 12.1. Principalele procedee de depoluare ex situ a solurilor sau sedimentelor
124
12.2. PRETRATAREA
Obiectivul majoritătii metodelor de pretratare este de a reduce volumul
materialelor excavate şi de a ameliora calitatea fizică a acestora în vederea uşurării
operaţiilor de manipulare şi tratare. Anumite metode de pretratare au scopul de a izola
fracţia mai puţin contaminată de restul materialelor excavate. Alte metode permit
separarea apei de materiile solide din materialele excavate.
Principalele metode de pretratare sunt:
desecarea;
separarea granulometrică;
spălarea;
separarea densimetrică;
separarea magnetică;
tratarea apei de spălare.
12.3. SPĂLAREA SOLULUI
Spălarea solului excavat – ex situ (pe sit sau în afara sitului) este un
procedeu fizic utilizat pentru eliminarea fazei reziduale de poluantul imobilizat în
matricea solului. Principiul spălării constă în separarea poluanţilor din sol şi transferul
acestora în faza lichidă sau gazoasă, sub acţiunea apei şi a energiei mecanice. Prin
spălare se pot extrage: poluanţii organici, poluanţii anorganici solubili, metalele grele
etc.
Pentru a înţelege mecanismul spălării pornim de la observaţia că în solul
contaminat, poluantul se află fixat în porii intergranulari, precum şi la suprafaţa
granulelor. Este cunoscut faptul că suprafaţa specifică a granulelor se află într-un raport
de inversă proporţionalitate cu dimensiunea sau diametrul echivalent al acestora.
Rezultă astfel, că cea mai importantă cantitate din poluant este cantonată în fracţiile
granulometrice fine ale solului. De multe ori, fracţiile granulometrice grosiere ale solului
poluat nu prezintă decât urme de poluanţi sau se încadrează sub limitele de
concentraţie admise.
Procedeul de decontaminare presupune utilizarea unei instalaţii specializate
dotate cu echipamente specifice, în care solul este supus, într-o succesiune logică,
următoarelor operaţii: dezaglomerarea bulgărilor de sol, separarea fracţiilor
granulometrice grosiere de cele fine prin clasări volumetrice şi hidraulice, desprinderea
prin atriţie a poluanţilor ataşaţi de suprafaţa granulelor, precum şi desecarea produselor
spălate şi a concentratului de poluanţi. Toate aceste operaţii se execută în prezenţa
apei, uneori în prezenţa unor reactivi de spălare.
125
Instalaţia de spălare Eimco-Wemco (figura 12.2), destinată decontaminării
solului de hidrocarburi, include, pe lângă operaţiile specifice de spălare (clasare
volumetrică şi hidraulică, atriţie, desecare), şi operaţia de flotaţie.
Solul contaminat cu hidrocarburi este mai întâi excavat şi sfărâmat, fiind apoi adus în
zona de alimentare a instalaţiei de spălare unde, în principiu, se separă fracţiile fine
purtătoare de substanţe poluante, de fracţiile grosiere care eliberate de poluanţi, devin
curate. Mai întâi, se face o ciuruire la 6 mm, sub jet de apă.
Produsul grosier din refuzul ciurului este în acest fel decontaminat, iar tulbureala ce
trece prin ciur este supusă unei deşlamări primare, într-un clasor mecanic cu spirală. În
revărsarea clasorului se obţine un şlam (0,1 mm) cu o concentraţie ridicată în poluanţi, iar în
refuz, un produs mai grosier, parţial decontaminat, în care poluanţii sunt dispuşi pelicular la
suprafaţa granulelor.
Desprinderea acestor poluanţi de granulele de sol se face prin atriţia pulpei la o
densitate ridicată, operaţie ce presupune frecarea intensă a granulelor unele de altele, într-o
mişcare turbionară creată de nişte agitatoare speciale.
Odată desprinşi de granule, poluanţii sunt separaţi din tulbureală prin
hidrociclonare. În suprascurgerea hidrociclonului se obţine un şlam bogat în poluanţi, iar
în îngroşat rezultă un produs cu o granulaţie mai mare, care este sitat la 2 mm sub jet
de apă.
Fracţia granulometrică +2 mm este astfel decontaminată, iar fracţia 0.1÷2 mm
este condiţionată cu reactivi şi supusă flotaţiei inverse. În spuma maşinilor de flotaţie se
concentrează poluanţii, iar în produsul de cameră, solul decontaminat.
În vederea desecării, solul decontaminat este îngroşat prin hidrociclonare, iar apoi
filtrat cu ajutorul unui filtru plan rotativ. Tulbureala bogată în poluanţi este colectată de la
toate operaţiile într-un îngroşător radial, echipat cu un separator de hidrocarburi.
Apa din preaplinul îngroşătorului este recircuitată în flux, iar produsul din îngroşat
este filtrat cu ajutorul unui filtru cu bandă. Se obţine astfel concentratul final de poluanţi care
poate fi depozitat în siguranţă, inertat, biodegradat, incinerat etc.
126
Fig. 12.2. Schema instalaţiei Eimco-Wemco de spălare a solurilor contaminate.
Instalaţia de spălare Lurgi-Deconterra are schema tehnologică prezentată în
figura 12.3. Solul contaminat este supus operaţiilor specifice de sfărâmare, clasare
volumetrică, atriţie, clasare hidraulică şi desecare, la care se adaugă operaţiile de
127
flotaţie şi separare în mediu dens. Şi în cadrul acestei instalaţii se urmăreşte separarea
selectivă din amestecul poligranular a granulelor fine, în care se concentrează de obicei
poluanţii.
Atriţia se desfăşoară prin intermediul unor tamburi rotativi, care asigură o bună
dezaglomerare a granulelor şi o desprindere eficientă a poluanţilor dispuşi pelicular pe
suprafaţa granulelor.
O astfel de instalaţie a fost experimentată cu succes în Germania pentru
decontaminarea unui sol impurificat cu reziduuri de cocserie (metale grele, substanţe
aromatice policiclice, canide).
Experimentările efectuate de Werther şi Wilichowski de la Univ.Tehnică din
Hamburg-Harburg privind depoluarea prin spălare a unui sol nisipos-argilos, contaminat
cu hidrocarburi tip Diesel, au permis concluzionarea că 82 % din produsul poluant poate
fi extras din sol prin spălare, îndepărtându-se fracţia granulometrică inferioară
dimensiunii de 0,1 mm.
Fig. 12.3. Schema instalaţiei Lurgi-Deconterra de spălare a solurilor contaminate.
128
În practica depoluării prin spălare, se aplică şi procedeul Oecotec care se
bazează pe spălarea sub presiune înaltă (350 daN/cm2) a solurilor într-o cameră de
formă tubulară. Un exemplu privind aplicarea procedeului Oecotec este depoluarea
solului aferent unui sit industrial din Düsseldorf, unde se fabricau tuburi din oţel.
În urma spălării sub presiune a 72.121 tone de sol contaminat s-au obţinut
65.556 tone de sol grosier depoluat (91 %), 5.915 tone de aleurit filtrat (8 %) şi 650 tone
de nămol (1 %), ultimele două produse reprezentând concentrate de poluanţi. În
general, se pretează la spălare solurile care au o compoziţie granulometrică relativ
grosieră, cu un conţinut redus de argilă.
Adesea, pentru eliminarea poluanţilor din solurile puternic poluate se procedează
la tratarea acestora în instalaţii complexe, utilizându-se o combinaţie de procedee:
spălare, extragere a metalelor, tratare biologică, tratare a efluenţilor gazoşi. Schema
cuprinzând secvenţele procesului complex de depoluare a solurilor/sedimentelor într-o
uzină pilot, prin spălare - extragerea metalelor – tratare biologică se prezintă în figura
12.4
Fig. 12.4. Schema cuprinzând secvenţele procesului complex de depoluare a solurilor/sedimentelor într-o
uzină pilot, prin spălare - extragerea metalelor – tratare biologică
129
12.4. TRATAREA CHIMICĂ
Tratarea chimică a poluanţilor din materialele excavate (soluri şi ape subterane)
se bazează pe interacţiunile fizico-chimice următoare:
- adsorţie-desorbţie;
- oxidare-reducere;
- ajustarea pH-ului;
- schimb de ioni.
Procedeele chimice de depoluare ex situ pot fi clasificate funcţie de:
I. modul de eliminare a poluanţilor
procedee ce presupun extracţia poluanţilor din materialele excavate;
procedee ce presupun distrugerea sau alterarea poluanţilor din materialele
excavate.
II. de tipul agenţilor utilizaţi
procedee ce presupun utilizarea de agenţi oxidanţi;
declorurarea;
procedee ce presupun extracţia compuşilor organici prin utilizarea de:
- solvenţi organici
- solvenţi pe bază de apă.
Adăugarea unui agent oxidant puternic (de exemplu: peroxid de hidrogen, ozon
sau apa oxigenată) permite distrugerea poluanţilor organici din materialele excavate. Un
inconvenient important al acestei metode rezidă în inexistenţa unor agenţi oxidanţi
specifici pentru poluanţi. O mare parte a agentului oxidant adăugat este mobilizat pentru
oxidarea materiei organice care este în mod natural prezentă în sol.
Un anumit număr de metode de tratare chimică permit eliminarea clorului din
structura moleculară a poluanţilor organici cloraţi, cum ar fi policlorbifenilii (PCB).
Majoritatea metodelor utilizează un metal alcalin (de exemplu: sodiu sau potasiu) ca
reactiv.
Principiul general al declorurării constă în înlocuirea parţială sau totală a ionilor
de clor Cl‾ din poluanţii organici, cu radicali OH‾ (figura 12. 5). Reacţia se desfăşoară în
prezenţa unei baze tari (NaOH sau KOH) şi a etilenglicolului. Din combinaţia acestor doi
reactivi rezultă „alcoxizi” plus apă, substanţe ce reacţionează la rândul lor cu ionii de Cl‾
ai compusului organic poluant, formând cloruri de sodiu şi potasiu.
Astfel, se transformă o moleculă contaminată într-o moleculă de tip eter. Procesul
se desfăşoară la cald (200 ÷ 300oC) într-un solvent (de exemplu: dimetil sulfoxid), care
serveşte în acelaşi timp şi de catalizator.
130
Randamentul de declorurare în cazul policlorbifenililor (PCB) ajunge până la 99%
iar în cazul hidrocarburilor aromatice policiclice este de doar 60%.
Extracţia poluanţilor organici se poate face prin spălare cu solvenţi organici sau
cu soluţii de spălare pe bază de apă. Există mai multe procedee comerciale disponibile.
Schema ce ilustrează etapele unui proces de spălare cu solvent este prezentată
în figura 12.6. Randamentul acestor procedee este superior celui obţinut prin
procedeele de tratare biologică, dar inferior celui obţinut procedeele termice.
Fig. 12.5. Schema de principiu a procedeului de declorurare a solurilor poluate
131
Fig. 12.6. Schema procedeului de extracţie cu solvent a poluanţilor organici
12.5. Extracţia metalelor
Contrar compuşilor chimici organici, metalele nu pot fi distruse. Metodele ce
permit reducerea concentraţiilor metalelor din materialele excavate sunt în mod
obligatoriu de natură extractivă. Metalele din materialele excavate se prezintă sub
diverse forme chimice în acelaşi sol, sediment sau nămol şi este adesea dificil a fi
extrase.
Metodele de extracţie a metalelor pot fi grupate astfel:
Lixivierea:
- soluţii acide;
- soluţii bazice;
- agenţi complexanţi;
Flotaţia;
Potenţialul electrocinetic;
Undele sonore;
Fitoremedierea:
- absorbţie prin macrofite;
- lixiviere accelerată prin utilizarea de microbi producând H2SO4.
132
Extracţia metalelor cu ajutorul acizilor sau a agenţilor complexanţi poate permite
reducerea în mod considerabil a conţinuturilor în metale grele. Metodele de extracţie cu
acid sunt mai frecvent utilizate, deoarece solubilitatea numeroaselor metale se ridică în
prezenţa unui pH scăzut. Majoritatea dintre ele sunt foarte eficace dacă materialele
excavate sunt contaminate printr-un singur sau două metale, însă sunt mult mai puţin
eficace dacă contaminarea s-a făcut printr-un amestec de metale. Aceste metode permit
extragerea metalelor grele, însă costul lor ridicat restrânge aplicaţia lor în cazurile de
contaminare foarte grave. În figura 12.7 se prezintă etapele unui procedeu de extragere
a metalelor.
Fig. 12.7. Etapele procedeului de extracţie a metalelor TerraMet/Cognis
133
CAPITOLUL 13. PROCEDEE TERMICE DE DEPOLUARE A
SOLURILOR
Principiul procedeelor termice de decontaminare constă în încălzirea solului
contaminat la dferite temperaturi în vederea extracţiei, neutralizării, distrugerii sau
imobilizării poluanţilor.
Cele mai importante procedee sunt: incinerarea şi desorbţia termică, care se
aplică pe sit şi în afara sitului.
Decontaminarea pe cale termică se aplică în cazul solurilor contaminate cu
poluanţi foarte variaţi. Solurile contaminate cu poluanţi organici sunt uşor de
decontaminat prin arderea solului contaminat, poluanţii organici fiind uşor de extras şi
convertit în CO2 şi H2O.
Tratarea termică a solurilor contaminate deţine unul dintre primele locuri în
ansamblul procedeelor de decontaminare. Ca exemplu, în SUA aproape o treime din
siturile poluate au fost reabilitate prin utilizarea procedeelor termice. În ţările vest
europene există un număr însemnat de instalaţii termice operaţionale de depoluare a
solurilor.
13.1.INCINERAREA
Deşi se utilizează cu preponderenţă pentru arderea deşeurilor menajere şi
industriale, incinerarea s-a dezvotat în mod considerabil în ultimii 50 de ani, adaptându-
se inclusiv pentru depoluarea solurilor şi a apelor subterane contaminate.
Există mai multe sisteme de incinerare a solurilor, acestea diferenţiindu-se în
special prin tipul utilajului de incinerare (cuptor cu strat fluidizat, cuptor cu încălzire
directă, cuptor cu tambur rotativ etc).
Cea mai largă aplicabilitate o au sistemele de incinerare a solurilor cu cuptor
rotativ. Schema de principiu a unui astfel de sistem este redată în figura 13.1.
După excavare, solul contaminat este supus unor operaţii de pregătire: uscare,
mărunţire şi clasare volumetrică. În general, granulele mai grosiere, afectate în mică
măsură de poluare, sunt separate din sol înainte de operaţia de incinerare şi sunt
depozitate în mod controlat. Incinerarea propriu-zisă a solului contaminat se realizează
de regulă în două etape:
volatilizarea poluanţilor la temperaturi de cca 400oC;
distrugerea poluanţilor la temperaturi de peste 1000oC.
134
Fig. 13.1. Schema de principiu a incinerării solurilor cu cuptor rotativ.
Solul rezultat din unitatea de preparare este introdus în cuptorul rotativ unde este
încălzit şi amestecat, în scopul volatlizării poluanţilor iar la evacuarea din cuptor
materialul solid este debarasat de poluanţi. După răcire, solul depoluat poate fi redepus
în zona excavată.
Gazele cu poluanţi evacuate din cuptorul rotativ sunt vehiculate pneumatic spre
bateria de cicloane şi filtre, plasate în serie, prin care se face reţinerea granulelor solide
de dimensiuni reduse. Gazele eliberate de praf însă încărcate cu poluanţi în stare
volatilă sunt aspirate într-o cameră de ardere la temperaturi ridicate (1000÷1300oC)
unde toţi poluanţii organici sunt distruşi prin transformarea moleculelor organice în gaz
carbonic şi apă.
Clorul şi sulful, care se degajă din unii compuşi organici cum ar fi: hidrocarburile,
solvenţii cloraţi etc, sunt extraşi din fluxul gazos prin barbotare într-o soluţie alcalină.
În cazul decontaminării prin incinerare a solurilor contaminate cu policlorbifenili
(PCB) trebuie luate măsuri suplimentare pentru a se evita formarea furanilor şi
dioxinelor. În cazul solurilor contaminate cu compuşi azotici se vor adopta măsuri
speciale pentru evitarea formării de N2O.
Dacă solul conţine metale grele (Zn, Cd sau Pb - volatilizabile), gazele de ardere
trebuie să urmeze un tratament special pentru separarea, recuperarea şi eventual
revalorificarea acestor metale.
135
Schema unei instalaţii ZUBLIN de tratare a termică a solurilor contaminate este
ilustrată în figura 13.2. Sistemul tehnologic de tratare termică a unei instalaţii ZÜBLIN se
compune din următoarele părţi principale:
o unitate de preparare granulometrică (mărunţire şi clasare volumetrică//),
care permite reducerea granulometriei solului sub 30÷40 mm;
Fig. 13.2. Schema unei instalaţii ZUBLIN de incinerare a solurilor contaminate.
un cuptor de uscare cu tambur rotativ destinat eliminării apei interstiţiale
din solul contaminat, prin utilizarea unor temperaturi de 200÷6000C;
un cuptor de incinerare, în care solul contaminat este supus unei
temperaturi de cca. de 12000C;
o unitate de epurare a gazelor, formată din patru etaje: desprăfuire cu
cicloane şi filtre; postcombustie; absorbţie uscată în filtre cu saci şi microfiltrare.
Un exemplu de aplicare al acestui procedeu îl constituie tratarea în 1987 a solului
aferent sitului unei cocserii din Dortmund/Germania de către firma ZUBLIN. In total au
fost decontaminate termic 224 tone de sol poluat cu HAP, benzen, toluen, xilen,
naftalină, fenol, cianuri şi metale grele.
136
În urma decontaminării prin incinerarea solului la 1200oC, concentraţia de
poluanţi în sol a scăzut după cum se remarcă în tabelul 13.1.
Tabelul 13.1.
Rezultatele decontaminării solului prin incinerare într-o instalaţie ZUBLIN
Poluant Concentraţia de poluanţi în sol[mg/kg sol] Randamentul de
depoluare[%] Inainte de incinerare După incinerare
Fenoli 200 < 0,8 > 99,6
Compuşi alifatici 3546 < 11 > 99,7
Compşi aromatici
Benzen
Toluen
Xilen
120
140
250
< 0,1
> 99,9
Hidrocarburi
alifatice policiclice 3150 < 0,1 > 99,9
Mercur 15,3 < 0,1 > 99,4
Cianuri 564 < 0,5 > 99,99
Avantajul cel mai important al incinerării il reprezintă randamentul foarte ridicat de
depoluare.
Dezavantaje:
există posibilitatea transformării unui sol poluat cu produse organice într-un
sol poluat cu metale (de exemplu: dacă solul conţine în mod natural sulfat de plumb –
inofensiv, prin incinerare, sulfatul de plumb se poate transforma în oxid de plumb care
este un produs nociv);
solurile incinerate devin sterile din punct de vedere agricol, datorită pierderii
totale a materiei organice;
costurile decontaminării prin incinerare sunt relativ ridicate.
13.2. DESORBŢIA TERMICĂ
Decontaminarea se face prin extragerea compuşilor volatili din solul poluat prin
încălzire, într-o instalatie fixă, la o temperatură ce nu depăşeşte în principiu 650°C.
Creşterea temperaturii creează o creştere a presiunii de vapori iar contaminantul în fază
solidă sau lichidă adsorbit pe matricea solului trece în fază gazoasă (vaporizare).
137
Solul este supus la început unor operaţii de pretratare: sfărâmare, clasare,
uscare după care este introdus în instalaţia de desorbţie termică.
Eficacitatea desorbţiei este funcţie de temperatură şi de durata staţionării solului
contaminat în cuptorul de încălzire.
Parametrii operaţionali depind de cuplul matrice sol/poluant, de limitele
transferului de masă şi de căldură ce depinde de proprietăţile solului (granulometrie,
umiditate, etc.) şi de modul de transfer termic realizat în unitatea de desorbţie.
Temperaturile necesare procesului de desorbţie depind de masa moleculară
medie a produselor supuse desorbţiei. Se disting două tipuri de procedee în funcţie de
nivelul de temperatură:
procedeele la temperatură joasă (250÷450°C) utilizate pentru poluanţii cei mai
volatili a căror avantaj este de a fi puţin « agresivi » pentru soluri;
procedeele la temperatură medie (450÷650°C) utilizate pentru compuşii cei mai
grei, la această temperatură se permite nu numai desorbţia ci şi distrugerea pirolitică
parţială a compuşilor poluanţi conţinuţi în soluri.
Procedeele de desorbţie se diferenţiază şi funcţie de modurile de transfer termic:
desorbţia termică prin încălzire directă;
desorbţia termică prin încălzire indirectă.
Procedeul de desorbţie termică prin încălzire directă (figura 13.3) constă în
introducerea energiei calorice prin contact direct (convecţie şi radiaţie) în solul de tratat
(matrice şi contaminant). Energia calorică se obţine cu ajutorul unui arzător (propan sau
gaz natural) plasat în camera de desorbţie.
Contaminanţii în fază gazoasă sunt dirijaţi împreună cu gazele calde de
combustie spre o unitate complementară de tratare a gazelor. Acest tip de procedeu, cu
o mare capacitate de tratare şi destul destul de simplu din punct de vedere constructiv,
este adecvat pentru tratarea:
solurilor cu puteri calorifice moderate;
solurilor cu umiditatea inferioară sau egala cu 25%.
Inconvenientul major al acestui procedeu constă în volumul mare de gaze de
tratat raportat la unitatea de masă solidă.
138
Fig. 13.3. Schema unei unităţi de desorbţie cu încălzire directă:
1 – alimentarea cu sol contaminat; 2 – ieşirea gazelor;3 – tambur rotativ;
4 – arzător; 5 - sol decontaminat.
Procedeul de desorbţie termică prin încălzire indirectă (figura 13.4) constă în
introducerea energiei calorice prin conducţie cu traversarea unui perete (cu cămaşă
dublă caldă, rezistenţe electrice,…) şi prin radiaţie de la peretele cald. Contaminanţii în
fază gazoasă sunt dirijaţi spre o unitate de tratare a gazelor desorbite. Acest procedeu
are următoarele avantaje:
permite tratarea solurilor indiferent de conţinutul calorific;
permite tratarea solurilor care au chiar şi o umiditate ridicată;
rezultă cantităţi minime de gaze de tratat (gazele de combustie nefiind
amestecate cu vapori desorbiţi).
Fig. 13.4. Schema unei unităţi de desorbţie cu încălzire indirectă:
1 – alimentarea cu sol contaminat; 2 – conductă de alimentare cu gaz; 3 – tambur rotativ; 4 - ieşirea
gazelor arse; 5 – ieşirea gazelor desorbite; 6 - sol decontaminat.
139
Inconvenientul cel mai important al acestui procedeu constă în capacitatea de
tratare limitată.
Gazele ieşite din unitatea de desorbţie sunt tratate înainte de evacuarea lor în
atmosferă prin postcombustie, spălare şi desprăfuire. După tratarea solului prin
desorbţie termică, sol decontaminat este răcit în aer sau în apă şi reumidificat pentru
evitarea emisiilor de praf.
Randamentul extracţiei poluanţilor din sol prin desorbţie termică este mai redus în
comparaţie cu randamentul depoluării prin incinerare.
În comparaţie cu incinerarea, desorbţia termică necesită costuri mai mici iar
materiile humice din sol nu sunt distruse prin ardere.
Eficacitatea procedeului a fost demonstrata în cazul solurilor poluate cu metale
grele volatile, cum este mercurul, şi în cazul solurilor poluate cu: compuşi volatili sau
semi-volatili halogenaţi sau nehalogenaţi (hidrocarburi alifatice: benzină, motorină,...);
hidrocarburi aromatice: benzen, toluen, xilen, etilbenzen,...; compuşi halogenaţi alifatici;
compuşi halogenaţi aromatici: clorobenzen, diclorobenzen; fenoli; compuşi nitraţi; HAP;
PCB; pesticide şi cianuri organice.
Un exemplu de aplicare pe sit a desorbţiei termice este depoluarea sitului aferent
unei vechi cocserii, în 2003, efectuată de firma franceză DEEP GREEN (fig. 13.5)
[www.ademe.fr].
Solul a fost poluat pe o suprafaţă de 1,3 ha şi o adîncime de 4 m cu HAP, cianuri,
hidrocarburi-total (HCT). Depoluarea s-a efectuat pe durata a 6 luni, tratându-se 24 000
tone de sol prin utilizarea unei instalaţii mobile de desorbţie termică cu capacitatea de
tratare de 24 tone/h.
Lucrările de depoluare au constat în:
-Tratarea efluenţilor gazoşi s-a făcut prin: post-combustie (900°C- 2
secunde) → răcire (de la 900°C la 200°C) → captura prafului (filtru cu saci) →
particulele fine curate, rezultate la ieşirea din unitatea de post-combustie, sunt
reintroduse în amestec cu solul tratat într-un sistem de răcire.
-Captura mercurului (prin injecţie de carbon activ tratat) : carbonul activ şi
mercurul care-l conţine într-o mică proporţie sunt reintroduse în amestec cu solul tratat
(procedeul nu tratează mercurul prezent în cantitate foarte mare, însă se împiedică
volatilizarea lui în atmosferă).
140
Fig. 13.5. Depoluarea solului prin desorbţie termică pe sit efectuată de firma DEEP GREEN.
Controlul depoluării s-a efectuat prin :
- prelevare de probe în fiecare oră;
- analize într-un laborator exterior;
- control suplimentar efectuat de un expert neutru.
Costul total: 1 500 000 € - 1 900 000 € iar costul raportat la tona de sol
tratat 75 - 80 €/tonă.
Rezultatele obţinute sunt prezentate în tabelul 13.2.
Tabelul 13.2.
Rezultatele decontaminării solului prin desorbţie termică pe sit
Poluant Concentraţia de poluanţi în sol [mg/kg sol]
Randamentul de depoluare[%] Inainte de desorbţie
termică După desorbţie
termică
HAP 15000 6,2 99,97
Cianuri 8500 0,3 99,99
HCT 19500 32 99,84
O variantă a desorbţiei termice este desorbţia termică cu microunde, încălzirea cu
microunde fiind considerată la ora actuală una dintre cele mai interesante metode de
încălzire sub aspect tehnico-economic.
141
Această metodă a fost experimentată în SUA, în faza de laborator şi pilot,
dovedindu-se superioară fată de toate celelalte variante de desorbţie termică prin :
costuri de investiţie-exploatare mai mici, valoarea humică a solului rămâne intactă în
urma decontaminării şi poluanţii din sol nu sunt distruşi ci, eventual, pot fi recuperaţi şi
revalorificaţi.
142
CAPITOLUL 14. PROCEDEE BIOLOGICE DE DEPOLUARE
EX SITU A SOLURILOR ŞI A APELOR SUBTERANE POLUATE
Procedeele biologice de depoluare a solurilor şi apelor subterane se bazează pe
capacitatea unor microorganisme (bacterii, ciuperci) de a degrada materia organică şi
de a permite accelerarea descompunerii naturale a poluanţilor organici.
În cursul 7 s-au prezentat categoriile de poluanţi care pot fi indepărtaţi prin
procedeele biologice precum şi influenţa principalilor factori asupra procesului de
biodecontaminare a solurilor şi apelor subterane.
Din multitudinea de procedee biologice de depoluare ex situ a solurilor şi a apelor
subterane poluate, se prezintă în continuare:
biodegradarea pe sit cu ajutorul bioreactorului;
biodegradarea în vrac;
biolixivierea;
14.1. BIODEGRADAREA PE SIT CU AJUTORUL BIOREACTORULUI
Biodegradarea pe sit cu ajutorul bioreactorului constă în decontaminarea solului,
apei şi aerului în instalaţii speciale constituite din reactoare biologice (cuve închise,
bazine, conducte de legătură etc).
Tratarea solului în bioreactor. Înaintea demarării procesului de biodegradare a
poluanţilor în bioreactor, solul poluat necesită o preparare mecanică adecvată:
omogenizare, mărunţire şi clasare volumetrică.
După operaţiile de pregătire, solul poluat este amestecat cu apă rezultând un
nămol în care partea solidă reprezintă cca. 30% (figura 14.1).
Namolul este pompat într-un sistem de bioreactoare conectate în serie.
Bioreactorul este construit, în general, ca un rezervor cu agitator. La nivelul primului
reactor sunt dozate substanţele nutritive şi uneori bacteriile suplimentare.
Adaosul de bacterii se face numai dacă este cazul.
143
Fig. 14.1. Decontaminarea solului în bioreactoare
În bioreactor se realizează o amestecare energică a substanţelor nutritive cu
solul poluat, aflat în suspensie apoasă, precum şi o aerare intensă printr-un dispozitiv
situat la fundul bioreactorului.
Aerul încărcat cu substanţe volatile poluante este recuperat la partea superioară
a bioreactorului şi este dirijat la o unitate de depoluare a gazelor iar apoi este evacuat în
atmosferă.
De regulă, biodegradarea se face aşa cum se arată în fig. 14.1 prin utilizarea unui
număr adecvat de bioreactoare. Amestecul apă-sol poluat trece dintr-un bioreactor într-
altul printr-un sistem de conducte de legătură.
Din ultimul bioreactor rezultă amestecul apă-sol depoluat, solul depoluat se poate
redepune în zona excavată iar apa se poate recircula.
Acest procedeu se poate utiliza în special la decontaminarea solurilor cu
conţinuturi ridicate de poluanţi organici (motorină, combustibil lichid uşor, hidrocarburi
aromatice policiclice, fenoli etc).
144
Rezultatele decontaminării solului în bioreactoare (comunicate de Vogel T.M. -
1993) se prezintă în tabelul 14.1.
Tabelul 14.1
Rezultatele decontaminării unui sol în bioreactoare
Nr.
crt Poluant
Concentraţia
iniţială [mg/kg s.u.]
Gradul de
depoluare [%]
Timpul de
tratare [zile]
1 Compuşi organici volatili 500 99 10
2 Fenantren (HAP) 46 58 10
3 Carbon organic (total) 159000 27 10
Tratarea apei poluate în bioreactoare tip coloană (figura 14.2). Apa poluată
este tratată, înainte de a fi introdusă în primul bioreactor, cu fosfor şi azot, precum şi cu
reactivi de ajustare a pH-ului la valoarea 6÷7,5.
În general, o instalaţie de depoluare a apei este compusă din mai multe
bioreactoare tip coloană racordate în serie.
În interiorul bioreactorului, apa poluată străbate un traseu sinusoidal, jalonat de
şicane, fiind pusă în contact cu un material inert din spumă de polietilenă sau de PVC.
Rolul acestui material este de a asigura suportul solid necesar bacteriilor pentru
biodegradarea poluanţilor din apă.
Timpul de stagnare a apei poluate în bioreactoare se stabileşte funcţie de
cantitatea de poluanţi care sunt supuşi degradării.
Parametrii reglabili pentru obţinerea unui timp optim de stagnare sunt: debitul de
apă poluată (câţiva m3/h) şi înălţimea coloanei (câţiva metri).
Aerarea se face pe la fundul bioreactoarelor, iar gazele captate la partea
superioară sunt supuse, dacă este cazul, unei operaţii de depoluare prin adsorbţie pe
cărbune activ sau prin biofiltrare.
După degradarea poluanţilor, apa evacuată din ultimul bioreactor este în
continuare tratată prin decantare şi filtrare, înainte de a fi evacuată în emisar.
145
Fig. 14.2. Decontaminarea apei poluate în bioreactoare tip coloană
Pe lângă tratarea apei în bioreactoare tip coloană, în practica biodegradării
poluanţilor din apele poluate se utilizează şi procedeul de tratare în bioreactoare
clasice, similare cu cele utilizate la depoluarea solului.
Procedeul prevede injecţia apei poluate într-o cuvă deschisă sau închisă, unde
este amestecată cu material pulverulent (zeoliţi, calcare etc) pe care sunt fixate
bacteriile destinate biodegradării poluanţilor din apă. În cuva – bioreactor se asigură o
agitare adecvată pe toată durata necesară biodegradării poluanţilor.
După terminarea bioreacţiei, apa este evacuată din cuva- bioreactor, fiind în
continuare separată de biomasă, decantată şi filtrată.
Procedeele de decontaminare a solului şi a apei prin intermediul bioreactorului s-
au dovedit a fi performante.
Environmental Protection Agency (SUA) arată că prin biodegradarea
pentaclorfenolului (utilizat la tratarea lemnului), prezent în sol în concentraţii de câteva
sute de mg/kg s.u., s-au înregistrat randamente de depoluare de peste 90%.
În cazul hidrocarburilor aromatice policiclice, randamentul de depoluare este
cuprins între 85÷87%.
146
Avantajele biodegradării pe sit cu ajutorul bioreactorului:
obţinerea unor randamente relativ ridicate de depoluare;
se asigură condiţii optime de desfăşurare şi conducere a procesului de
biodegradare (pH, temperatură, umiditate, adaos de nutrimente, timp de bioreacţie etc);
amestecarea mediului contaminat cu microorganisme şi nutrimente,
precum şi aerarea mediului din bioreactor, se pot realiza cu uşurinţă;
microorganismele utilizate în proces se pot recircula în amonte le fluxului
tehnologic de decontamianare, fapt ce generează importante economii materiale.
Inconveniente:
sunt legate de specificul procedeelor aplicabile pe sit (necesită excavarea
şi pregătirea solului, pomparea apei subterane, etc).
14.2. BIODEGRADAREA ÎN VRAC
Principiul biodegradării în vrac constă în excavarea solului poluat şi dispunerea
acestuia în vecinătatea locului de excavare, în condiţii tehnice care favorizează
biodegradarea aerobică naturală. În mod obişnuit, sursa de microorganisme este
constituită din flora bacteriană prezentă în sol însă în unele cazuri se adaugă
microorganisme din exterior.
Sunt cunoscute mai multe metode de biodegradare în vrac: compostarea,
metoda “land farming” şi metoda “biopile”.
Compostarea (figura 14.3) este cea mai veche şi mai simplă tehnică de
biodegradare în vrac a solurilor contaminate. Solul contaminat este excavat şi
amestecat cu materiale organice grosiere (paie, resturi de scoarţă, gunoi de grajd etc)
care au un rol nutritiv şi favorizează aerarea.
Materialul rezultat este depus pe o suprafaţă impermeabilă din vecinătate în
grămezi regulate (cu circumferinţa de câţiva metri şi înălţimea de cca 1 m). La o climă
temperată umedă sunt asigurate în mod natural condiţiile de umiditate iar dacă este
cazul umiditatea poate fi mărită prin adăugarea de apă.
Accelerarea procesului de biodegradare a poluanţilor poate fi realizată prin
întoarcerea periodică a grămezilor.
Metoda “land farming” (figura 14.4) constă în excavarea solului şi depunerea lui
pe o suprafaţă plană impermeabilă, într-un strat cu grosimea de câţiva zeci de centimetri
încât să poată fi lucrat cu utilaje agricole.
Solul este tratat cu îngrăşăminte sau gunoi de grajd după care se face
amestecarea acestora cu solul poluat. La intervale regulate de timp, solul este săpat şi
întors în vederea aerării şi omogenizării.
147
Fig. 14.3. Schema biodegradării solului în vrac
prin compostare
Fig. 14.4. Schema metodei “land farming”
Cele două metode prezentate(compostarea şi “land farming”) sunt adecvate
pentru biodegradarea hidrocarburilor cu volatilitate redusă (combustibil lichid, motorină
etc), durata procesului de biodegradare a poluanţilor fiind de câteva luni.
148
Cele mai bune randamente se obţin în timpul verii când temperatura este ridicată
şi în condiţiile unei umidităţi ridicate.
Metoda “biopile” este mai complexă şi mai elaborată decât metoda “land farming”
(figura 14.5). După excavare, solul contaminat este depus pe o suprafaţă impermeabilă
uşor în pantă şi este acoperit cu o membrană care reţine gazele în interiorul incintei
“biopile”.
Fig. 14.5. Schema metodei “biopile”.
Grămada de sol poate avea o lungime de la câţiva zeci de metri pănă la câteva
sute de metri, lăţimea de la câţiva metri până la câţiva zeci de metri şi o înălţime de
câţiva metri. Pentru aerarea grămezii este prevăzut un sistem de conducte perforate,
instalate la baza grămezii într-un strat de pietriş permeabil.
Deasupra grămezii, sub membrana impermeabilă, este instalat un dispozitiv de
aspersiune pentru umectarea solului şi eventual pentru administrarea nutrimentelor şi a
microorganismelor.
Decontaminarea prin această metodă începe prin aspirarea şi tratarea gazelor
existente în grămada de sol poluat. Când se constată epuizarea substanţelor volatile din
gazele aspirate, se opreşte operaţia de aspirare şi se începe operaţia de aerare a
grămezii prin schimbarea sensului de lucru a pompei.
149
Înainte de depunera solului contaminat în grămadă acesta poate fi amestecat cu
substanţe nutritive şi microorganisme necesare procesului de decontaminare.
Completarea necesarului de nutrimente şi microorganisme se poate face şi în timpul
procesului de decontaminare.
Exploatarea metodei “biopile” necesită urmărirea şi reglarea parametrilor: pH,
temperatura, umiditatea, conţinutul în poluanţi a gazelor evacuate etc.
Rezultatele menţionate de Paul Lecomte [Les sites pollués, Editions Lavoisier,
1995] privind aplicarea acestei metode la decontaminarea solurilor poluate cu produse
organice se prezintă în tabelul 14.2.
Tabelul 14.2
Rezultatele decontaminării unor soluri prin metoda “biopile”
Cazul Concentraţia
iniţială în poluanţi [mg/kg s.u.]
Concentraţia în poluanţi după biodegradare [mg/kg s.u.]
Durata decontaminării
[luni]
I. Sol poluat cu hidrocarburi aromatice policiclice (HAP)
80-120 20 9
II. Sol poluat cu uleiuri minerale
3000 80-120 7
Un exemplu de aplicare pe sit a metodei “biopile” este decontaminarea unui sit
poluat cu hidrocarburi aromatice policiclice - aferent unei cocserii vechi (figura 14.6).
Extensia poluării s-a produs pe o suprafaţă de 1,5 hectare şi o adâncime de 4 - 6 metri.
Concentraţia iniţială medie în HAP a fost de 4.800 mg/kg cu concentraţii maxime de
10.000 mg/kg.
Decontaminarea a fost efectuată de BIOGENIE EUROPE SARL/Franţa în 2002-
2003. Rezultate obţinute: Cantitatea de sol tratată -11.000 tone. Durata tratării -1 an.
Nivelul poluării reziduale atins după tratare - 350 mg/kg, ceea ce reprezintă o reducere a
poluării cu 90%.
150
a)
b)
Fig.14. 6. Decontaminarea unui sit prin metoda “biopile” efectuată de BIOGENIE EUROPE SRL:
a) vederea de ansamblu a lucrărilor de decontaminarea sitului; b) schema metodei de decontaminare
14.3. BIOLIXIVIEREA
Biolixivierea sau leşierea bacteriană, constă în extracţia prin solubilizare cu
ajutorul bacteriilor, a metalelor din solul contaminat. Faţă de metodele de biodegradare
prezentate anterior, biolixivierea nu conduce la distrugerea poluanţilor ci favorizează
doar separarea acestora de mediul contaminat.
Biolixivierea poate fi aplicată ca metodă singulară sau în asociere cu metodele de
solubilizare chimică. Principiul metodei se bazează pe acţiunea unor bacterii prezente în
151
apele de mină, care au proprietatea de a oxida metalele, aducându-le la forme uşor
solubile. Astfel, aceste bacterii pot oxida uraniul la forma hexavalentă, ionul feros la ion
feric şi sulfurile la sulfaţi.
Biolixivierea în vrac (figura 14.7) cunoaşte în prezent cea mai importantă
dezvoltare. Ea include operaţii pregătitoare cum ar fi: excavarea solului poluat,
mărunţirea, umectarea şi depunerea lui în grămadă pe o suprafaţă impermeabilă.
Suşele de bacterii de tipul: Thiobacillus ferrooxidans, Thiobacillus thiooxidans,
Ferroobacillus ferrooxidans sunt izolate din apele de mină şi dezvoltate în medii de
cultură pentru înmulţire. Bacteriile pregătite se amestecă cu apa, formând o soluţie
biolixiviantă cu care se stropeşte grămada de sol poluat.
Dezvoltarea bacteriană este favorizată prin dispersia soluţiei care se oxigenează
în contact cu aerul. Prin avansarea gravitaţională în grămada de sol poluat, soluţia
bacteriană se încarcă, în urma lixivierii bacteriene, cu metale şi acizi. Ea este colectată
în bazine de recuperare situate la baza grămezii. Funcţie de concentraţia în metale şi
acizi, soluţia colectată poate fi pompată la o instalaţie de recuperare a metalelor (prin
cementare cu fier, prin extracţie cu solvenţi, urmată de electroliză, prin fixare de răşini
schimbătoare de ioni etc) sau poate fi recirculată ca soluţie de stropire, după o
reajustare a concentraţiei de bacterii şi acid.
Pentru aplicarea cu succes a acestui procedeu trebuie respectate următoarele
cerinţe:
După excavare, solul poluat se depune pe o suprafaţă nivelată în pantă,
acoperită cu o folie de policlorură de vinil, peste care se aşează un strat protector de
pietriş;
Grămada de sol poluat nu trebuie tasată; ea va avea o înălţime de câţiva
metri în cazul solurilor argiloase prin care soluţia percolează greu, sau 10÷20 m în cazul
solurilor permeabile, prin care soluţia circulă cu uşurinţă; lungimea grămezii poate atinge
150 m;
Reţeaua de stropire cu soluţie biolixiviantă se realizează din tuburi perforate
din PVC, care pot fi mutate dintr-un loc în altul pe suprafaţa grămezii de sol poluat;
debitul soluţiei biolixiviante poate varia în limitele a 1÷25 l/h∙m2, funcţie de proprietăţile
solului contaminat;
Instalaţiile şi traseele de vehiculare a a soluţiei recuperate vor fi protejate
anticoroziv.
152
Fig. 14.7. Schema de principiu a biolixivierii în vrac
Ca exemplu: Cercetatori de la un Centru National de Cercetare Stiintifica din
Olanda au experimentat o metoda de eliminare a mai multor metale grele din soluri si
deşeuri solide, utilizând culturi mixte de Thiobacillus ferrooxidans. Rezultatele au fost
incurajatoare, randamentul de depoluare obţinut a fost de peste 98%. Deşi în cazul
cromului şi plumbului, randamentele de depoluare au fost cu ceva mai reduse,
concentraţiile finale de metale în solul decontaminat au răspuns exigenţelor cuprinse în
normele olandeze de calitate a solului.
153
BIBLIOGRAFIE
1. Lye, A., Ludwig, R., Wardlaw, C., Les technologies d’assainissement des lieux
contaminés: Manuel de référence, Document préparé par la Société Water Technology
International Corp., Burlington (Ontario)/Canada, Mars 1997.
……………………