Poluarea Acviferelor

IOAN BICA

POLUAREA ACVIFERELOR

TEHNICI DE REMEDIERE

Serie coordonatå de : Radu DROBOT Jean Pierre CARBONNEL S_JEP 09781/95 GESTION ET PROTECTION DE LA RESSOURCE EN EAU

*H*G*A* Bucure¿ti

1998

ISBN : 973 - 98530 - 0 - 5

Copyright © 1998. Toate drepturile asupra acestei edi¡ii

sunt rezervate Editurii Didactice ¿i Pedagogice R.A., Bucure¿ti.

Redactor : Tincu¡a ANTON

Grafician : Dumitru ªMALENIC

PREFAºÅ

Poluarea apei subterane a devenit, în ultimele douå decenii, o problemå acutå în cadrul problemelor protec¡iei mediului înconjuråtor. Dovadå stau numeroasele congrese, simpozioane, seminarii, conferin¡e sau workshop-uri organizate anual ¿i care au ca temå poluarea, respectiv remedierea calitå¡ii apelor subterane. Anual, în lume apar sute de lucråri, de mai mare sau de mai micå amploare, al cåror subiect este legat de analiza mecanismelor care guverneazå poluarea mediului subteran. ¥n acest context, lucrarea de fa¡å reprezintå pentru literatura românå de specialitate prima încercare de abordare unitarå a problemelor ridicate de acest tip de impact. ¥ntr-o sintezå ¿i analizå succint realizate, explicite ¿i logic organizate, sunt prezentate cuno¿tin¡ele esen¡iale în domeniu. Folosind o bibliografie vastå, reprezentativå ¿i la zi, lucrarea constituie un instrument de lucru pentru cei angrena¡i în activitatea de protec¡ie a mediului subteran. Pornind de la conceptul cå orice problemå de mediu poate fi ra¡ional solu¡ionatå doar dacå este corect definitå, în lucrare sunt tratate sintetic toate subiectele care ajutå la în¡elegerea poluårii mediului subteran: caracteristicile stratelor acvifere, mecanismele de bazå ale poluårii, factorii de influen¡å în comportarea compu¿ilor chimici în mediul subteran, etc. Un capitol amplu este consacrat tehnicilor de remediere a calitå¡ii apei, iar în capitolul final sunt prezentate principalele sisteme constructive ¿i metodologia de monitorizare a calitå¡ii apelor subterane. O explica¡ie suplimentarå este necesarå în privin¡a terminologiei folosite. ¥n toatå literatura stråinå de specialitate, în special în cea englezå, pentru definirea deteriorårii calitå¡ii apei subterane este folosit termenul contaminare. Defini¡iile date acestui termen (Freeze ¿i Cherry, 1979; Miler, 1980; Barcelona ¿.a., 1990) sunt diferite de cele specificate ¿i consacrate în dic¡ionarele române¿ti. ¥n consecin¡å, în aceastå lucrare am utilizat, aproape în exclusivitate, termenul de poluare, mai cunoscut ¿i mai cuprinzåtor pentru tematica aborbatå. ¥n pu¡inele situa¡ii în care am utilizat, totu¿i, termenul contaminare, în¡elesul såu este cel dat prin defini¡ia lui Freeze ¿i Cherry (1979): Contaminarea reprezintå introducerea unor solu¡ii în mediul hidrologic, prin activitå¡i umane, indiferent dacå prin valoarea concentra¡iei degradarea calitå¡ii apei devine sau nu devine semnificativå. O defini¡ie asemånåtoare este prezentatå ¿i în normativul de calitate a apei potabile al Statelor Unite ale Americii (Safe Drinking Water Act). Este pentru mine o datorie de onoare så mul¡umesc domnilor profesori Radu Drobot de la Universitatea Tehnicå de Construc¡ii Bucure¿ti ¿i Jean-Pierre Carbonnel de la Universitatea "Pierre et Marie Curie" - Paris 6, pentru sprijinul acordat la editarea acestei lucråri.

Autorul

DIN PARTEA COORDONATORILOR:

Necesitatea organizårii unor cursuri de actualizare a cuno¿tin¡elor ¿tiin¡ifice în domeniul resurselor de apå ¿i mediului a fost enun¡atå în cursul anului 1990 de cadrele didactice ¿i inginerii români, cu ocazia primelor vizite efectuate dupå 1989 de cåtre colegii francezi la Bucure¿ti. Acest proiect a putut fi transpus în via¡å datoritå sprijinului financiar al Programului TEMPUS - PHARE, ini¡iat de Comunitatea Europeanå pentru a ajuta ¡årile Europei de Est så-¿i restructureze învå¡åmântul superior. Programul organizat dupå principiile ciclului 3 francez (D.E.A. - Diplome d'Etudes Approfondies) a început så func¡ioneze efectiv din anul universitar 1992/1993 ¿i a avut parteneri din Fran¡a (Universitatea "Pierre et Marie Curie", care a fost de altfel ¿i coordonatorul acestui program), Belgia (Universitatea din Liège), Italia (Università degli Studi di Genova) ¿i, evident, din România (Universitatea Tehnicå de Construc¡ii Bucure¿ti ¿i Universitatea Bucure¿ti); de la început unitå¡ile de profil din domeniu (Regia autonomå "Apele Române", Institutul Na¡ional de Meteorologie ¿i Hidrologie, Institutul de Cercetåri pentru Ingineria Mediului) au sus¡inut în mod activ derularea programului care a fost denumit: SCIENCES DE L'EAU ET ENVIRONNEMENT (S.E.E. - ªtiin¡ele Apei ¿i Mediului). Un numår important de profesori ¿i cercetåtori de înalt nivel ¿tiin¡ific din Fran¡a, Belgia, Italia ¿i România au sus¡inut prelegeri în limba francezå sau românå, pentru circa 50 de tineri cercetåtori ¿i ingineri, în cei 3 ani de func¡io-nare ai program ului. Acest prim program se continuå (1995-1998) cu un nou curs, intitulat GESTION ET PROTECTION DE LA RESSOURCE EN EAU, sub coordonarea Universitå¡ii Tehnice de Construc¡ii Bucure¿ti. Coordonatorii programului au considerat totu¿i cå s-ar putea face ¿i mai mult pentru formarea speciali¿tilor din domeniul ¿tiin¡elor apei ¿i mediului ¿i au decis så råspândeascå în cea mai mare måsurå posibilå cuno¿tin¡ele predate în cadrul acestor programe. Rezultatul acestei inten¡ii îl constituie editarea unei serii de 30 manuale din domeniul Hidrologiei, Hidrogeologiei sau al pregåtirii ¿tiin¡ifice fundamentale. ¥n speran¡a cå acesta serie va fi utilå studen¡ilor din ciclul 2 ¿i 3, precum ¿i speciali¿tilor, coordonatorii acestei serii î¿i exprimå inten¡ia de a continua activitatea începutå, în vederea acoperirii cu materiale scrise, în cât mai mare måsurå, a domeniului ¿tiin¡elor apei ¿i mediului.

Coordonatori: Radu DROBOT şi Jean - Pierre CARBONNEL

CUPRINS

1. INTRODUCERE..........................................................................................

7

2. CARACTERISTICILE MEDIILOR SUBTERANE PERMEABILE..... 13 2.1. Porozitatea............................................................................................. 13 2.2. Permeabilitatea. Coeficientul de permeabilitate.................................... 16 2.3. Omogenitate. Eterogenitate................................................................... 19 2.4. Izotropie. Anizotropie........................................................................... 19 2.5. Nivelul apei subterane........................................................................... 21 2.6. Transmisivitatea.................................................................................... 22 2.7. Coeficientul de înmagazinare................................................................ 23 2.8. Gradientul hidraulic..............................................................................

24

3. INTRODUCERE ÎN POLUAREA APELOR SUBTERANE................... 26 3.1. Surse de poluare a apelor subterane...................................................... 26 3.2. Mecanismele generale de poluare a apei subterane............................... 30 3.3. Transportul poluan¡ilor în mediul subteran........................................... 32 3.4. Procese chimice care controleazå transportul poluan¡ilor mediul în subteran.............................................................................................

47

4. DEFINIREA COMPLEXITÅºII MEDIULUI POLUAT........................ 54 4.1. Caracterizarea stratelor acvifere poluate............................................... 54 4.2. Caracterizarea poluan¡ilor apei subterane............................................. 62 4.3. Factori de influen¡å în depoluarea acviferelor....................................... 69 4.4. Stabilirea nivelului depoluårii...............................................................

74

5. TEHNICI DE DEPOLUARE A STRATELOR ACVIFERE................... 78 5.1. Op¡iuni generale în depoluarea stratelor acvifere.................................. 78 5.2. Izolarea zonei poluate........................................................................... 82 5.3. Pomparea ¿i tratarea la suprafa¡å a apei poluate.................................... 85 5.4. Metode termice de tratare...................................................................... 97 5.5. Bariere reactive...................................................................................... 108 5.6. Sisteme de aspira¡ie a vaporilor din subteran........................................ 114 5.7. Meode chimice de tratare in situ........................................................... 121 5.8. Bioremedierea in situ............................................................................. 124 5.9. Bioventilarea......................................................................................... 128 5.10. Barbotarea cu aer................................................................................... 129 5.11. Tehnici complementare......................................................................... 132 5.12. Tehnici de tratare ex situ....................................................................... 139

5

6. MONITORIZAREA POLUÅRII MEDIULUI SUBTERAN.................... 143 6.1. Elemente generale................................................................................. 143 6.2. Caracteristicile pu¡urilor de observa¡ie.................................................. 144 6.3. Monitorizarea gazelor din subteran....................................................... 154 6.4. Prelevarea probelor de apå.................................................................... 155 6.5. Mecanisme ¿i materiale de prelevare....................................................

157

BIBLIOGRAFIE.............................................................................................. 161

6

1

INTRODUCERE

Poluarea apelor subterane, a mediului subteran în ansamblul såu, este o problemå relativ nouå pe lista problemelor de mediu, în care poluarea apelor de suprafa¡å ¿i a aerului au o oarecare întâietate. Multå vreme, apa subteranå a fost gânditå ca fiind natural protejatå de stratele de påmânt, mai mult sau mai pu¡in impermeabile, interpuse între depozitele subterane de apå ¿i restul mediului înconjuråtor. ¥nainte de anul 1970, poluarea apei subterane nu a fost privitå ca o problemå serioaså, care så merite aten¡ie din partea speciali¿tilor sau a publicului. Cu toate acestea, semnale ale producerii acestui fenomen ¿i evident ale implica¡iilor pe care poluarea apei subterane le are asupra sånåtå¡ii popula¡iei, au fost înregistrate încå înainte de 1900. Astfel, în 1854 este semnalat primul caz în care declan¿area epidemiei de holerå în Londra este puså pe seama poluårii apei subterane, care servea ca surså pentru alimentarea cu apå a ora¿ului. Epidemia de febrå tifoidå declan¿atå în 1872 într-un ora¿ din Elve¡ia este determinatå de poluarea sursei de apå subteranå folositå pentru alimentarea ora¿ului, de apele unui râu poluat, interconectat cu stratul acvifer. Dupå al doilea råzboi mondial, dezvoltarea continuå a industriei chimice, ca ¿i folosirea pe scarå tot mai largå a compu¿ilor chimici, genereazå dimensiuni noi ale acestui fenomen, eviden¡iate prin tot mai desele rapoarte privind poluarea chimicå a apei subterane. ¥n 1947 este semnalatå poluarea cu crom hexavalent (Deutsch, 1961) a sursei de alimentare cu apå a ora¿ului Michigan. Scurgerile din de¿eurile provenite de la atelierele de acoperiri galvanice stau la baza acestui tip de poluare. Recuno¿terea amploarei poluårii chimice a apei subterane, ca ¿i a pericolului real pe care aceasta îl reprezintå, determinå, în 1950, crearea de cåtre American Water Works Association a unui colectiv ¿tiin¡ific, pentru care poluarea apei subterane devine principalul obiectiv: Task Group on Underground Waste Disposal and Control. ¥n Statele Unite ale Americii sunt raportate aståzi între 300 000 ¿i 400 000 perimetre considerate ca având parametrii de calitate ai apei subterane în afara limitelor acceptate prin standardele na¡ionale sau locale. ¥n Germania, sunt inventariate peste 15 000 de astfel de zone, de mai micå sau mai mare amploare. ¥n România, prin dezvoltarea industriei chimice ¿i petrochimice, este declan¿at un grav proces de poluare a apei subterane, în special cu produse petroliere sau derivate ale acestora. Mai mult, un raport al Institului de Ingienå, din anul 1988,

7

relevå faptul cå la peste 36% din pu¡urile de alimentare din zonele rurale ¿i peri-urbane sunt depå¿i¡i parametrii de calitate la indicatorul azot. Aceasta înseamnå cå aproximativ 4 500 din aceste pu¡uri, folosite de peste 4 milioane locuitori, produc apå sub standardele impuse de protec¡ia sånåtå¡ii. De la prima conferin¡å asupra poluåri apei subterane (Mckee, 1961) la care s-a subliniat idea cå sunt pu¡ine domenii în care ignoran¡a noastrå este atât de profundå, au fost ob¡inute progrese incontestabile, atât în domeniul cunoa¿terii mecanismelor care guverneazå acest fenomen, cât ¿i în cel al tehnologiilor folosite pentru remediere. ¥n multe universitå¡i ¿i institute de cercetare din întreaga lume, dar în mod special în Statele Unite ale Americii, Canada, Germania, Fran¡a, Anglia, au fost create laboratoare ¿i echipe speciale pentru studiul mecanismelor poluårii, respectiv, depoluårii subsolului ¿i apelor subterane. Complexitatea problemei a determinat, în ultimii ani, crearea unor consor¡ii sau uniuni de centre de cercetare ¿i universitå¡i, na¡ionale sau interna¡ionale, în scopul conjugårii eforturilor financiare ¿i ¿tiin¡ifice ale centrelor componente pentru o mai eficientå rezolvare a problemelor ridicate de aceastå formå de poluare. Cele mai active ¿i cunoscute dintre aceste consor¡ii sunt:

− University Consortium Solvents in Groundwater Program; − Consortium for Site Characterization Technology; − Deutsch - Franzosishes Institut fur Unweltforschung und Unweltstudien -

DFIU/IFARE; − The Bioremediation of Chlorinated Solvents Consortium; − Consortium for Surfactant - Based in situ Aquifer Remediation

Technologies.

Rezultatele remarcabile ob¡inute confirmå succesul eforturilor depuse. Au fost dezvoltate o serie de teorii care clarificå în detaliu mecanismele ce guverneazå dinamica compu¿ilor chimici poluan¡i în mediul subteran. Pe de altå parte, sunt eviden¡iate azi o gamå largå de metode, tehnici ¿i tehnologii capabile så conducå la realizarea ¡elurilor depoluårii pentru marea diversitate a condi¡iilor specifice fiecårei zone poluate. Cu toate acestea, ritmul în care sunt depistate noi zone poluate, care, evident, ridicå noi probleme, depå¿e¿te cu mult evolu¡ia ¿i capacitå¡iile tehnologiilor de remediere. Aproape toate tehnologile folosite pânå în prezent pentru refacerea calitå¡ii apei subterane s-au bazat pe pompare ¿i tratare. Fluxul tehnologic al acestei metode presupune pomparea apei poluate la suprafa¡a solului, tratarea ei, dupå metodele folosite deja în epurarea apelor uzate, industriale ¿i menajere, ¿i apoi, fie reinjectarea acesteia în subteran fie, evacuarea într-un emisar de suprafa¡å. Pomparea apei la suprafa¡å nu garanteazå, înså, cå to¡i compu¿ii chimici poluan¡i sunt îndepårta¡i din mediul subteran, aceasta fiind dependentå de o serie de factori specifici mediului ¿i poluan¡ilor.

8

La începutul anilor '90 apar primele rapoarte (US-EPA, 1989; US-EPA, 1992) care aratå cå pomparea ¿i tratarea este capabilå så recupereze cantitå¡i însemnate de poluan¡i din subteran ¿i så limiteze cre¿terea ariei poluate. Atingerea ¡elurilor remedierii, impuse prin standardele de calitate aferente diferitelor folosin¡e, necesitå, înså, men¡inerea acestora în func¡iune perioade lungi de timp. Este acum evident cå folosirea acestei tehnici pentru depoluarea acviferelor trebuie fåcutå cu precau¡ie ¿i numai în urma unor studii detaliate care så certifice capacitatea pompårii de a recupera, într-un timp rezonabil, to¡i poluan¡ii de interes din subteran. Din 77 de cazuri analizate (US-EPA, 1989), în care pomparea a fost utilizatå pentru remedierea stratelor acvifere, doar în 8 s-a putut eviden¡ia atingerea ¡elurilor impuse. Nyer (1994) aratå cå dupå anul 1989, în concep¡ia speciali¿tilor implica¡i în depoluarea apelor subterane, s-a produs o cotiturå radicalå. Rapoartele prezentate în aceastå perioadå au determinat pråbu¿irea mitului pompårii ca cea mai eficientå metodå de remediere, deschizând, în acela¿i timp, calea unor noi ¿i promi¡åtoare abordåri ale problemei poluårii. Se pune acum tot mai mult accentul pe faptul cå depoluarea este posibilå prin inducerea de cåtre tehnicile aplicate a unor mecanisme conjugate de naturå fizicå, chimicå ¿i biologicå. Aceste mecanisme pot fi aplicate in situ sau ex situ, dependent, pe de o parte, de amploarea zonei poluate ¿i de concentra¡ia la care se gåsesc compu¿ii poluan¡i ¿i, pe de altå parte, de costuri ¿i cerin¡ele standardelor de calitate aplicate. Metodele ex situ iau, toate, în considerare necesitatea excavårii ¿i aducerii la suprafa¡å a solului ¿i apei poluate ¿i apoi depozitarea sau tratarea lor. ¥n cadrul metodelor de tratare in situ sunt folosi¡i o serie de agen¡i chimici specifici, care determinå degradarea, îndepårtarea sau imobilizarea poluan¡ilor, fårå a mai fi necesarå recuperarea lor. Avantajele pe care le prezintå tehnicile de remediere in situ, printre care de importan¡å este faptul cå nu produc perturbåri majore mediului subteran, fac aceste tehnici mult mai atractive comparativ cu cele aplicate ex situ. Pe de altå parte, controlul ¿i evaluarea mecanismelor depoluårii ex situ pot fi mai riguros realizate comparativ cu monitorizarea acestor procese desfå¿urate în mediul subteran. Rezultå astfel cå tehinicile de remediere in situ impun condi¡ii mai restrictive în ceeace prive¿te caracterizarea mediului subteran poluat, atât înainte cât ¿i dupå aplicarea acestora. ¥n selec¡ia tehnicilor de remediere, în faza ini¡ialå de investigare nu trebuie eliminatå nici una din ele. Selec¡ia tehnologiei care va fi aplicatå impune, cel mai adesea, parcurgerea câtorva pa¿i iterativi ce decurg din cunoa¿terea în detaliu a specificului zonei contaminate. Pe måsurå ce investiga¡ile avanseazå, sunt disponibile tot mai multe date, atât pentru caracterizarea zonei poluate, cât ¿i pentru definirea comportårii diverselor tehnologii posibil a fi aplicate. Un element esen¡ial în alegerea tehnicii de remediere îl reprezintå natura ¿i proprietå¡ile specifice compusului chimic poluant prezent în mediul subteran.

9

¥n general, compu¿ii chimici poluan¡i sunt grupa¡i în trei categorii principale, prezentate succint în tabelul 1.1. Prin compu¿i organici volatili, VOCs, sunt

defini¡i compu¿ii carbonului care au temperatura de fierbere sub 200 0C.

Produ¿ii policlorura¡i bifenilici, PCBs, sunt acei compu¿i ob¡inu¡i prin substitu¡ia atomilor de hidrogen din grupårile bifenil, cu clor. Dioxinele ¿i furanii sunt hidrocarburi heterociclice, toxice ¿i persistente în mediu. Cianurile organice ¿i anorganice sunt compu¿i care con¡in ata¿atå gruparea CN (cian). Compu¿ii organici ¿i anorganici corozivi sunt compu¿i ale cåror solu¡ii apoase au pH-ul mai mic sau egal cu 2, mai mare sau egal cu 12,2 sau sunt dizolvan¡i puternici (US-EPA, 1993). ¥n categoria metalelor volatile sunt incluse acele metale sau metaloizi a cåror specii stabile în atmosferå oxidantå au puncte de

topire mai mici de 630 0C, iar în categoria metalelor nevolatile, cele cu puncte

de topire mai mari de 630 0C. Substan¡ele cu o puternicå afinitate pentru

acceptarea electronilor formeazå categoria oxidan¡ilor, iar cele cu tendin¡å de a ceda electroni definesc categoria reducåtorilor (US-EPA, 1993).

Tabelul 1.1

Principalele categorii de poluan¡i ai solului ¿i apei subterane

Categoria chimicå Tipul compusului chimic

1. Compu¿i organici Halogena¡i volatili (H VOCs)

Halogena¡i semivolatili (H SVOCs)

Nehalogena¡i volatili (NH VOCs)

Nehalogena¡i semivolatili (NH SVOCs)

Produ¿i policlorura¡i bifenilici (PCBs)

Pesticide

Dioxine/Furani

Cianuri organice

Corozivi organici

2. Compu¿i anorganici Metale volatile

Metale nevolatile

Asbest

Materiale radioactive

Cianuri anorganice

Corozivi anorganici

3. Compu¿i reactivi Oxidan¡i

Reducåtori

10

¥n tabelul 1.2 este sintetizatå aplicabilitatea in situ a diverselor tehnologii func¡ie de principalele tipuri de compu¿i poluan¡i. ¥n multe cazuri tratarea in situ necesitå aplicarea secven¡ialå a mai multor tehnici de remediere pentru a îndepårta diferitele grupuri de poluan¡i prezen¡i.

Tabelul 1.2

Carcaterizarea eficien¡ei tehnicilor de tratare in situ

pentru principalele categoriile de poluan¡i ai mediului subteran

Tehnologia

Tip poluan¡i S/S SVE BioR BioV V ¥UR TC IA

Halogena¡i - VOCs X ¤ ∇ 0 ∇ ∇ ¤ ¤

Halogena¡i SVOCs ∇ ∇ ∇ ∇ ∇ ∇ ∇ ∇

Nehalogena¡i VOCs X ¤ ∇ ¤ ∇ ¤ ∇ ¤

Nehalogena¡i SVOCs ∇ ¤ ∇ ¤ ∇ ¤ ¤ ∇

PCBs ∇ 0 ∇ 0 ∇ ∇ ∇ ∇

Pesticide ∇ 0 ∇ 0 ∇ ∇ ∇ ∇

Dioxine/Furani ∇ 0 ∇ 0 ∇ 0 ∇ ∇

Cianuri organice ∇ 0 ∇ 0 ∇ 0 ∇ ∇

Corozivi organici ∇ 0 X X ∇ 0 ∇ ∇

Metale volatile ¤ 0 X X ∇ 0 ∇ ∇

Metale nevolatile ¤ 0 X X ∇ 0 ¤ ∇

Azbest ¤ 0 0 0 ∇ 0 0 0

Materiale radioactive ¤ 0 X X ¤ 0 ∇ ∇

Cianuri anorganice ¤ 0 X X ∇ 0 ∇ ∇

Corozivi anorganici ¤ 0 X X ∇ 0 ∇ ∇

Oxidan¡i ∇ 0 X X ∇ 0 ∇ ∇

Reducåtori ∇ ∇ X X ∇ 0 ∇ ∇

Semnifica¡ia nota¡iilor ¿i a simbolurilor folosite în tabel este urmåtoarea:

S/S : Solidificare/Stabilizare V : Vitrificare SVE : Aspira¡ia vaporilor ¥UR : ¥ncålzirea prin unde radio BioR : Bioremediere TC : Tratarea chimicå BioV : Bioventilare IA : Injectarea aburului

¤ Tehnologii eficiente. Teste de tratare cu rezultate bune.

11

∇ Tehnologii poten¡ial eficiente. Mecanismele de bazå ale tehnologiilor func¡ioneazå la parametrii acceptabili.

0 Nu sunt date relevante despre eficie¡a acestor tehnologii. X Sunt posibile reac¡ii adverse la aplicarea acestor tehnologii.

¥n faza preliminarå de analizå a solu¡iilor, vor fi stabilite tehnologiile de tratare pentru fiecare grup de compu¿i poluan¡i prezen¡i în mediul subteran. Lista tuturor tehnologiilor rezultate va fi apoi analizatå pentru a se vedea dacå se pot opera reduceri, sau dacå una din tehnologiile selectate poate singurå så realizeze ¡elurile depoluårii. ¥n orice caz, necesitatea folosirii unui lan¡ de tehnici de tratare nu trebuie så îngrijoreze. Pentru tehnologiile prezentate în tabelul 1.2, caracterizarea s-a fåcut folosind una din urmåtoarele caractertistici (US-EPA, 1993):

• Eficien¡å demonstratå. Tehnologia a reu¿it tratarea la nivele acceptabile la o serie de poluan¡i ai solului. Mecanismele implicate în realizarea depoluårii sunt: recuperarea, imobilizarea, distrugerea, sau reducerea toxicitå¡ii. Demonstrarea capacitå¡ilor de remediere s-a fåcut pe modele în laborator, pe instala¡ii pilot sau la scarå naturalå.

• Eficien¡å poten¡ialå. Rapoartele prezentate în literaturå sunt contradictorii: unele sus¡in capacitå¡ile de depoluare ale acestor tehnologii altele nu oferå date relevante în acest sens.

• Posibile efecte adverse. Este posibil ca unii poluan¡i så reac¡ioneze cu substan¡ele chimice folosite în tratare, generând efecte adverse care afecteazå sånåtatea mediului biotic sau mediul în ansamblul såu. Efectele adverse au fost, cu precådere, observate în cazurile în care concentra¡ia poluan¡ilor din sol este foarte mare. ¥n astfel de situa¡ii este posibil så se elimine aceste efecte, reducând concentra¡ia poluan¡ilor prin pretratarea lor.

Timpul de realizare a remedierii poate constitui, în anumite situa¡ii, un parametru important în definirea eficien¡ei unei tehnologii. Necesitatea asigurårii protec¡iei popula¡iei din zona poluatå sau cerin¡ele de dezvoltare a unor folosin¡e, impune reducerea timpului de realizare a parametrilor de calitate. ¥n general, tehnologiile de remediere in situ necesitå timpi de func¡ionare mai mari decât tehnologiile ex situ. ¥n depoluarea apei subterane trebuie så se ¡inå seamå ¿i de scopul pentru care se face remedierea ¿i, pe aceastå bazå, så se stabileascå criterii numerice ale concentra¡iei impuse. Este important înså ca la stabilirea acestor nivele de remediere så se ia în considerare limitele impuse de tehnologiile existente în atingerea acestor deziderate. Apare, astfel, un inevitabil conflict între cerin¡ele regulamentelor de remediere ¿i ofertele tehnologiilor, care, în ciuda eforturilor substan¡iale depuse, nu pot realiza, încå, o depoluare optimå pentru multe situa-¡ii practice.

12

2

CARACTERISTICILE

MEDIILOR SUBTERANE PERMEABILE

Mi¿carea apei subterane ¿i, în consecin¡å, poluarea acesteia, face parte din domeniul mai larg al mi¿cårii fluidelor prin medii poroase, permeabile. De la început, trebuie precizat cå mediul poros reprezintå un sistem foarte complicat de canale de geometrie ¿i trasee variabile ¿i arbitrare, care permit mi¿carea fluidelor prin ele. Aceastå defini¡ie duce imediat la concluzia cå mi¿carea apei subterane presupune existen¡a a douå medii: mediul solid (påmântul) ¿i mediul fluid (apa). Pornind de la aceste considerente se ajunge u¿or la observa¡ia cå descrierea mi¿cårii mediului fluid prin acest sistem de canale este foarte dificilå, ea oferind doar o imagine globalå a fenomenului. Pentru analiza comportårii unui fluid ¿i descrierea mi¿cårii sale într-un mediu poros este utilå definirea unor no¡iuni care permit caracterizarea mediului solid pe de o parte ¿i a curentului subteran, pe de altå parte. Definirea acestor proprietå¡i u¿ureazå, totodatå, în¡elegerea proceselor ¿i mecanismelor care guverneazå poluarea, respectiv depoluarea mediului subteran, format în ansamblul såu din påmânt ¿i apå. ¥n continuare, se vor prezenta ¿i defini doar acele proprietå¡i care au relevan¡å pentru subiectul acestei lucråri.

2.1. POROZITATEA

Este un parametru fundamental, foarte important în studiul mi¿cårii apei subterane, ca ¿i în hidrogeologie în general, deoarece influn¡eazå într-o mare måsurå caracteristicile de stocare ¿i drenare ale tuturor tipurilor de acvifere. Porozitatea joacå un rol esen¡ial în determinarea vitezei de transport a poluan¡ilor în apa subteranå. Porozitatea n este difinitå ca raportul între volumul porilor unei probe de påmânt Wp ¿i volumul total Wt al probei respective:

n W pW t

= . (2.1)

13

Porozitatea este adimensionalå ¿i se exprimå, de regulå, procentual. Este

evident cå 0 ≤ n ≤ 1, cazurile extreme corespunzând mediului solid (n = 0) sau

mediului fluid (n = 1). Porozitatea este, a¿a cum se observå, o no¡iune globalå,

nerelevantå, de regulå, pentru dinamica unui fluid, deoarece în realitate pot

exista cazuri în care mediul subteran con¡ine o serie de pori bloca¡i, care nu

permit deplasarea fazei fluide. Astfel, din punct de vedere practic, no¡iunea de

porozitate efectivå ne, definitå ca raportul dintre volumul efectiv al porilor prin

care fluidul se poate mi¿ca Wpe ¿i volumul total al mediului Wt este de mai

mare importan¡å:

ne W peW t

= . (2.2)

¥n geotehnicå se folose¿te, adesea, o altå exprimare pentru evaluarea

porozitå¡ii, ¿i anume indicele porilor e , definit ca volumul porilor unei probe

de påmânt Wp raportat la volumul mediului solid Ws din proba respectivå:

e WpWs

= =−

=−

WpWt Wp

nn1

¿i: n ee

=+1

. (2.3)

Porozitatea poate avea o serie de componente, cu semnifica¡ie

hidrogeologicå distinctå, dependente în primul rând de tipul påmântului sau al

rocii: porozitate intergranularå, porozitate intragranularå, porozitate determinatå

de fisuri etc. (fig. 2.1).

Tehnicile generale de måsurare a porozitå¡ii determinå, înså, porozitatea

totalå, ¿i cel mai sigur porozitatea efectivå, numitå adesea ¿i porozitate

dinamicå sau cinematicå.

¥n tabelul 2.1 sunt prezentate valorile porozitå¡ii ¿i ale coeficientului de

înmagazinare pentru câteva tipuri de medii poroase (Dottridge ¿.a., 1993; US-

EPA, 1990).

Porozitatea unui påmânt este dependentå de o mul¡ime de factori (Dottridge

¿.a., 1993), printre care cei mai importan¡i sunt: compozi¡ia granulometricå,

modul de a¿ezare a particulelor care alcåtuiesc scheletul solid al påmântului

respectiv ¿i structura internå a acestuia (fig. 2.2).

14

Fig. 2.1. Reprezentarea schematicå a tipurilor de porozitå¡i ale påmânturilor. (A - porozitate simplå, intergranularå ¿i fisuratå;

B - porozitate dublå).

Tabelul 2.1

Dependen¡a porozitå¡ii, porozitå¡ii efective

¿i a coeficientului de înmagazinare de tipul mediului poros

Tip påmânt/rocå Porozitate

(%)

Porozitate efectivå (%)

Coeficient de înmagazinare

Påmânt 50 - 60 40 - 50 15

Pietri¿ 25 - 40 15 - 25 1

Nisip 25 - 40 15 - 25 3

Argilå 40 - 70 5 - 10 48

Bazalt fisurat 5 - 50 < 5 3

Gresii 5 - 30 2 - 20 5

Roci cristaline fisurate 0 - 10 < 5 3

15

Fig. 2.2. Reprezentarea schematicå a tipurilor de structuri ale påmânturilor. (a - sedimente cu granulozitate uniformå; b - sedimente neuniforme; c - sedimente

uniforme, poroase; d - sedimente uniforme cu depozite intercalate; e - roci poroase prin dizolvare; f - roci poroase prin fisurare).

2.2. PERMEABILITATEA.

COEFICIENTUL DE PERMEABILITATE

Permeabilitatea este proprietatea unui påmânt sau a unei roci care exprimå capacitatea acestora de a permite trecerea unui fluid. Permeabilitatea este folositå în sens calitativ. Aceastå proprietate are o importan¡å fundamentalå în hidrogeologie, ea determinând debitul unui fluid pentru o sarcinå hidraulicå datå. Exprimarea cantitativå a permeabilitå¡ii se face cu ajutorul coeficientului de permeabilitate. Acesta este definit ca fiind volumul de lichid care stråbate, în unitatea de timp, o sec¡iune transversalå a cårei arie este egalå cu unitatea, sub un gradient hidraulic unitar. Are dimensiuni de vitezå, exprimându-se, de regulå, în cm/s sau m/zi. ¥n hidrogeologie, coeficientul de permeabilitate este denumit ¿i coeficient de conductivitate hidraulicå; este dependent atât de proprietå¡ile lichidului (apa), cât ¿i de cele ale mediului poros (påmântul):

( )k Q

A d hd l

= , (2.4)

16

în care:

Q este debitul de apå ce trece printr-o sec¡iune a curentului subteran; A - aria sec¡iunii; dh/dl - gradientul hidraulic.

Cercetåri experimentale au pus în eviden¡å dependen¡a coeficientului de permeabilitate de temperaturå, ceea ce a permis så se concluzioneze cå acesta depinde de proprietå¡ile fluidului care curge prin mediul poros, ¿i anume de vâscozitatea ¿i greutatea specificå. ¥ntre coeficientul de permeabilitate ¿i greutatea specificå a fluidului existå o propor¡ionalitate directå, fiind, pe de altå parte, invers propor¡ional cu vâscozitatea fluidului. Eliminând influen¡a proprietå¡ilor fluidului asupra coeficientului de permeabilitate, se ob¡ine o nouå exprimare a permeabilitå¡ii påmânturilor sau rocilor, care va fi dependentå numai de proprietå¡ile acestora. Coeficientul astfel ob¡inut poartå numele de coeficient de permeabilitate intrinsec ¿i se gåse¿te în urmåtoarea rela¡ie cu coeficientul de permeabilitate:

k g k i= ρµ.

sau : kg

ki =µρ .

, (2.5)

în care:

k este coeficientul de permeabilitate;

ki - coeficientul de permeabilitate intrinsec; µ - coeficientul dinamic de vâscozitate al fluidului; ρ - densitatea fluidului; g - accelera¡ia gravita¡iei; ρg - greutatea specificå a fluidului.

Dimensiunea lui ki rezultå din rela¡ia (2.6):

[ ] [ ][ ] [ ]k

gki =

µρ .

= L2 . (2.6)

¥n mod uzual, în literaturå, pentru exprimarea lui ki se folose¿te ca unitate de måsurå darcy :

l darcy = 10-8

cm2 .

17

Definitå astfel, permeabilitatea este o proprietate macroporicå a mediului subteran, valorile sale fiind dependente de scara la care s-au fåcut måsuråtorile. ¥n condi¡iile obi¿nuite ale mi¿cårii apei subterane, varia¡iile termice, precum ¿i cele ale vâscozitå¡ii ¿i greutå¡ii specifice ale apei sunt mici, astfel încât coeficientul de permeabilitate din legea Darcy este asimilat cu coeficientul de permeabilitate intrinsec. ¥n cazul problemelor ridicate de poluarea, respectiv de depoluarea apei subterane, analiza dinamicii fluidelor eterogene, rezultate prin poluare, mai ales în cazul utilizårii metodelor termice de remediere, este mai adecvat realizatå, utilizând coeficientul de permeabilitate intrinsec. Acest lucru este mai important în cazul poluårii apelor subterane cu produse petroliere nemiscibile cu apa. ¥n tabelul 2.2 sunt prezentate valorile globale ale coeficientului de permeabilitate ¿i ale coeficientului de permeabilitate intrinsec pentru diferite tipuri de påmânturi (Freeze ¿i Cherry, 1979). ¥n cadrul aceleea¿i categorii de påmânt, se remarcå varia¡ia acestor coeficien¡i cu câteva ordine de mårime. Tabelul 2.2

Valorile coeficien¡ilor de permeabilitate k ¿i ki pentru câteva tipuri de påmânturi

Natura påmântului ki (darcy) k (m/s)

Pietri¿ 102-10

510

-3-10

0

Nisip 10-1

-103

10-6

-10-2

Nisip mâlos 10-2

-102

10-7

-10-3

Argilå, loess 10-4

-10-1

10-9

-10-5

Gresie 10-5

-10-1

10-10

-10-6

Calcare ¿i dolomite 10-4

-10-1

10-9

-10-6

Bazalt permeabil 10-2

-10-3

10-7

-10-2

Carsturi calcaroase 10-1

-10-3

10-6

-10-2

18

2.3. OMOGENITATE ªI ETEROGENITATE

Permeabilitatea este o proprietate direc¡ionalå a unui påmânt. De regulå, coeficientul de permeabilitate este variabil în cadrul unei forma¡iuni geologice, pentru un punct dat, fiind adesea dependent de direc¡ia de mi¿care. Stratele geologice pentru care coeficientul de permeabilitate este independent de pozi¡ia punctului în cadrul forma¡iunii se numesc omogene, iar stratele pentru care acest coeficient este variabil se numesc eterogene. Luând în considerare un sistem de axe 0xyz, pentru un strat acvifer omogen este valabilå rela¡ia k(x, y, z) = C, în care C este o constantå, în timp ce pentru un strat eterogen rela¡ia de definire va fi k(x, y, z) ≠ C. Structura mediilor subterane este foarte variabilå, existând, probabil, tot atâtea configura¡ii ale eterogenitå¡ii câte medii geologice. Eterogenitatea unui strat acvifer poate fi:

− eterogenitate stratificatå; − eterogenitate direc¡ionalå.

Eterogenitatea stratificatå este specificå rocilor sedimentare ¿i depozitelor marine ¿i lacustre neconsolidate. Fiecare strat care intrå în alcåtuirea mediului subteran poate avea o valoare constantå a coeficientului de permeabilitate, fiind astfel omogen, dar întregul sistem va fi considerat eterogen. ¥n cadrul unei forma¡iuni caracterizatå prin eterogenitate stratificatå pot rezulta diferen¡e între coeficien¡ii de permeabilitate ai diferitelor zone de pânå la 13 ordine de mårime, cum ar fi cazul depozitelor de argilå intercalate cu strate de nisip (tab.2.2). Un alt exemplu de forma¡iuni eterogene îl reprezintå cele caracterizate prin eterogenitatea direc¡ionalå; acest tip de eterogenitate este cel mai des întâlnit în procesele de sedimentare care au condus la formarea deltelor sau a conurilor aluvionare.

2.4. IZOTROPIE ªI ANIZOTROPIE

Pentru un punct dat al unui strat acvifer, coeficientul de permeabilitate poate

fi dependent de direc¡ia dupå care s-a fåcut måsuråtoarea. Un astfel de strat acvifer poartå numele de strat anizoptrop. ¥n cazul în care coeficientul de permeabilitate este independent de direc¡ia de måsurare pentru un punct dat al unui strat acvifer, avem de-a face cu un strat izotrop.

Pentru forma¡iunile geologice anizotrope sunt definite direc¡iile principale de anizotropie, corespunzând direc¡iilor dupå care, pentru un punct dat, coeficientul de permeabilitate atinge valoarea maximå ¿i, respectiv, minimå. Aceste direc¡ii sunt cel mai adesea perpendiculare una pe cealaltå.

19

Unui strat geologic i se poate ata¿a un sistem rectangular de axe de coordonate 0xyz, astfel încât direc¡iile axelor de coordonate så coincidå cu direc¡iile principale de anizotropie. ¥n aceste condi¡ii, coeficien¡ii de permeabilitate

dupå direc¡iile principale pot fi notate cu kx, ky, kz. ¥n orice punct M(x, y, z),

stratul izotrop va avea kx = ky = kz, în timp ce pentru un strat anizotrop se va putea

scrie: kx ≠ ky ≠ kz. Dacå kx = ky ≠ kz, cum este cazul general al depozitelor sedimentare, stratul geologic este denumit transversal izotrop.

Definirea completå a unui strat geologic, din punct de vedere al coeficientului de permeabilitate, necesitå utilizarea a douå calificative: unul legat de eterogenitate ¿i celålalt legat de anizotropie. Spre exemplu:

* pentru un mediu omogen ¿i izotrop, în problema planå, se poate scrie:

kx(x, y) = kz(x, z) = C, pentru orice M(x, y) apar¡inând acestui domeniu, C fiind o constantå;

* pentru un mediu omogen ¿i anizotrop kx(x, z) = C1 pentru orice M(x,

y) ¿i kz(x, y) = C2, pentru orice M(x, y), iar C1 ≠ C2.

¥n figura 2.3 sunt prezentate cele patru posibile combina¡ii, rezultate din caracteristicile descrise mai sus (Freeze ¿i Cherry, 1979). Lungimea segmentelor din interiorul domeniilor este propor¡ionalå cu valorile

coeficien¡ilor kx ¿i kz, în cele douå puncte M1(x1, y1) ¿i M2(x2, y2).

kz

kx

kz

kx

Mediu omogen, Mediu omogen, anizotrop

kzkx

kz

kx

Mediu eterogen, izotrop Mediu eterogen, anizotrop

Fig. 2.3. Reprezentarea schematicå a caracteristicilor de omogenitate - eterogenitate ¿i izotropie - anizotropie ale unui strat acvifer.

20

2.5. NIVELUL APEI SUBTERANE

¥n mediul subteran apa se gåse¿te atât în zona nesaturatå, în care cea mai

mare parte a spa¡iului porilor este ocupat de aer, cât ¿i în zona de adâncime, saturatå, în care spa¡iul porilor este complet ocupat de apå. Limita între cele douå zone este denumitå nivelul apei subterane sau oglinda apei subterane. ¥n zona nesaturatå, apa se gåse¿te atât sub formå de vapori, cât ¿i în franja capilarå, presiunea hidraulicå fiind negativå. ¥n majoritatea cazurilor, oglinda apei subterane urmåre¿te cu oarecare fidelitate topografia terenului. Determinarea nivelului apei subterane trebuie fåcutå cu multå aten¡ie, fiind semnalate o serie de cazuri în care aceste måsuråtori au fost incorect fåcute. Acurate¡ea determinårii pozi¡iei nivelului apei subterane este importantå deoarece grosimea, permeabilitatea ¿i compozi¡ia zonei nesaturate exercitå un control semnificativ asupra alimentårii stratului acvifer ¿i asupra mi¿cårii polua¡ilor, în special a celor organici. Determinarea nivelului apei în foraje va indica, cel mai adesea, grosimi ale zonei nesaturate mai mici decât sunt ele în realitate.

¥n stratul acvifer, apa se gåse¿te în douå situa¡ii total diferite: strat acvifer cu nivel liber ¿i strat acvifer sub presiune.

Nivelul apei subterane din stratul acvifer cu nivel liber variazå func¡ie de alimentarea - descårcarea sa. Nivelul apei subterane într-un strat acvifer cu nivel liber este denumit oglinda apei.

Stratele acvifere sub presiune sunt mårginite la suprafa¡å de un strat geologic impermeabil, astfel cå apa stocatå în stratul permeabil este sub presiune, determinând cre¿terea nivelului piezometric peste cota tavanului impermeabil. ¥n acest caz, nivelul apei subterane este denumit nivel piezometric. ¥n hidraulica mediilor poroase permeabile, liniile ob¡inute prin unirea punctelor de egal nivel al apei subterane poartå numele de linii echipoten¡iale.

Nivelul apei subterane variazå de-a lungul unui an, ca urmare a varia¡iei debitelor de alimentare ¿i descårcare sau a varia¡iei volumului de apå stocatå. ¥n cazul acviferelor sub presiune, varia¡iile nivelului piezometric sunt reduse - de cele mai multe ori nesemnificative - ¿i se produc pe perioade de timp relativ scurte. Fluctua¡iile determinate de varia¡ia volumului de apå stocat au un timp mai lung de realizare ¿i sunt determinate de raportul în care se gåse¿te, într-o anumitå perioadå, nivelul apei subterane cu nivelul apelor de suprafa¡å cu care sunt interconectate.

Efectul evapotranspira¡iei asupra acviferelor adânci sau de suprafa¡å se manifestå atât zilnic, cât ¿i sezonier. Plantele care se alimenteazå din apa stocatå în zona franjei capilare sau chiar din cea stocatå în zona saturatå, influen¡eazå nivelul apei subterane, în special în perioada de cre¿tere ¿i vegeta¡ie.

21

2.6. TRANSMISIVITATEA

Transmisivitatea T a unui strat acvifer reprezintå produsul dintre coeficientul

de permeabiliate k ¿i grosimea stratului a (Ivan, 1985):

T = ka = kh [m2/zi] , (2.7)

în care:

T este transmisivitatea; k - coeficientul de permeabilitate; a, h - grosimea stratului acvifer.

A¿a cum am aråtat, în naturå, acviferele sunt eterogene ¿i anizotrope, fiind constituite dintr-un ansamblu de strate de diverse permeabilitå¡i ¿i grosimi. ¥n astfel de cazuri, transmisivitatea globalå a mediului subteran va putea fi exprimatå prin urmåtoarea rela¡ie:

T = ∑aiki , (2.8)

suma referindu-se, în acest caz, la toate stratele cuprinse între patul impermeabil ¿i suprafa¡a liberå sau tavanul impermeabil, în cazul acviferelor sub presiune. Este necesar ca în ansamblul såu complexul subteran så aibå aceea¿i sarcinå hidraulicå, în lungul oricårei verticale. ¥n cazul mediilor subterane eterogene ¿i anizotrope, transmisivitatea reprezintå un tensor care opereazå la fel ca tensorul permeabilitå¡ilor. Astfel, în cazul mediilor bidimensionale, tensorul este de forma:

TT xxT xyT yxT yy

= ;

(2.9) Txy = Tyx .

Transmisivitatea este legatå de caracteristicile fizice ale stratului acvifer, determinându-se indirect, prin måsurarea parametrilor componen¡i, respectiv coeficientul de permeabilitatea ¿i grosimea stratului acvifer. Determinarea acestui parametru nu este lipsitå de dificultå¡i, având în vedere cå, de cele mai multe ori, acviferele sunt etrogene ¿i anizotrope. Pentru acviferele formate din mai multe strate - eterogenitate stratificatå - este greu så se determine caracteristicile fiecårui strat, deoarece pompårile de scurtå duratå vor mobiliza numai o parte a acestor strate ¿i anume pe cele mai permeabile. ¥n cele mai

22

multe cazuri, pentru determinarea transmisivitå¡ii se folosesc încercårile cu ajutorul pakerului, interpretarea rezultatelor fåcându-se pe baza curbei de revenire a presiunii (Ivan, 1985).

2.7. COEFICIENTUL DE ¥NMAGAZINARE

Acest parametru este important, în special în cazul mi¿cårii apei subterane în

regim nepermanent. Coeficientul de înmagazinare caracterizeazå capacitatea unui strat acvifer de a elibera, respectiv de a înmagazina apå. Coeficientul de înmagazinare reprezintå volumul de apå care poate fi eliberat dintr-o prismå verticalå a stratului acvifer, având sec¡iunea egalå cu unitatea, pentru o scådere unitarå a nivelului piezometric (Ivan, 1985). Coeficientul de înmagazinare este dat de rela¡ia:

S dWdh

= − . (2.10)

¥n cazul acviferelor cu nivel liber, volumul de apå dW este dat de rela¡ia:

dW = − n dhe ; S ne= (2.11)

în care ne este porozitatea efectivå a stratului acvifer. Pentru stratele acvifere sub presiune, volumul de apå eliberat dW este determinat atât de compresibilitatea apei, cât ¿i de compresibilitatea stratului, care suferå o u¿oarå modificare a porozitå¡ii. Volumul de apå rezultat din decomprimarea apei este exprimat prin rela¡ia:

dWan

dp dhe

w1 = − = − ⋅ ⋅β β γ. . (2.12)

Volumul de apå corespunzåtor diminuårii volumului porilor este dat de rela¡ia:

dWa

mv2= − .

Din sumarea celor douå volume rezultå:

dW = ( )− +a n m dw e vγ β h , (2.13)

23

în care:

p este presiunea apei; h - sarcina hidraulicå;

mv - coeficientul de compresibilitate verticalå al scheletului solid al stratului;

β - coeficientul de compresibilitate a apei; a - grosimea stratului acvifer.

Se constatå cå, în cazul stratelor acvifere cu nivel liber, coeficientul de înmagazinare este mai mare, comparativ cu cel al stratelor sub presiune, pentru

care sunt indicate în literatura de specialitate valori cuprinse între 10-3

¿i 10-6

(Ivan, 1985). Pe aceastå bazå, se concluzioneazå cå ordinul de mårime al coeficientului de înmagazinare oferå informa¡ii asupra tipului de strat acvifer. Pare, de asemenea, corectå observa¡ia cå valoarea coeficientului de înmagazinare este variabilå în timp.

2.8. GRADIENTUL HIDRAULIC

Gradientul hidraulic reprezintå panta suprafe¡ei libere a apei - în cazul

acviferelor cu nivel liber - sau panta nivelului piezometric - în cazul acviferelor sub presiune. Gradientul hidraulic determinå direc¡ia ¿i valoarea debitului curentului fluid într-un mediu poros permeabil. Din punct de vedere fizic, reprezintå scåderea nivelului apei, raportatå la unitatea de lungime a liniilor de curent. Determinarea gradientului hidraulic, ca ¿i a direc¡iei de curgere, se poate face cu destulå acurate¡e, prin måsurarea nivelului apei în cel pu¡in trei pu¡uri de observa¡ie (fig.2.4). Dacå se unesc cele trei pu¡uri folosite la determinarea gradientului hidraulic prin linii, se formeazå un triunghi. Cunoscând cotele apei subterane în cele trei pu¡uri, se poate determina, pe liniile ce unesc triunghiurile, puncte de cote egale ale apei subterane. Prin unirea punctelor de egalå cotå, de pe douå din aceste linii, se ob¡ine o echipoten¡ialå, altfel spus o linie de nivel constant al apei (Barcelona ¿.a., 1990). Linia de curent va fi astfel construitå încât så fie perpendicularå pe linia echipoten¡ialå, indicând sensul de curgere al apei subterane; acesta este, a¿a cum am aråtat, în sensul gradientului hidraulic al apei subterane.

Nivelul apei este exprimat, în mod uzual, prin nivelul total ht al suprafe¡ei libere, care este format din cota de pozi¡ie a apei z ¿i din cota datoratå presiunii

interne a apei hp:

h z ht p= + . (2.14)

24

Fig. 2.4. Schemå pentru determinarea gradientului hidraulic.

Mi¿carea apei subterane se realizeazå în sensul descre¿terii nivelului total.

Gradientul hidraulic este adimensional ¿i se exprimå sub formå frac¡ionarå

(4/1 000), zecimalå (0,004) sau sub formå procentualå (4 0/00).

25

3

INTRODUCERE

¥N POLUAREA APELOR SUBTERANE

Poluarea apei subterane este asociatå unei multitudini de aspecte neplåcute

cum ar fi gustul, mirosul, culoarea, duritatea, dar cel mai serios aspect legat de acest fenomen este determinat de posibila existen¡å a unor organisme patogene, sau de prezen¡a unor substan¡e toxice, explozive ¿i inflamabile.

¥n apa subteranå au fost identifica¡i mai mult de 200 de constituen¡i chimici, din care aproximativ 175 sunt compu¿i organici ¿i, mai mult de 50, substan¡e chimice anorganice ¿i nuclee radioactive (US-Congress-OTA, 1984). Sursele acestor compu¿i sunt determinate de cauze naturale sau umane. ¥n multe ¡åri, în special în cele mai pu¡in dezvoltate, problema poluårii apei subterane folositå ca surså pentru alimentarea cu apå potabilå este, în primul rând, determinatå de prezen¡a unor organisme patogene.

Poluarea localå a apei subterane ridicå probleme nu atât prin amploarea poluårii, a volumului acviferului afectat, ci, în special, prin faptul cå apa subteranå råmâne inutilizabilå pentru perioade foarte lungi de timp, de ordinul decenilor sau chiar secolelor (Barcelona ¿. a., 1990). Viteza micå de mi¿care a apei subterane încetine¿te ritmul extinderii poluårii ¿i men¡ine concentra¡ii ridicate ale poluantului în zona sursei de poluare.

3.1. SURSE DE POLUARE A APELOR SUBTERANE

Sursele de poluare a apei subterane sunt multiple ¿i pot fi localizate la

suprafa¡a terenului, în subteran, deasupra nivelului apei subterane ¿i, în subteran, sub nivelul apei subterane. Circuitul hidrologic al apei determinå, implicit, modificarea parametrilor såi calitativi ca urmare a influen¡ei factorilor de mediu cu care vine în contact (Backer ¿i Wilson, 1992)(fig.3.1). Aceste mo-dificåri pot fi determinate natural sau influen¡ate de activitå¡i umane. Unele din aceste modificåri pot fi controlate, altele nu, dar, pânå la urmå, toate acestea pot fi limitate în intensitate, astfel cå efectele negative pot fi minimizate.

Proprietå¡ile fizice, chimice ¿i biologice ale subteranului au un spa¡iu de varia¡ie foarte larg.

26

Fig. 3.1. Schema generalå a circuitului hidrogeochimic al apei cu eviden¡ierea

principalelor procese de poluare.

¥n majoritatea cazurilor este dificil de a face o distinc¡ie clarå între surse ale

poluårii determinate de om ¿i cele declan¿ate de cauze naturale. Calitatea naturalå a apei reflectå tipul ¿i cantitatea substan¡elor solubile sau insolubile cu care apa a intrat în contact.

De¿i calitatea apei din acviferele pu¡in adânci variazå, uneori, în limite moderate în raport cu timpul, acviferele de mai mare adâncime sunt caracterizate prin proprietå¡i chimice ¿i fizice aproape constante, cel pu¡in la scarå localå, unde acestea nu resimt efectele pompårii sau ale altor ac¡iuni antropice. Ca regulå generalå, cantitatea de substan¡e dizolvate cre¿te cu adâncimea, timpul ¿i distan¡a parcurså de apå în mediul subteran.

De-a lungul timpului, oamenii au depozitat de¿euri ¿i diferite categorii de gunoaie, prin descårcarea lor în curentul de apå de suprafa¡å, prin stocarea la suprafa¡a solului, în depozite mai mult sau mai pu¡in impermeabilizate sau prin introducerea lor direct în mediul subteran. Activitå¡ile umane care influen¡eazå calitatea apei de suprafa¡å nu sunt reflectate exclusiv de descårcarea directå în curentul subteran a unor compu¿i cu poten¡ial poluant, ci includ ¿i poluarea indirectå prin scurgerea apelor de precipita¡ii, care pot spåla astfel de compu¿i întâlni¡i la suprafa¡a solului. ¥n replicå, o influen¡å majorå asupra calitå¡ii apelor de suprafa¡å o au izvoarele subterane care descarcå în acestea. Dacå apa subternå din care se alimenteazå aceste izvoare este poluatå, calitatea apei de suprafa¡å se deterioreazå. Din fericire, în astfel de cazuri, din cauza dilu¡iei

27

realizate în curentul de suprafa¡å, poluarea nu este atât de severå ca în mediul subteran.

Cazurile generale de poluare a apei subterane sunt datorate depozitårii de¿eurilor ¿i folosirii terenului în diverse activitå¡i umane. O surså majorå de poluare o reprezintå depozitarea materialelor din excava¡ii, deoarece acestea con¡in substan¡e minerale dizolvabile ce pot fi mobilizate de apele de infiltra¡ii din diverse surse ¿i transportate în stratul acvifer. O altå cauzå a deteriorårii calitå¡ii apei subterane este induså prin pomparea apei din acviferul subteran care poate pune astfel în mi¿care apele puternic mineralizate din zonele adiacente, cel mai frecvent caz fiind cel al apelor subterane sårate din vecinåtatea mårilor. ¥n multe cazuri, problema poluårii apei subterane este foarte complexå, multe din problemele ridicate de acest fenomen nefiind pe deplin în¡elese.

O clasificare riguroaså a surselor de poluare a apei subterane este relizatå de Oficiul de Evaluåri Tehnologice al Statelor Unite (US-OTA), stabilind nu mai pu¡in de 33 de cauze ale surselor de poluare, grupate în ¿ase categorii majore, func¡ie de activitå¡ile principale care o genereazå (US-Congress-OTA, 1984). Conform clasificårii OTA, cele ¿ase categorii de activitå¡i care genereazå poluarea apei subterane sunt:

I. Surse de poluare datorate lucrårilor destinate evacuårii anumitor substan¡e în mediul subteran. ¥n aceastå categorie sunt incluse: percolarea în subteran din rezervoarele septice, infiltrarea din pu¡urile de injec¡ie folosite pentru descårcarea apelor uzate sau încårcate cu diferite substan¡e, infiltrarea apelor din iriga¡ii la care s-a folosit apå uzatå, etc.

II. Surse de poluare datorate unor lucråri proiectate pentru stocarea, tratarea ¿i/sau depozitarea substan¡elor. ¥n astfel de cazuri, descårcarea în subteran se realizeazå accidental. Aceste lucråri nu au, deci, rolul de a introduce în subteran substan¡e poluante, descårcarea realizându-se prin defec¡iuni în func¡ionarea obiectivelor proiectate. ¥n aceastå categorie sunt incluse depozitele de de¿euri care sunt spålate de apele de precipita¡ii; depozitele ilegale, reziden¡iale, neprevåzute cu måsuri speciale de colectare a apelor de precipita¡ii; depozitele de materiale rezultate în urma excava¡iilor din construc¡ii sau din activitå¡i miniere, ce ar putea con¡ine substan¡e solubile în apå; rezervoare subterane sau supraterane de stocare, care, prin deversare, fisurare sau prin deteriorarea îmbinårilor cu conductele de legåturå, zone foarte vulnerabile, introduc în subteran cantitå¡i importante de substan¡e chimice, care sunt adesea foarte toxice; descårcarea în gropile de excava¡ii (cariere de piatrå sau agregate) a de¿eurilor de orice fel sau a apelor uzate etc.

28

III. Surse de poluare datorate lucrårilor proiectate pentru transportul unor substan¡e. ¥n aceastå categorie intrå, în primul rând, conductele de tip industrial destinate transportului substan¡elor chimice (petrol, deriva¡i petrolieri, gaze naturale) sau apelor uzate ¿i, în al doilea rând, transportului unor produ¿i chimici în stare solidå, care, prin spargerea ambalajelor ¿i împrå¿tierea pe sol, pot fi apoi spåla¡i de apele de precipita¡ii ¿i transporta¡i în subteran.

IV. Surse indirecte. Cele mai importante surse în aceastå categorie sunt iriga¡iile ¿i folosirea pesticidelor, ierbicidelor ¿i a fertilizan¡ilor, care prin spålare, de cåtre apele de precipita¡ii sau de iriga¡ii, ajung în apa subteranå. Tot în aceastå categorie sunt incluse depozitele de de¿euri animaliere, apele uzate provenite din spålarea de cåtre precipita¡ii a ¿oselelor, scurgerile de ape de precipita¡ii din zonele urbane, spålarea ¿i dizolvarea poluan¡ilor atmosferici de apele de precipita¡ii, drenajul din zonele miniere, drenaj ce rupe circuitul natural al apei subterane, determinând modificåri majore în dinamica acesteia ¿i dizolvarea unor roci solubile.

V. Surse de poluare datorate unor lucråri care favorizeazå descårcarea poluan¡ilor în subteran. ¥n aceastå categorie, cele mai importante surse sunt datorate inducerii infiltra¡iilor de ape poluate prin lucrårile de foraj executate în subteran cu diverse scopuri: alimentåri cu apå, gaze, petrol, ape geotermale, etc. Poluan¡ii sunt introdu¿i în subteran, fie în timpul forårii acestora, fie în timpul exploatåri, dacå nu au fost luate måsuri de izolare a coloanelor definitive ale pu¡urilor la trecerea prin diversele strate acvifere. ¥n aceastå categorie intrå, de asemenea, ¿i pu¡urile de observa¡ie incorect realizate. Excava¡iile pentru construc¡ii modificå structura naturalå a solului fiind eliminate astfel stratele de suprafa¡å impermeabile care protejau stratul acvifer. Totodatå, gropile de excava¡ii pot colecta ape uzate provenite din zonele urbane sau industriale, facilitând infiltra¡ia acestora în subteran.

VI. Surse naturale de poluare, a cåror activizare este provocatå de activitå¡i umane. Activitatea umanå poate determina modificarea interac¡iunilor între apele de suprafa¡å ¿i cele subterane. O serie de acvifere sunt alimentate din apele de suprafa¡å. Dacå acestea sunt poluate, atunci este evident cå ¿i apele subterane, la rândul lor, vor fi poluate. Scurgerile naturale prin mediul poros sau prin fisurile rocilor pot transporta o serie de minerale dizolvate. Lucrårile de pompare a apei subterane ¿i, deci, de depresionare a nivelului natural al acesteia, pot determina intruziunea apei sårate, dacå aceste lucråri sunt realizate în vecinåtatea mårilor.

29

Un aspect suplimentar care meritå discutat, în legåturå cu sursele de poluare a apei subterane, îl constituie amploarea sursei ¿i anume caracterul punctual sau dispersat al acesteia.

Sursele punctuale sunt cele care introduc poluantul pe o arie restrânså: scurgeri din rezervoare, scurgeri din sistemele septice, pu¡uri de injec¡ie, etc. Sursele dispersate afecteazå direct suprafe¡e mari ale stratului acvifer, de aici decurgând dificultatea izolårii lor ¿i a proiectårii måsurilor de remediere. Poten¡ial, în aceastå categorie intrå activitå¡ile agricole, scurgerile din zonele urbane, dizolvarea ¿i transportul poluan¡ilor atmosferici (Barcelona ¿.a., 1990).

3.2. MECANISMELE GENERALE DE POLUARE

A APEI SUBTERANE

A fost identificatå o mare varietate de compu¿i care determinå poluarea

apelor subterane, ca ¿i o mare varietate de cåi prin care un poluant ajunge în mediul subteran. Cu toate acestea, în majoritatea cazurilor, un poluant poate ajunge în subteran datoritå uneia din urmåtoarele cauze (Barcelona ¿.a., 1990): descårcarea inten¡ionatå a unor compu¿i chimici, descårcarea accidentalå sau descårcarea din neglijen¡å.

Mecanismele prin care un poluant poate ajunge în mediul subteran sunt: infiltrarea, migrarea directå, schimburile între acvifere ¿i interferen¡a cu apele de suprafa¡å.

3.2.1. INFILTRAREA

Infiltrarea reprezintå unul din cele mai cunoscute mecanisme care contribuie la poluarea apei subterane. O bunå parte din apa ajunså la suprafa¡a solului (precipita¡ii, iriga¡ii, etc) se infiltreazå, datoritå gravita¡iei, în mediul subteran, dizolvând, în mi¿carea sa, o serie de compu¿i chimici. Se formeazå astfel solu¡ii de poluan¡i care vor migra spre apa subteranå, pânå la contactul cu zona saturatå. Aceste solu¡ii pot con¡ine compu¿i organici sau anorganici, dependent de compozi¡ia zonei tranzitate de curentul de apå. Dupå ce solu¡ia poluantå a ajuns la suprafa¡a apei subterane, poluantul va migra lateral ¿i vertical, influen¡at de direc¡ia generalå de curgere a apei subterane.

¥n figura 3.2 este prezentatå pana poluantå formatå prin spålarea unui depozit de gunoaie menajere (Freeze ¿i Cherry, 1979). Astfel de procese se pot produce sub orice surså de poluare expuså ac¡iunii apelor de infiltra¡ie.

30

Fig. 3.2. Forma penei poluante determinatå de infiltra¡iile dintr-o groapå de de¿euri.

3.2.2. MIGRAREA DIRECTÅ O serie de poluan¡i pot migra direct în subteran, fårå a fi transporta¡i de

curentul de apå de infiltra¡ie. Acest lucru se întâmplå pentru poluan¡ii care, în mod natural, se gåsesc în faza lichidå. ¥n acest caz, este evident cå se vor realiza concentra¡ii mult mai mari ale poluan¡ilor, datoritå alimentårii continue a mediului subteran cu compu¿i chimici puri, care se scurg din rezervoare sau conducte subterane fisurate.

Gropile de gunoi sau alte zone de depozitare a de¿eurilor, amplasate prin såpare în apropierea apei subterane, pot determina, de asemenea, migrarea directå a poluan¡ilor lichizi spre apa subteranå (Dottridge ¿.a., 1993). Sub acest aspect, un rol ce nu trebuie neglijat este jucat, de forajele, pu¡urile abandonate sau deteriorate, care pot facilita accesul poluan¡ilor de la suprafa¡å direct în coloana de apå subteranå (fig. 3.3).

3.2.3. SCHIMBURI ¥NTRE ACVIFERE Apa subteranå poluatå poate determina, la rândul ei, poluarea unor strate de

apå subteranå curatå, din acvifere conexe, cu care se gåse¿te în comunicare hidraulicå (Barcelona ¿.a., 1990). Astfel de cazuri sunt dese, în special pentru acviferele etajate, penetrate de pu¡uri ce distrug izolarea naturalå între diferitele strate.

31

Fig. 3.3. Poluarea acviferelor prin foraje incorect izolate.

Apele poluate ale unui strat de suprafa¡å pot astfel percola în lungul coloanei

pu¡urilor deteriorate sau abandonate, fenomenul fiind amplificat de depresionarea acviferului curat de adâncime, ceea ce conduce la cre¿terea gradientului hidraulic dinspre acviferul pu¡in adânc spre cel de adâncime (fig.3.4).

Lucrårile de depresionare temporarå a nivelului apei subterane în strate acvifere de suprafa¡å, determinate de execu¡ia funda¡iilor unor lucråri sau a unor construc¡ii subterane (cum ar fi, spre exemplu, tunelurile de metrou), pot conduce la ruperea, sub efectul unor gradien¡ii hidraulici ascensionali, a izolårii naturale dintre diferitele strate. La încetarea pompårii, dupå definitivarea lucrårilor subterane, gardien¡ii hidraulici î¿i schimbå sensul ¿i vor determina curen¡i verticali, descenden¡i, poluan¡i, dacå acviferul de suprafa¡å este poluat.

3.3. TRANSPORTUL POLUANºILOR ¥N MEDIUL SUBTERAN

3.3.1. TRANSPORTUL POLUANºILOR SOLUBILI

Transportul poluan¡ilor dizolva¡i în apa subteranå este controlat de o serie de fenomene fizice ¿i chimice care determinå, pânå la urmå, mårimea ariei poluate. Aceste fenomene sunt: advec¡ia, dispersia ¿i difuzia.

32

Fig. 3.4. Infiltra¡ia verticalå a poluantului în lungul coloanei pu¡urilor abandonate.

3.3.1.1. Advec¡ia. Prin advec¡ie este definit transportul poluan¡ilor în solu¡ie de cåtre curentul natural al apei subterane, la viteza medie a acesteia (Palmer ¿i Johnson, 1989). ¥n concordan¡å cu aceastå defini¡ie, viteza de cre¿tere a ariei poluate este egalå cu viteza de mi¿care a apei subterane, dependentå, la rândul ei, de gradientul hidraulic al curentului subteran, de permeabilitatea ¿i porozitatea eficace a stratului acvifer. Dacå se måsoarå concentra¡ia unui poluant într-un pu¡ de monitorizare amplasat între sursa de poluare ¿i un receptor, diagrama de varia¡ie în timp a acesteia are forma literei S, a¿a cum este prezentatå în figura 3.5 (Palmer ¿i Johnson, 1989).

0

0,5

1

Timpul

Con

cent

ratia

rela

tiva

AdvectieCurgere în bloc

Advec¡ie

t0,5t0,1

Fig. 3.5. Transportul prin advec¡ie al poluan¡ilor. Concentra¡ia relativå måsuratå într-un pu¡ de monitorizare.

33

Viteza de transport prin advec¡ie poate fi determinatå din legea Darcy:

v k i ne= ⋅ / . (3.1)

Viteza de transport prin advec¡ie a poluan¡ilor dizolva¡i este mai mare în stratele caracterizate prin coeficien¡i de permeabilitate mai mari, cum este cazul rocilor fisurate sau al acviferelor carstice, pentru care lungimea drumului parcurs de curentul fluid poate ajunge la sute de metri pe zi. La cealaltå extremå se gåsesc forma¡iunile de argilå, caracterizate prin permeabilitate reduså ¿i porozitate mare, astfel cå transportul prin advec¡ie al solu¡iilor de poluan¡i se realizeazå la viteze foarte mici. Trebuie subliniat cå lungimea liniilor curentului vertical, realizat uneori pe direc¡ie transversalå forma¡iunilor de argilå, poate fi foarte micå comparativ cu cea aferentå stratelor mai permeabile. Gradien¡ii hidraulici verticali ca pozi¡ie, dar transversali stratelor de argilå, pot fi cu câteva ordine de mårime mai mari decât gradien¡ii hidraulici orizontali din cadrul acviferului. Ace¿ti factori sunt foarte importan¡i în evaluarea poten¡ialului de transport prin advec¡ie, în cazul mediilor subterane ce con¡in lentile de argilå intercalate în structura lor.

Pentru un curent subteran unidimensional, debitul masic Qx datorat advec¡iei poate fi exprimat prin urmåtoarea rela¡ie:

Q v n Cx x e= ⋅ ⋅ . (3.2)

Datoritå eterogenitå¡ii stratelor acvifere, transportul prin advec¡ie, în diferitele strate componente ale acviferului, se realizeazå la viteze diferite. ¥n figura 3.6. este exemplificatå situa¡ia unui acvifer ideal stratificat, caracterizat prin coeficien¡i de permeabilitate diferi¡i pentru fiecare strat (Palmer ¿i Johnson, 1989). ¥n aceste condi¡ii, pu¡urile de observa¡ie amplasate într-un astfel de acvifer vor intercepta apa subteranå ce trece prin fiecare strat component, iar concentra¡ia poluantului este rezultatul medierii între cea a diferitelor strate. Rezultatul ob¡inut va indica o concentra¡ie mai micå decât la surså ¿i decât a stratului cu permeabilitatea cea mai mare. Reprezentarea concentra¡iei în lungul curentului pune în eviden¡å o mare varia¡ie a acesteia, chiar dacå este luatå în considerare doar advec¡ia în procesul de transport al poluantului.

3.3.1.2. Difuzia. Difuzia molecularå, sau simplu difuzia, este procesul de transport al unei substan¡e, determinat de gradientul de concentra¡ie care se realizeazå între diferitele puncte ale solu¡iei apoase a substan¡ei respective. Difuzia se produce ¿i în cazul în care fluidul suport, respectiv apa, se gåse¿te în regim static. ¥n mediile subterane pu¡in permeabile, transportul prin difuzie al poluan¡ilor este mai important cantitativ, în compara¡ie cu transportul prin advec¡ie (Neuzil, 1986; Palmer ¿i Johnson, 1989).

34

k1

k2

k3

k4

k5

P1 P2 P3 P4 P5

P1 P2 P3 P4 P50

0,20,4

0,60,8

1

C/C

o

P1 P2 P3 P4 P5Numar put observatie

Fig. 3.6. Transportul unui poluant într-un strat acvifer stratificat

(k2>k5>k3>k1>k4).

Masa solu¡iei aflatå în transport prin difuzie poate fi exprimatå cu ajutorul legii lui Fick. Astfel, pentru mi¿care unidimensionalå, prima lege a lui Fick este datå de urmåtoarea rela¡ie (Fetter, 1993):

Q = - Dd (dC/dx) , (3.3) în care:

Q este debitul masic al solu¡iei pe unitatea de arie;

Dd - coeficientul de difuzie (L2/T);

C - concentra¡ia solu¡iei (M/L3);

dC/dx - gradientul concentra¡iei (M/L3/L).

Coeficientul de difuzie Dd este puternic influen¡at de temperaturå ¿i, într-o

mai micå måsurå, de concetra¡ie. Valorile sale uzuale, la temperatura de 25 0C,

sunt cuprinse între 1 10-9

¿i 2 10-9

m2/sec, scåzând la jumåtate pentru

temperaturi de ordinul a 5 0C.

35

Pentru sisteme în care concentra¡ia este variabilå în timp, se aplicå legea a doua a lui Fick, care are urmåtoarea formå pentru mi¿care unidimensionalå (Fetter, 1993):

∂∂

∂∂

Ct

D Cx

d=⋅

2

2 , (3.4)

în care ∂∂Ct

reprezintå varia¡ia în timp a concentra¡iei.

¥n medii permeabile poroase, difuzia nu se produce la fel de u¿or ca în apa de suprafa¡å, deoarece ionii substan¡ei aflatå în solu¡ie trebuie så urmeze un drum mai lung, de ocolire a particulelor mediului solid. ¥n acest caz este folosit un coeficient de difuzie efectiv, definit de urmåtoarea rela¡ie:

D* = ω Dd , (3.5)

în care ω este un coeficient subunitar, dependent de tortuozitate, ale cårui valori, pentru mediile subterane, variazå între 0,5 ¿i 0,01 (Freeze ¿i Cherry, 1979). Pentru nisip omogen, Perkins ¿i Johnson (1963) indicå valoarea 0,7 - determinatå pe cale experimentalå. Procesul de difuzie molecularå este complicat, din cauzå cå ionii substan¡ei aflatå în solu¡ie trebuie så-¿i men¡inå neutralitatea electricå în timpul difuziei. ¥n cazul în care, spre exemplu, avem de a face cu o solu¡ie de NaCl, ionul

Na+ nu poate så difuzeze mai repede decât ionul Cl

- decât dacå în mediul subteran se gåse¿te un alt ion negativ. Pentru solu¡iile adsorbite pe suprafa¡a particulelor mediului poros, viteza de difuzie este mai micå decât în cazul absen¡ei adsorb¡iei (Fetter, 1993).

3.3.1.3. Dispersia. Dispersia este fenomenul de amestec produs între o solu¡ie lichidå ¿i apa curatå, având ca rezultat dilu¡ia solu¡iei, adicå reducerea concentra¡iei poluantului în apa subteranå (US-EPA, 1991a). Acest lucru este datorat faptului cå porii mediului subteran au formå, mårime ¿i orientare variabilå în spa¡iu. Bear (1979), Gilham ¿i Cherry (1982) eviden¡iazå urmåtoarele cauze care influen¡eazå dispersia:

− distribu¡ia neuniformå a vitezei pe sec¡iunea transversalå a canalelor formate de pori; viteza maximå va fi realizatå în zona centralå a porilor;

− tortuozitatea; drumul parcurs de particulele fluide în interiorul mediului poros diferå de la particulå la particulå;

36

− dimensiunea variabilå a porilor determinå viteze medii diferite pentru fiecare canal din interiorul mediului poros.

¥n cazul în care curentul poluant s-ar deplasa cu vitezå constantå, va dislocui uniform apa curatå, creând astfel o interfa¡å abruptå între apa poluatå ¿i cea curatå. Varia¡ia vitezei de mi¿care determinå amestecul celor douå forme de apå, astfel cå este greu så se stabileascå o suprafa¡å netå de separa¡ie între acestea. Amestecul astfel realizat ¿i având ca rezultat dilu¡ia solu¡iei este cunscut sub numele de dispersie mecanicå. Dispersia se produce atât în direc¡ia de curgere, dispersie longitudinalå, cât ¿i perpendicular pe aceastå direc¡ie, dispersie transversalå. ¥n figura 3.7 se prezintå schema dispersiei datoratå modificårilor, la scara microscopicå, a direc¡iilor de curgere (Freeze ¿i Cherry, 1979), în timp ce în figura 3.8 sunt prezentate efectele dispersiei, la scara macroscopicå, datoratå prezen¡ei zonelor cu permeabilitate mai mare. ¥n astfel de acvifere, amplasarea pu¡urilor de monitorizare, ca ¿i interpretarea rezultatelor observa¡iilor trebuie fåcute cu precau¡ie.

Fig. 3.7. Procesele dispersiei la scarå microscopicå: a - în interiorul porilor; b - între canale de pori; c - difuzie molecularå.

Fig. 3.8. Efectele dispersiei la scarå macroscopicå. Strate eterogene.

37

Canalele rezultate în urma dizolvårii sau fisurårii rocilor, ilustrate în figura 3.9, pot contribui, de asemenea, la dispersia poluan¡ilor, fiind ¿i ele exemple ale efectelor acesteia la scarå macroscopicå (Barcelona ¿.a., 1990). De¿i masa poluantului råmâne aceea¿i, timpul ¿i distan¡a parcurse de un poluant, lansat într-un curent de apå, contribuie la reducerea concentra¡iei maxime a acestuia, proces ilustrat în figura 3.10. Figura 3.11 pune în eviden¡å efectul dispersiei asupra unei poluåri determinatå de o surså continuå, respectiv intermitentå.

Fig. 3.9. Transportul poluan¡ilor în roci fisurate.

Fig. 3.10. Reprezentarea schematicå a dilu¡iei determinatå de dispersia mecanicå.

38

Fig. 3.11. Efectul dispersie asupra surselor de poluare continue sau intermitente.

Dispersia poate fi caracterizatå cu ajutorul unui coeficient de dispersie mecanicå ce se determinå experimental pentru fiecare caz în parte (US-EPA, 1991a,b). Acesta este controlat de dispersivitatea dinamicå - sau simplu dispersivitate - o proprietate importantå a stratului acvifer, care este adesea confundatå cu dispersia. Legåtura între cele douå mårimi este datå de urmåtoarele rela¡ii (Fetter, 1993):

Coeficientul de dispersie mecanicå longitudinalå = αi vi , (3.6)

în care:

vi este viteza medie liniarå în direc¡ia i (L/T);

αi - dispersivitatea dinamicå în direc¡ia i (L); i - direc¡ia principalå de curgere.

¿i:

Coeficientul de dispersie mecanicå transversalå = αj vi , (3.7)

în care:

vi este viteza medie liniarå în direc¡ia i (L/T);

αj - dispersivitatea dinamicå în directia j (L).

Coeficientul de dispersie mecanicå este dependent de viteza apei subterane; la viteze reduse ale apei, coeficientul de dispersie este relativ constant, dar cre¿te liniar cu cre¿terea vitezei apei subterane. Pornind de la aceastå observa¡ie, se define¿te un nou coeficient de dispersie, numit coeficient de dispersie hidrodinamicå, care este exprimat ca sumå între coeficientul de difuzie molecularå ¿i coeficientul de dispersie mecanicå (Palmer ¿i Johnson, 1989):

39

DL = αL vi + D* ; (3.8)

DT = αT vi + D* , în care:

DL este coeficientul hidrodinamic de dispersie, paralel cu direc¡ia pricipalå de curgere (longitudinal);

DT - coeficientul hidrodinamic de dispersie, perpendicular pe direc¡ia principalå de curgere (transversal);

αL - dispersivitatea mecanicå longitudinalå;

αT - dispersivitatea mecanicå transversalå.

Precizia cu care sunt determina¡i coeficien¡ii de dispersie pentru un acvifer poluat este o condi¡ie esen¡ialå în modelarea corectå a transportului poluan¡ilor în mediul subteran (US-EPA, 1988). ¥ntr-un mediu subteran poluat, advec¡ia, dispersia ¿i difuzia se inter-influen¡eazå, måsuråtorile in situ, punând în eviden¡å efectul combinat al acestora. Pe de altå parte, procesul de transport al poluan¡ilor în curentul subteran de apå este influen¡at de o serie de procese fizice ¿i chimice (v. § 3.4) care, la rândul lor, modificå comportarea acestora. Pornind de la aceastå observa¡ie, în figura 3.12 este puså în eviden¡å influen¡a a douå din aceste procese chimice ¿i fizice, sorb¡ia ¿i biotransformarea, asupra concentra¡iei poluantului introdus în mediul subteran de o surså de poluare continuå, respectiv, intermitentå.

Surså continuå Surså intermitentå

Fig. 3.12. Interinfluen¡a mecanismelor de transport a poluan¡ilor

¿i a proceselor fizice ¿i chimice, specifice mediului subteran, asupra varia¡iei concentra¡iei acestora; (A-advec¡ie; D-dispersie; S-sorb¡ie; B-biotransformare).

40

Independent de mecanismul dominant de transport al poluan¡ilor (advec¡ia sau dispersia), procesele chimice ¿i fizice, specifice mediului subteran, care ac¡ioneazå asupra compu¿ilor chimici, determinå reducerea concentra¡iei ¿i întârzie migra¡ia acestora. Efectul este mai puternic în cazul surselor de poluare intermitente (Bracelona ¿.a., 1990).

3.3.2. TRANSPORTUL POLUANºILOR INSOLUBILI O claså importantå de produse poluante ale apei subterane sunt nemiscibile cu apa ¿i pu¡in solubile. Astfel de produse, care pot exista ca fazå separatå în mediul subteran, sunt codificate în literatura de specialitate prin NAPL (Non-Aqueous Phase Liquids) (Palmer ¿i Johnson, 1989). Categoria acestor substan¡e este subîmpår¡itå în douå subclase:

• LNAPL(s) - define¿te substan¡ele lichide, nemiscibile cu apa ¿i mai

u¿oare decât aceasta (ρsubstan¡å < ρapå). Aceste substan¡e plutesc la suprafa¡a apei subterane. ¥n aceastå claså intrå hidrocarburile petroliere, cherosenul, carburan¡ii folosi¡i în industria transporturilor, etc;

• DNAPL(s) - define¿te substan¡ele nemiscibile cu apa ¿i cu densitate mai

mare decât aceasta (ρsubstan¡å > ρapå). Aceste substan¡e, în cazul în care se gåsesc în cantitate suficientå, vor stråbate tot stratul acvifer depozitându-se pe roca de bazå. ¥n categoria DNAPL intrå hidrocarburile clorurate, cum ar fi 1,1,1, tricloretan, tetraclorura de carbon, clorofenolii, clorobenzenul ¿i produ¿ii policlorura¡i bifenilici PCBs.

¥n mi¿carea sa descendentå prin mediul poros, NAPL dislocå apa ¿i aerul din pori. Apa este fazå umectantå atât pentru aer, cât ¿i pentru NAPL, având tendin¡a så realizeze un strat sub¡ire în jurul granulelor mediului poros. NAPL fiind fazå neumectantå se deplaseazå prin zona centralå a porilor. ¥n astfel de situa¡ii, nici apa ¿i nici NAPL nu vor ocupa în întregime spa¡iul porilor, ceea ce face ca permeabilitatea mediului în raport cu cele douå lichide så fie diferitå de permeabilitatea acestuia, corespunzåtoare cazului când porii sunt în întregime ocupa¡i de un singur lichid. Aceastå reducere a permeabilitå¡ii este descriså cu ajutorul permeabilitå¡ii relative, prin care se define¿te permeabilitatea corespunzåtoare unei anumite frac¡iuni a porilor ocupatå de NAPL, fa¡å de permeabilitatea aceluia¿i mediu, la satura¡ie cu NAPL. Permeabilitatea relativå variazå între 1,0 pentru 100% satura¡ie NAPL ¿i 0,0 pentru 0% satura¡ie NAPL. ¥n figura 3.13 sunt prezentate diagramele permeabilitå¡ii relative pentru apå ¿i NAPL, func¡ie de satura¡ie (Palmer ¿i Johnson, 1989). Se observå cå pe måsurå ce satura¡ia în apå scade, permeabilitatea relativå pentru apå scade ¿i ea.

41

Fig. 3.13. Rela¡ia între satura¡ie ¿i permeabilitatea relativå.

Este de subliniat faptul cå permeabilitatea relativå devine zero înainte ca satura¡ia în lichidul respectiv så atingå valoarea zero. Acest fenomen se explicå prin luarea în considerare a satura¡iei reziduale a lichidului respectiv, definitå ca satura¡ia sub care fluidul nu mai poate fi pus în mi¿care. Satura¡ia rezidualå a NAPL se datoreazå re¡inerii acestuia în matricea mediului poros de cåtre for¡ele intersti¡iale ¿i de adeziune, dar ¿i formårii pungilor de produs prin efectul de sitå al mediului poros, în special în cazul mediilor eterogene. Din aceastå cauzå, satura¡ia rezidualå este mai mare pentru mediile eterogene decât pentru cele omogene, la o aceea¿i granulozitate medie. De¿i pungile de NAPL nu sunt propriu-zis componente ale satura¡iei reziduale, ele sunt cuantificate ca atare, din cauzå cå sunt greu de depistat ¿i evaluat separat.

Satura¡ia rezidualå a apei Sra ¿i satura¡ia rezidualå a NAPL Srn joacå un rol important în explicarea eficien¡ei tehnicilor de remediere a stratelor acvifere.

Valorile lui Sra ¿i Srn depind, pe de o parte, de o serie de factori specifici mediului subteran, dintre care un rol important îl au porozitatea ¿i granulozitatea ¿i, pe de altå parte, de factori specifici compu¿ilor poluan¡i: solubilitatea, vâscozitatea, adsorb¡ia, etc. Cercetåri experimentale, realizate în condi¡ii ideale în laborator, pe prode de nisip omogen, au condus la valori ale satura¡iei reziduale cuprinse între 10% ¿i 20%, dependent, în principal, de porozitatea efectivå (fig.3.14).

42

5

7

9

11

13

15

17

19

21

20 25 30 35 40 45Porozitatea efectiva [%]

Sat

urat

ia re

zidu

ala

[%]

Fig. 3.14. Dependen¡a satura¡iei reziduale de porozitatea efectivå.

3.3.2.1. Transportul LNAPL. La scurgerea unor cantitå¡i mici de LNAPL în mediul subteran, acesta va migra pe verticalå, în zona nesaturatå pânå la atingerea satura¡iei reziduale (fig. 3.15), formând astfel un sistem trifazic: apå, aer ¿i LNAPL (Palmer ¿i Johnson, 1989). Apa de infiltra¡ie va dizolva componen¡ii solubili ai LNAPL, transportându-i spre apa subteranå ¿i formând pana poluatå. O serie de componen¡i chimici ce intrå în compozi¡ia LNAPL sunt volatili, vaporizând în spa¡iul porilor din zona nesaturatå. Sub aceastå formå ei sunt transporta¡i, prin difuzie molecularå, în alte zone ale acviferului. ¥n aceste zone este posibil ca vaporii så fie dizolva¡i în apa de infiltra¡ie ¿i så fie transporta¡i în apa subteranå; poluarea se produce, astfel, în zone, uneori, mult depårtate de sursa ini¡ialå a poluårii (US-EPA, 1991). ¥n cazul unor scurgeri importante de LNAPL, frontul de produs ce avanseazå pe verticalå poate ajunge la nivelul apei subterane (fig. 3.15, b). Componen¡ii dizolva¡i ai LNAPL pot så migreze înaintea frontului principal al poluantului, determinând modificarea proprietå¡ilor de umectabilitate ale apei, reducerea cantitå¡ii de apå re¡inutå prin satura¡ie rezidualå ¿i reducerea înål¡imii franjei capilare (US-EPA, 1991). Odatå ajuns la apa subteranå, LNAPL plute¿te pe suprafa¡a acesteia, depresionând-o, pe måsura acumulårii sale. Dacå sursa de poluare este înlåturatå, LNAPL continuå så se acumuleze la suprafa¡a apei subterane prin migrarea acestuia din zona nesaturatå, sub efectul for¡elor gravita¡ionale, pânå la realizarea satura¡iei reziduale.

43

Fig. 3.15. Mecanismele poluårii cu compu¿i de tip LNAPL.

Concomitent cu acumularea LNAPL la suprafa¡a apei subterane are loc ¿i o împrå¿tiere lateralå a sa, în zona franjei capilare, asimetric fa¡å de sursa de alimentare, func¡ie de gradientul hidraulic ini¡ial al apei subterane. Prin drenare lateralå, presiunea stratului de LNAPL asupra apei subterane scade ¿i, în cazul încetårii alimentårii de la suprafa¡å, se constatå o u¿oarå cre¿tere a nivelului apei subterane în zona centralå a poluårii (fig. 3.15, c). Este evident cå, sub noul nivel al apei subterane stratul acvifer råmâne poluat la satura¡ia rezidualå specificå LNAPL (US-EPA, 1991b). Curentul de apå subteranå care interceptezå zone poluate la satura¡ie rezidualå, dizolvå constituen¡ii solubili ai LNAPL formând pana poluantå.

44

Varia¡iile sezoniere ale nivelului apei subterane determinå cre¿terea volumului stratului acvifer poluat la satura¡ie rezidualå, LNAPL urmårind aceste varia¡ii. Acest proces este cu atât mai semnificativ, cu cât varia¡iile nivelului apei subterane sunt mai importante ¿i cu atât mai greu de solu¡ionat, cu cât scåderea nivelului, urmatå de o ridicare a acestuia, este mai importantå (Fetter, 1993; Hunt ¿.a., 1988). Gradientul hidraulic natural al apei subterane determinå mi¿carea pe orizontalå a stratului mobil de NAPL, uneori la distan¡e mari de zona sursei de poluare. Debitul apei subterane ¿i al NAPL este influen¡at de densitatea, vâscozitatea ¿i permeabilitatea relativå, cores-punzåtoare celor douå lichide, exprimându-se cantitativ prin legea Darcy. Alegerea tehnicilor de remediere trebuie så ia în considerare acest fenomen, astfel încât så nu determine migrarea LNAPL în zone nepoluate, în care cantitå¡i mari de LNAPL pot fi apoi re¡inute la satura¡ie rezidualå.

3.3.2.2. Transportul DNAPL. Compu¿ii de tip DNAPL au o mare mobilitate în mediul subteran datoritå solubilitå¡ii reduse, pe de o parte, ¿i densitå¡ii mari, pe de altå parte (Feenstra ¿.a., 1987; Homsy, 1987; Palmer, 1990). Densitatea ridicatå face ca ace¿ti compu¿i så migreze la adâncimi mari ale mediului subteran. Densitatea mare, plus vâscozitatea reduså, faciliteazå o dislocuire u¿oarå a apei subterane, ceea ce conduce la formarea unor curen¡i instabili, neuniformi, sub forma unor degete vâscoase (Homsy, 1987). ¥n cazul unor scurgeri relativ reduse de DNAPL, acesta va migra vertical în zona nesaturatå, sub influen¡a for¡elor gravita¡ionale, pânå la atingerea satura¡iei reziduale (fig. 3.16)(Palmer, 1990). Dacå în zona nesaturatå se gåse¿te apå, DNAPL formeazå degete vâscoase în timpul infiltra¡iei, fenomen neobservat în cazul zonelor nesaturate uscate. La fel ca în cazul LNAPL, compu¿ii de tip DNAPL råma¿i la satura¡ie rezidualå vor volatiliza în spa¡iul porilor sau vor fi par¡ial dizolva¡i de apa de infiltra¡ie, determinând, pânå la urmå, formarea penei poluante, antrenatå de curentul de apå subteranå. Cantitå¡i mari de DNAPL, scurse în mediul subteran, asigurå men¡inerea mi¿cårii pe verticalå a acestuia, penetrând franja capilarå ¿i coloana de apå subteranå, mi¿carea pe verticalå continuând în zona saturatå pânå la atingerea rocii de bazå, impermeabilå, unde DNAPL se depune sub forma unor pungi. Dacå patul impermeabil nu este orizontal, DNAPL migreazå în direc¡ia pantei acestuia. Este important de observat cå panta patului impermeabil poate fi în contrasens cu cea a suprafe¡ei libere a apei subterane. ¥n astfel de situa¡ii, migrarea DNAPL liber se va realiza în direc¡ie opuså celei a penei poluante. Ca urmare, detectarea zonelor în care DNAPL se acumuleazå este foarte compli-catå, greu de realizat prin metode hidraulice, de¿i, prin faptul cå formeazå o nouå surså de poluare, este importantå în succesul remedierii. O parte din DNAPL råmâne în zona saturatå a acviferului prin efectul satura¡iei reziduale, pe toatå înål¡imea coloanei de apå stråbåtutå în mi¿carea sa descendentå.

45

..... Franje capilare ⎯ Nivel apå subteranå ⇒ Direc¡ia curentului subteran

Fig. 3.16. Mecanismele poluårii cu compu¿i DNAPL.

Curentul subteran de apå determinå dizolvarea componen¡ilor solubili ai DNAPL ¿i formarea penei poluante, mårind astfel zona poluatå prin antrenarea sa de curentul subteran al apei (advec¡ie). Procese similare se produc ¿i cu pungile de DNAPL formate la suprafa¡a stratului impermeabil. Densitatea pungilor de DNAPL ¿i a degetelor vâscoase într-un acvifer sunt extrem de importante, deoarece ele controleazå concentra¡ia poluan¡ilor dizolva¡i în apa subteranå.

46

Transportul poluan¡ilor de tip DNAPL este mult complicat de existen¡a acviferelor eterogene în care sunt puse în eviden¡å lentile impermeabile de argilå. Aceste lentile vor constitui adevårate bariere în migrarea pe verticalå a DNAPL, determinând, mai întâi, acumularea acestuia pe stratul impermeabil ¿i, apoi, migrarea lateralå. Figura 3.17 prezintå rezultatele unei modelåri fizice a migra¡iei DNAPL într-un acvifer eterogen.

Fig. 3.17. Efectele eterogenitå¡ii asupra distribu¡iei ¿i acumulårii

DNAPL în subteran (k1≠k2≠k3≠k4).

Astfel de acvifere complicå realizarea studiilor de definire a poluårii ¿i reduce eficien¡a solu¡iilor de remediere.

3.4. PROCESE CHIMICE CARE CONTROLEAZÅ

TRANSPORTUL POLUANºILOR ¥N MEDIUL SUBTERAN

Transportul poluan¡ilor în mediul subteran este afectat într-o mare måsurå de o serie de procese fizice, chimice sau bilogice, având ca efect modificarea esen¡ialå a caracteristicilor mi¿cårii, a compozi¡iei poluan¡ilor ¿i, cel mai important, determinå încetinirea migra¡iei lor, prin a¿a numitul efect de întârziere. ¥n general, mecanismele care contribuie la acest efect sunt:

− dilu¡ia;

47

− filtrarea; − adsorb¡ia; − reac¡iile chimice sau biochimice; − reac¡iile de transformare.

¥n tabelul 3.1 sunt prezentate, în sintezå, aceste mecanisme, cu specificarea efectelor lor asupra mediului subteran, respectiv asupra comportårii poluan¡ilor ¿i a proceselor specifice solu¡iilor de remediere.

Tabelul 3.1

Principalele tipuri de procese geochimice din mediul subteran

Tip proces Definire Semnifica¡ia pentru acvifer

Efecte asupra poluan¡ilor

Dizolvare - precipitare

Reac¡ii care dizolvå sau precipitå subs-tan¡ele solide (subs-tan¡e minerale natu-rale).

Influen¡eazå com-pozi¡ia chimicå a apei subterane.

Conduce la cre¿terea sau scåderea concen-tra¡iilor constituen¡ilor dizolva¡i, care pot include ¿i poluan¡i.

Oxidare - reducere

Reac¡ii prin care se acceptå sau se pierd electroni din subs-tan¡a chimicå, modi-ficând starea de oxi-dare a elementelor chimice.

Determinå speci-fica¡iile metalelor cu mai multe ståri de oxidare ¿i cåile de degradare biologicå a substan¡elor orga-nice.

Poate modifica con-centra¡ia poluantului, fie prin reac¡ii chimi-ce, fie prin accelerarea degradårii microbiene a poluantului; precipitå sau dizolvå metale.

Sorb¡ie - desorb¡ie

Reac¡ii de transferare a substan¡elor din fa-za fluidå (solvent) în faza solidå (absor-bant) sau viceversa.

Influen¡eazå concen-tra¡ia solu¡iilor prin atragerea constituen-¡ilor pe suprafa¡a particulelor solide.

Adsorb¡ia poate înce-tini mi¿carea poluan-¡ilor.

Schimb ionic

Schimb ionic între argilå ¿i solu¡ie, cu men¡inerea echilib-rului de sarcinå.

Reduce concentra¡ia unui ion ¿i måre¿te concentra¡ia altuia.

¥ndepårteazå ionii de poluan¡i din solu¡ie; procesul de depoluare prin pompare, este încetinit.

Formarea compu¿ilor

Reac¡ii între subs-tan¡ele chimice aflate în solu¡ie, generând substan¡e chimice complexe.

Afecteazå disponi-bilitatea substan-¡elor aflate în apa subteranå de a reac-¡iona.

Modificå concentra¡ia, reactivitatea ¿i mobi-litatea poluan¡ilor (în special a metalelor).

48

Dilu¡ia este, în principal, datoratå dispersiei, efectul ei nefiind de întârziere a mi¿cårii, ci de reducere a concentra¡iei maxime a poluantului în apa subteranå.

Filtra¡ia este procesul prin care particulele de poluan¡i din suspensie sunt re¡inute în porii mediului subteran, având ca efect reducerea debitului curentului de apå, prin colmatare. O serie de reac¡ii chimice pot, de asemenea, conduce la precipitarea unor substan¡e care sunt re¡inute în porii de mici dimensiuni. Formarea bulelor de gaz ¿i re¡inerea acestora prin efect de sitå, ca ¿i activitatea microbianå, determinå reducerea porozitå¡ii, a debitului ¿i, deci, a capacitå¡ii de transport a curentului subteran.

Schimbul ionic ¿i adsorb¡ia au o mare influen¡å asupra încetinirii migra¡iei unui poluant în mediul subteran. Schimbul ionic are loc între solu¡ia poluantå ¿i matricea solidå a mediului subteran; prin acest proces o parte din componen¡ii frontului poluant sunt elimina¡i din apa subteranå, uneori fiind înlocui¡i cu al¡ii, elibera¡i de matricea solului. Capacitatea de schimb ionic a unui sol este limitatå ¿i puternic dependentå de pH (Barcelona ¿.a., 1990).

Metalele adsorbite pot råmâne în acvifer perioade lungi de timp, remigrarea lor fiind posibilå la schimbarea condi¡iilor geochimice ale acviferului. Pentru poluan¡ii nepolari, sorb¡ia este dependentå de hidrofobia compusului, exprimatå prin coeficientul de parti¡ie apå - octanol (v. § 4.2.). Cu cât acest coeficient este mai mare, cu atât este mai mare tendin¡a de adsorb¡ie a constituen¡ilor organici de cåtre sol. Efectul sorb¡iei se manifestå, în primul rând, prin faptul cå întârzie mi¿carea unui poluant fa¡å de mi¿carea apei subterane. Raportul între cantitatea totalå de poluant din unitatea de volum a stratului acvifer ¿i cantitatea de poluant dizolvatå în apa subteranå se nume¿te coeficient de întârziere. Acest coeficient variazå între 1 ¿i 100; valoarea 1 înseamnå cå tot poluantul se gåse¿te dizolvat în apå, iar 100 cå numai 1% din poluant este dizolvat în apå, 99% fiind adsorbit pe matricea solidå a mediului poros (Freeze ¿i Cherry, 1979). Eliberarea ionilor prin procesele de schimb, cum ar fi dizolvarea ionilor de calciu, magneziu sau aluminiu din sol sau din depozitele de de¿euri industriale, determinå cre¿terea duritå¡ii apei subterane, crescând, astfel, dificultatea depoluårii (Nyer, 1992). Mi¿carea contaminan¡ilor în mediul subteran este influen¡atå, de asemenea, de o serie de reac¡ii chimice care includ transformarea microbianå, precipitarea chimicå, dezintegrarea radioactivå, formarea complec¿ilor, reac¡ii de oxidare - reducere, etc. Luând în considerare aceste procese chimice, ecua¡ia de transport trebuie modificatå pentru a include în ea ¿i aceste reac¡ii (Fetter, 1993):

∂∂

∂∂

∂∂ θ

∂∂

∂∂

Ct

D Cx

v Cx

B Ct

CtL x

d

rxn= − − +

⎛⎝⎜

⎞⎠⎟

* , (3.9)

49

în care:

C este concentra¡ia solu¡iei; t - timpul;

DL - coeficientul longitudinal de dispersie;

vx - viteza medie a apei subterane;

Bd - densitatea volumicå a acviferului; C* - umiditatea volumicå a acviferului sau porozitatea pentru medii saturate; rxn - indice, exprimând numårul reac¡iilor chimice sau biochimice ale solu¡iei.

Primul termen din membrul drept al ecua¡iei (3.9) reprezintå dispersia, al doilea advec¡ia, al treilea termen descrie transferul substan¡ei din solu¡ie în fazå solidå prin adsorb¡ie, iar ultimul termen indicå modificårile în timp ale concentra¡iei solu¡iei, datorate reac¡iilor chimice sau biochimice.

Transformarea microbianå a poluan¡ilor depinde de condi¡iile hidro-geologice ¿i geochimice ale subteranului, de disponibilitatea electronilor acceptori, de existen¡a nutrien¡ilor ¿i a bacteriilor capabile så medieze aceastå transformare. Sunt compu¿i care degradeazå numai în condi¡ii aerobe, al¡ii în condi¡ii anaerobe, iar al¡ii sunt nedregadabili. ¥n general, microorganismele sunt imobile în subteran, fiind fixate pe matricea solidå. Chiar dacå acestea ar avea tendin¡a de a se mi¿ca, acviferul, prin efectul de filtrare, s-ar opune acestei mi¿cåri. Existå totu¿i, uneori, tendin¡a ca microrganismele så se transfere, de pe suprafa¡a particulelor solide în curentul de apå. Transformarea microbianå a unor compu¿i anorganici conduce, uneori, la

emisii importante de CO2, CH4, H2S, NH3 ¿i NO, care vor migra în zona nesaturatå a mediului poros sau în atmosferå. Microrganismele nu pot dezintegra o substan¡å a cårei concentra¡ie se gåse¿te sub limita necesarå pentru ca acestea så poatå exista. Aceastå

concentra¡ie minimå Hmin este dependentå de hidrocarburå, de microorganisme ¿i de electronul acceptor ¿i poate fi exprimatå printr-o rela¡ie de tipul (Fetter, 1993):

H K hy h hh

umin =

⋅ −⎛

⎝⎜⎜

⎞

⎠⎟⎟ , (3.10)

în care:

este constanta de înjumåtå¡ire a satura¡iei hidrocarburii (MLKh-3

);

h - ritmul de transformare microbianå (T-1

);

50

- debitul maxim de hidrocarburå folositå de unitatea de maså de

microorganisme aerobe (T

hu-1

); y - coeficient de produc¡ie microbianå (g celule / g hidrocarburi).

Trebuie subliniat, de asemenea, cå pentru dezintegrarea aerobå este definitå o concentra¡ie minimå de oxigen sub care aceasta nu se poate produce.

Volatilizarea. Trecerea unui compus chimic din starea lichidå în starea gazoaså, afecteazå ¿i ea transportul poluan¡ilor în subteran. O serie de compu¿i organici volatilizeazå ¿i migreazå, sub formå de gaz, în porii solului. Volatilizarea este influen¡atå de presiunea vaporilor ¿i de solubilitate. Umiditatea scåzutå a påmântului ¿i porozitatea ridicatå måresc volatilitatea. Compu¿ii volatili ajutå la investigarea zonelor poluate, prin faptul cå, în ultimii ani, au fost puse la punct o serie de tehnici capabile så analizeze, cu mare acurate¡e, con¡inutul subteranului în substan¡e chimice volatile (Hutzler, 1990; Marvin ¿.a., 1990; Noonan ¿.a., 1993). Gradul de volatilizare al unui poluant este determinat de urmåtoarele elemente (Johnson ¿.a., 1989):

− suprafa¡a de contact între zona poluatå ¿i zona nesaturatå a mediului subteran, dependentå, în bunå parte, de tipul mediului subteran (granulozitate, adâncimea apei subterane, umiditate, etc.);

− presiunea vaporilor poluantului;

− ritmul de difuzie al poluantului în subteran.

Compu¿ii afla¡i la satura¡ie rezidualå, în zona nesaturatå, constituie surse importante de vapori poluan¡i. Concentra¡ia vaporilor în vecinåtatea zonelor poluate la satura¡ie rezidualå este, adesea, la satura¡ie. Migra¡ia vaporilor este determinatå de difuzia molecularå, dependentå, în principal, de tortuozitate ¿i de gradul de umplere al porilor mediului subteran cu aer.

Dezintegrarea. Substan¡ele contaminante radioactive, odatå ajunse în mediul subteran, sunt supuse unui proces de dezintegrare, care are ca efect direct reducerea concentra¡iei acestei substan¡e, atât în faza dizolvatå, cât ¿i în faza adsorbitå. Dezintegrarea radioactivå este exprimatå printr-o rela¡ie de tipul (Fetter, 1993):

∂∂ λCt

Cdez egrare

⎛

⎝⎜

⎞

⎠⎟ = −

int

ln 2 , (3.11)

în care λ este timpul de înjumåtå¡ire al nucleelor radioactive.

51

Reac¡ii chimice. Prin procesele de transformare, poluan¡ii chimici ai apei subterane pot fi degrada¡i complet, în forme netoxice sau pot determina ob¡inerea unor substan¡e noi, mult mai toxice ¿i mai mobile decât compu¿ii originali.

Precipitarea este procesul prin care un compus chimic (sau o substan¡å mineralå) este îndepårtat din solu¡ie. ¥ntre precipitare ¿i dizolvare existå o strânså legåturå. Un element este eliberat din solu¡ie, prin precipitare, când concentra¡ia unuia din compu¿ii såi solizi ajunge la limita de solubilitate; dacå concentra¡ia solu¡iei scade sub limita de solubilitate, reîncepe dizolvarea compusului solid, pânå ce nivelul de solubilitate este din nou realizat. ¥n astfel de condi¡ii, poluan¡ii pot precipita mai întâi, iar apoi så dizolve, dupå ce aplicarea måsurilor de remediere reduce concentra¡ia solu¡iei. Din aceste motive remedierea completå a unui acvifer poate så necesite perioade de timp de ordinul anilor. Un poluant, aflat ini¡ial în solu¡ie, poate så precipite dupå amestecul såu cu o maså de apå cu alte caracteristici sau dupå ce vine în contact cu alte substan¡e minerale (Drever, 1982). Spre exemplu, pomparea apei dintr-un strat acvifer poate så mobilizeze plumbul existent ¿i, apoi, prin amestecul cu ape carbonatate dintr-o altå zonå, så determine precipitarea sa sub forma carbonatului de pumb.

Formarea substan¡elor complexe. ¥n general, prin reac¡iile de formare a substan¡elor complexe, un ion de metal reac¡ioneazå cu un anion care are rolul de ligant (Johnson ¿.a., 1989). Metalul ¿i ligantul formeazå împreunå o nouå specie solubilå, numitå complex. Ligan¡ii cei mai cunoscu¡i ai metalelor sunt:

OH-, Cl

-, SO4

+ CO3

+, S

+, F

-, NH3, PO4, CN

- ¿i polifosfa¡ii. Tåria legåturilor

create depinde, în primul rând, de ionul de metal cu care formeazå complexul (Johnson ¿.a., 1989). Metalele tranzi¡ionale formeazå cei mai puternici complec¿i (Stumm ¿i Morgan, 1981); metalele alcalino - påmântoase formeazå numai complec¿i slabi, în timp ce metalele alcaline nu formeazå complec¿i (Dempsey ¿.a., 1978). Ordinea aproximativå a tåriei legåturilor complec¿ilor forma¡i de metale este urmåtoarea (US-EPA, 1990; US-EPA, 1991a):

Fe(III) > Hg > Cu > Pb > Ni > Zn > Cd > Fe(II) > Mn > Ca > Mg . ¥n general, ligan¡ii organici formeazå complec¿i ai metalelor mai puternici decât ligan¡ii anorganici. ¥n categoria ligan¡ilor organici sunt inclu¿i:

(1) compu¿ii sintetici din de¿euri, cum ar fi aminele, fenolii ¿i alte baze organice ¿i acizii slabi;

(2) substan¡ele organice naturale, din categoria cårora, din punctul nostru de vedere, este de interes, în primul rând, humusul (Schnitzer, 1969).

52

Din cauzå cå formarea complec¿ilor reduce cantitatea de ioni liberi din solu¡ie, o cantitate mai micå de metal va putea fi adsorbitå în matricea solidå a acviferului sau o cantitate mai micå de metal va participa la reac¡iile de precipitare. Este demonstrat cå un metal care a trecut prin reac¡ii de formare a complec¿ilor este mai pu¡in toxic pentru microorganismele din acvifer (Palmer, 1990).

Reac¡ii de oxidare - reducere. Implicå modificarea stårii de oxidare a elementelor. Aceastå modificare este determinatå de numårul electronilor transfera¡i în timpul reac¡iei (Stumm ¿i Morgan, 1981). Starea de oxidarea a unui element este importantå în determinarea poten¡ialului såu de transport. Spre exemplu, în mediile u¿or acide spre alcaline, Fe(III) precipitå ca fazå puternic adsorbitå (hidroxid feric), în timp ce Fe(II) este solubil ¿i nu re¡ine alte

metale. Reducerea Fe(III) la Fe(II) nu elibereazå în apå doar Fe+2

, ci ¿i al¡i poluan¡i adsorbi¡i de hidroxidul feric (Evans ¿.a., 1983). Starea redox a unui acvifer este, de regulå, strâns legatå de activitatea microbianå ¿i de substan¡ele disponibile microorganismelor. Dacå un compus organic este oxidat în acvifer, con¡inutul în oxigen scade ¿i se formeazå condi¡ii de reducere chimicå (anaerobå). Tipul de reac¡ie redox ce se produce depinde de poten¡ialul electronului dominant, care este definit de speciile redox-active primare. Combina¡ia Fe(II)/Fe(III) define¿te un câmp îngust al poten¡ialelor electronilor, în timp ce S(+IV)/S(-II) define¿te un câmp mai larg. Perechile de specii chimice se numesc cupluri redox. Dupå ce oxigenul din apa subteranå este consumat, substan¡a cu cea mai mare capacitate de reducere începe så reac¡ioneze ¿i, împreunå cu compu¿ii produ¿i, determinå poten¡ialul dominant. Dupå ce aceastå substan¡å este reduså, urmåtoarea substan¡å, devenitå acum cu cea mai mare capacitate de reducere, începe så reac¡ioneze. Seria aceasta de reac¡ii continuå, fiind, de regulå, mediatå de microorganisme. Un acvifer poate fi descris ca mediu reductiv sau puternic reductiv, func¡ie de zona ocupatå de compu¿ii constituen¡i în seria elementelor chimice (Stumm ¿i Morgan, 1981). Evaluarea cantitativå a proceselor de transformare chimicå ¿i biochimicå este încå dificilå. Extrapolarea rezultatelor observa¡iilor realizate asupra biotransformårilor compu¿ilor chimici existen¡i în apele de suprafa¡å, nu este lipsitå de riscuri, ceea ce conduce, inevitabil, la necesitatea realizårii unor cercetåri sistematice ¿i detaliate în mediul subteran.

53

4

DEFINIREA COMPLEXITÅºII

MEDIULUI POLUAT

4.1. CARACTERIZAREA STRATELOR ACVIFERE POLUATE

¥n atingerea scopului depoluårii apelor subterane, rolul esen¡ial este de¡inut, pe de o parte, de caracteristicile poluan¡ilor ¿i de tipul acestora ¿i, pe de altå parte, de caracteristicile mediului subteran. Cu toate acestea, performan¡ele slabe ob¡inute pânå în prezent de sistemele aplicate pentru remedierea calitå¡ii stratelor acvifere poluate sunt, totodatå, ¿i rezultatul insuficientei sau inadecvatei caracterizåri ¿i definiri a parametrilor zonei poluate. Caracterizarea zonei poluate este o componentå esen¡ialå în etapa de proiectare a sistemelor de remediere a stratelor acvifere. ¥n acela¿i timp, trebuie admiså premisa cå ob¡inerea perfec¡iunii în caracterizarea acestor zone este greu de realizat. Mediul subteran are o structurå complexå, variabilå de la un punct la altul, de cele mai multe ori eterogenå ¿i anizotropå, cu modificåri bru¿te ¿i radicale ale parametrilor caracteristici, astfel cå realizarea unei imagini precise ¿i complete a acestuia este aproape imposibilå. Mai mult decât atât, încercarea de a atinge perfec¡iunea în caracterizarea zonei poate fi dåunåtoare, deoarece executarea unui numår foarte mare de foraje pentru prelevarea de probe va perturba structura mediului natural, determinând astfel modificåri în comportarea poluan¡ilor. ¥n aceste condi¡ii, studiile de caracterizare a zonei trebuie så realizeze un echilibru între dorin¡a de a asigura toate informa¡iile necesare proiectårii unui sistem eficient de remediere ¿i necesitatea de a evita perturbarea de amploare a mediului subteran, prin investiga¡iile de caracterizare. De la început, trebuie fåcutå precizarea cå nivelul caracterizårii unui strat acvifer pentru definirea parametrilor poluårii este radical diferit de nivelul cerut atunci când sunt urmårite alte folosin¡e ale resurselor de apå subteranå (Farber, 1993; Kobus, 1995; US-EPA, 1996). ¥n cazul poluårii, caracterizarea trebuie så defineascå în detaliu procesele de la interfa¡a mediu solid - mediu fluid sau chiar în masa mediului fluid eterogen (fig. 4.1).

54

Fig. 4.1. Niveluri de caracterizare a mediului subteran.

Studiile de caracterizare a zonelor subterane poluate sunt realizate pentru a se ob¡ine datele necesare în vederea elucidårii urmåtoarelor probleme:

− definirea extinderii pe orizontalå ¿i verticalå a zonei poluate;

− estimarea ariei sursei de poluare;

− descrierea structurii hidrogeologice a zonei;

− estimarea solu¡iilor posibile de remediere a zonei.

Pornind de la aceste necesitå¡i, se pot determina, pentru fiecare caz în parte, amploarea ¿i structura studiilor de caracterizare, ¿tiut fiind cå pânå la urmå solu¡ia de remediere va trebui aleaså dintr-un numår restrâns de alternative.

55

4.1.1. DEFINIREA EXTINDERII POLUÅRII Definirea extinderii poluårii este un proces costisitor ¿i care cere timp îndelungat, constând în ob¡inerea urmåtoarelor seturi de date:

− distribu¡ia în mediul subteran a poluan¡ilor; − tipul ¿i concentra¡ia poluan¡ilor.

Cu toate cå aceastå etapå reprezintå primul pas în dezvoltarea unei strategii pentru remedierea stratelor acvifere poluate, sunt relevate o serie de cazuri în care aplicarea acestor solu¡ii s-a fåcut fårå a se cunoa¿te extinderea poluårii. Definirea extinderii poluårii în structuri hidrogeologice complexe presupune, în general, realizarea unui numår mare de foraje din care så se colecteze probe de apå. Metodele de caracterizare nedistructivå, cum ar fi penetrarea radar, måsurarea electroconductivitå¡ii, folosirea microundelor, sunt încå într-o fazå incipientå ¿i pot fi aplicate eficient numai în cazul în care poluantul a modificat esen¡ial, la un nivel detectabil prin aceste metode, caracteristicile fizice ale apei subterane. Concentra¡ii relativ reduse de poluant sunt greu de detectat cu aceste metode nedistructive, cu toate cå astfel de concentra¡ii pot fi adesea peste limitele admise de standardele bazate pe sånåtate. ¥n mod similar, tehnicile ce presupun un numår mic de lucråri de foraj, cum ar fi pomparea ¿i analiza vaporilor din sol, sunt utile în cazul în care poluantul se gåse¿te în zona nesaturatå, neoferind nici un fel de indica¡ii pentru poluan¡ii care se gåsesc la adâncime, în interiorul stratului acvifer. Chiar ¿i atunci când sunt folosite pentru a evalua poluarea în zona nivelului apei subterane, aceste metode oferå date aproximative, uneori chiar false, ¡inând cont de faptul cå pot fi detectate niveluri de poluare de 1 - 10 µg/l, pentru o serie de compu¿i organici, niveluri ce reprezintå gradul de remediere ce trebuie atins pentru standardele bazate pe sånåtate (Cherry, 1992). Rezultatele analizelor chimice realizate pe probe ob¡inute din pu¡urile de pompare nu sunt, în general, utile pentru definirea extinderii orizontale ¿i verticale a poluårii, în special când se dore¿te cunoa¿terea concentra¡iei poluan¡ilor, deoarece acestea furnizeazå numai date medii, din zona de ac¡iune a pu¡ului, neprecizând concentra¡ia într-un punct dat. ¥n aceste condi¡ii probele de apå subteranå sunt mai eficiente dacå sunt colectate din pu¡urile de monitorizare, astfel cå pentru o bunå caracterizare a extinderii poluårii va fi nevoie de un numår mare de pu¡uri. Trebuie avut în vedere cå, datoritå complexitå¡ii mediului subteran, este dificil de controlat reproductibilitatea probelor prelevate. Definirea extinderii verticale a poluårii apei subterane este o problemå ce implicå multe dificultå¡i, în general, în zonele în care poluantul este nemiscibil cu apa ¿i este mai dens decât aceasta (produ¿i de tip DNAPL). Eterogenitatea mediului subteran, prezen¡a unor lentile relativ impermeabile, cu extindere limitatå pe orizontalå, fac imprevizibilå distribu¡ia poluantului (v. fig. 3.17).

56

Dacå stratul acvifer are o extindere mare pe verticalå, poluan¡ii de tip DNAPL vor migra ¿i se vor stabiliza la adâncime, pe patul impermeabil, ceea ce va deter-mina necesitatea unor pu¡uri de monitorizare, care så påtrundå la adâncimi mari, sub zona poluatå, pentru a fi siguri cå s-a reu¿it stabilirea limitei inferioare a zonei poluate. ¥n cazul acestor compu¿i, un impediment real în definirea extinderii verticale a poluårii îl reprezintå prezen¡a unor roci de bazå fisurate, care pot constitui cåi preferen¡iale de migrare. Determinarea gradien¡ilor hidraulici pe direc¡ie orizontalå ¿i verticalå va reduce mult amploarea lucrårilor de investiga¡ii legate de definirea extinderii poluårii. Existen¡a gradien¡ilor hidraulici verticali, puternic ascenden¡i, poate elimina necesitatea forårii pu¡urilor de observa¡ie sub zona poluatå. Pe de altå parte, existen¡a unor gradien¡i hidraulici verticali puternic descenden¡i, impune cel mai adesea, necesitatea forårii pu¡urilor de monitorizare mult mai adânci, pânå sub limita inferioarå a zonei contaminate.

4.1.2. LOCALIZAREA ARIEI SURSEI DE POLUARE Succesul caracterizårii unui strat acvifer poluat, ca ¿i succesul solu¡iilor de remediere ce vor fi aplicate, depinde în mare måsurå de identificarea zonei surselor poten¡iale de poluare, astfel încât acestea så poatå fi izolate sau eliminate. O serie de e¿ecuri au fost înregistrate în depoluarea stratelor acvifere, deoarece la încetarea func¡ionårii instala¡iilor de remediere, dizolvarea în continuare a poluan¡ilor din zona surselor ini¡iale sau create în timpul migrårii poluantului a determinat cre¿terea, din nou, a concentra¡iei acestora în apa subteranå. Identificarea surselor de poluan¡i dizolva¡i, situate la micå adâncime sau a surselor de poluan¡i insolubili în apå ¿i mai pu¡in den¿i decât aceasta, este o problemå relativ simplå. ¥n identificarea ¿i precizarea zonei surselor de poluare este important så se aibå în vedere faptul cå în cadrul acestei categorii nu intrå numai scurgerile din rezervoarele sau din depozitele de de¿euri, care constituie de fapt zona originarå a poluårii, cea care a declan¿at formarea penei poluante, ci ¿i zonele din traseul curentului subteran, în care poluantul s-a acumulat în timp sub forma unor pungi sau se gåse¿te doar la satura¡ie rezidualå. Aceste forme de cantonare a poluantului vor constitui noi surse de poluare, uneori pe termen lung. Identificarea surselor de poluare care con¡in substan¡e nemiscibile cu apa ¿i cu densitate mai mare decât aceasta este mai dificilå. Acest tip de substan¡e pot migra la adâncimi mari, mult sub nivelul apei subterane. ¥n migrarea lor descendentå, poluan¡ii din aceastå categorie vor råmâne agå¡a¡i prin efect de sitå în stratele geologice cu permeabilitate micå. Prezen¡a compu¿ilor chimici astfel imobiliza¡i în structura mediului permeabil poate fi identificatå prin analiza probelor de apå prelevate din

57

pu¡urile care penetreazå zona poluatå; identificarea este posibilå dacå produsul poluat este cantonat sub forma unor pungi, lucru care se întâmplå totu¿i foarte rar. Experien¡a aratå cå, în cele mai multe cazuri, poluan¡ii se gåsesc la satura¡ie rezidualå, ceea ce face greu observabilå prezen¡a lor în probele prelevate din subteran. Detectarea devine cu atât mai dificilå, cu cât, ca urmare a timpului lung în care au fost cantona¡i în subteran, o serie de procese, cum sunt transferul de maså în microstructura solului, dizolvarea sau biodegradarea, au redus mult concentra¡ia, dar cu toate acestea råmâne o surså semnificativå de poluare. Identificarea poluan¡ilor pe baza analizei concentra¡iilor acestora în probele de apå prelevate din subteran, råmâne cea mai sigurå metodå (Dragun, 1988). Concentra¡iile în apå, apropiate de solubilitatea componen¡ilor de tip DNAPL, constituie o confirmare a prezen¡ei acestora în mediul subteran. Cu toate acestea sunt semnalate cazuri în care compu¿i de tip DNAPL au fost detecta¡i la concentra¡ii mai mici de 10% din limita solubilitå¡ii lor în apå, acest lucru explicându-se prin efectele neuniformitå¡ii curentului subteran, amestecului apei în pu¡urile de prelevare a probelor ¿i solubilitå¡ii efective reduse a unor substan¡e incorporate în compu¿ii complec¿i de tip DNAPL (Drever, 1982). Måsuråtorile de teren au pus în eviden¡å faptul cå detectarea unor poluan¡i de tip NAPL la concentra¡ii mai mari de 1% din limita solubilitå¡ii lor în apå, demonstreazå cu certitudine prezen¡a acestora, de¿i înregistrarea concentra¡ilor sub aceastå limitå nu exclude posibilitatea prezen¡ei lor. Zonele în care prezen¡a poluan¡ilor de tip DNAPL este poten¡ial posibilå trebuie tratate ¿i investigate cu foarte multå aten¡ie, întrucât realizarea forajelor pentru definirea extinderii pe verticalå a poluårii poate determina remobilizarea acestora ¿i inducerea unei noi migra¡ii spre zonele de adâncime. Experien¡ele de teren au aråtat înså cå remobilizarea compu¿ilor DNAPL prin forare este extrem de rarå, deoarece, în cele mai multe cazuri, DNAPL se gåse¿te la satura¡ie rezidualå, chiar ¿i în pungi. Probleme mai dificile în localizarea ariei surselor de poluare apar în cazul surselor ce con¡in metale. Experien¡a în acest domeniu este foarte limitatå, comparativ cu alte tipuri de poluan¡i. Practic, este aproape imposibil så se colecteze date referitoare la poluarea cu metale, înainte de pomparea ¿i tratarea la suprafa¡å a apelor poluate. Pe aceastå bazå, se pot determina zonele în care faza mineralå ac¡ioneazå ca surså de poluare pe termen lung. Teoretic, descrierea proceselor care controleazå comportarea fazei minerale este mult mai dificilå decât descrierea proceselor care controleazå comportarea NAPL, din cauza influen¡ei chimismului apei subterane în comportarea fazei mobile.

58

4.1.3. ELEMENTE DE CARACTERIZARE A STRUCTURII HIDROGEOLOGICE ¥n etapa ini¡ialå a caracterizårii zonei poluate este necesar så se realizeze o descriere amplå a structurii hidrogeologice a mediului subteran, identificându-se astfel receptorii posibili ai apei subterane. Aceastå caracterizare permite, de asemenea, estimarea poten¡ialului de restaurare a zonei. Pentru caracterizarea structurii hidrogeologice este necesar så fie determina¡i urmåtorii parametri:

− stratifica¡ia, structura geologicå, eterogenitatea mediului subteran;

− grosimea stratelor geologice;

− limitele acviferului;

− existen¡a cåilor preferen¡iale de mi¿care a apei;

− debitul ¿i direc¡ia curentului natural al apei subterane;

− caracteristicile hidraulice ale zonei poluate: porozitatea, coeficientul de

permeabilitate, coeficientul de înmagazinare, gradien¡ii hidraulici, nivelul

apei subterane;

− zonele de alimentare ¿i descårcare ale stratului acvifer;

− geometria sistemului subteran.

¥n caracterizarea structurii hidrogeologice a stratelor acvifere poluate apar o serie de dificultå¡i, în special, în cazul definirii permeabilitå¡ii acviferelor eterogene. Un caz aparte îl reprezintå analiza structurii rocilor fisurate poluate. Pentru astfel de situa¡ii caracterizarea trebuie så cuprindå:

− dimensiunile sistemului;

− dimensiunile fisurilor (adâncimea, localizarea, orientarea, lungimea);

− sarcina hidraulicå a sistemului;

− porozitatea ¿i permeabilitatea matricii rocii;

− sursele de apå ¿i poluan¡i;

− interac¡iunea chimicå între poluan¡i ¿i matricea rocii.

Colectarea acestor date, la un nivel atât de detaliat nu este, deocamdatå, tehnic posibilå ¿i nici economic fezabilå pentru majoritatea mediilor subterane poluate. ¥n caracterizarea mediilor subterane poluate sunt parcurse câteva etape succesive, începând cu investigarea istoricå a zonei ¿i finalizând cu stabilirea poten¡ialului de remediere (Bedient ¿.a., 1994), etape prezentate sintetic în figura 4.2.

59

2 Definirea extinderii poluårii

Proiectarea sistemului de limitare Eliminarea surselor de poluare de suprafa¡å

Identificarea ¿i eliminarea surselor subterane Studii pe intala¡ii pilot

1 Revizuirea datelor istorice

Investiga¡ii preliminare

3 Evaluarea poten¡ialului de restaurare a subzonelor Proiectarea ¿i instalarea sistemului de remediere

Monitorizarea performan¡elor remedierii

Fig. 4.2. Etapele caracterizårii mediului subteran poluat.

¥n etapa ini¡ialå de caracterizare, investiga¡iile sunt destinate verificårii informa¡iilor de bazå asupra zonei ¿i a datelor colectate anterior pentru a determina probabilitatea originii sursei de poluare ¿i pentru a se stabili ce alte informa¡ii mai sunt necesare a se ob¡ine. ¥n etapa intermediarå vor fi colectate date pentru a se determina volumul de apå poluat ¿i pentru a se proiecta solu¡ia de limitare a avansårii în continuare a frontului poluant. Tot în aceastå etapå vor fi delimitate cu precizie sursele poluårii ¿i se vor strânge datele necesare pentru proiectarea ac¡iunilor de remediere. ¥n etapa finalå va fi evaluat poten¡ialul de restaurare pentru fiecare subzonå ¿i se vor asigura informa¡iile necesare proiectårii unui sistem de remediere capabil så realizeze restaurarea prognozatå. Realizarea ¿i utilizarea unor modele matematice, pe baza datelor ob¡inute din investigatiile de teren, va permite analiza alternativelor de remediere ¿i, totodatå, evaluarea necesitå¡ii colectårii unor date suplimentare. Datele ob¡inute în primele etape de caracterizare sunt, de regulå, suficiente pentru proiectarea sistemului de limitare a poluårii. Dupå punerea în func¡iune a acestor sisteme, pe baza observa¡iilor ¿i måsuråtorilor rezultate din func¡ionarea lor, se va asigura îmbunåtå¡irea substan¡ialå a caracterizårii zonei. Programul de colectare a datelor nu trebuie så fie supradimensionat, urmårind eliminarea tuturor incertitudinilor, acest lucru fiind, a¿a cum am aråtat, imposibil, cerând timp îndelungat ¿i fiind foarte costisitor. Desigur, proiectul de remediere trebuie så fie robust, så includå monitorizarea continuå a func¡ionårii, pentru a se evalua performan¡ele sale sau pentru a se detecta

60

eventualele gre¿eli în proiectarea sa. Proiectul va trebui så includå posibilitatea interven¡iilor ulterioare ¿i posibilitatea realizårii unor modificåri în parametrii såi func¡ionali, dacå måsurile de remediere realizate nu dau rezultatele prognozate.

4.1.4. ESTIMAREA REMEDIERII POTENºIALE Studiile de caracterizare a unei zone poluate sunt realizate, în principal, cu scopul de a se colecta datele necesare pentru proiectarea unui sistem de remediere capabil så restaureze stratul acvifer la un anumit standard, de cele mai multe ori bazat pe criterii de protec¡ie a sånåtå¡ii. Cu toate acestea, în multe zone, restaurarea completå, care så asigure condi¡ii de potabilitate pentru apå, nu este posibilå cu tehnologiile actuale, într-un timp rezonabil. Din aceastå cauzå, una din etapele importante ale procesului de caracterizare a zonei poluate o constituie estimarea poten¡ialului de remediere pentru fiecare subdiviziune a zonei poluate. Este evident acum cå usurin¡a cu care un strat acvifer poluat poate fi remediat depinde, în primul rând, de doi factori: structura hidrogeologicå a mediului subteran ¿i proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale subtan¡elor poluante. Mediile subterane omogene, poluate cu compu¿i mobili dizolva¡i în apa subteranå sunt cel mai u¿or de remediat, în acest caz fiind posibilå realizarea unor niveluri ale concentra¡iilor reziduale ale poluan¡ilor, care så se încadreze în limitele stabilite prin standardele de protec¡ie a sånåtå¡ii. La cealaltå extremå se gåsesc mediile subterane eterogene, cu stratifica¡ie complexå, poluate cu compu¿i insolubili în apå, cum sunt, spre exemplu, compu¿ii de tip NAPL. ¥n astfel de cazuri, restaurarea calitå¡ii apei la condi¡ii de potabilitate este greu de realizat cu tehnologiile folosite curent la ora actualå. Pentru combina¡ii situate între aceste douå extreme, remedierea poate fi posibilå sau nu la nivelul men¡ionat mai înainte. ¥n astfel de situa¡ii, evaluarea corectå a poten¡ialului de restaurare poate fi realizatå numai prin måsuråtori pe instala¡ii pilot. Trebuie subliniat faptul cå, în multe cazuri, este necesar ca astfel de instala¡ii pilot så func¡ioneze perioade lungi de timp, pentru evaluarea în detaliu a caracteristicilor zonei ¿i pentru în¡elegerea comportårii mediului subteran sub ac¡iunea instala¡iilor de remediere. O sintezå a discu¡iei prezentate mai sus este realizatå în tabelul 4.1. Prin cifra 1 sunt codificate acele condi¡ii pentru care depoluarea este cel mai u¿or de realizat. Condi¡iile caracterizate prin cifra 4 pun cele mai dificile probleme în realizarea depoluårii (CGWCA, 1994).

61

Tabelul 4.1

Evaluarea dificultå¡ii relative a depoluårii stratelor acvifere

Cracteristicile chimice ale poluan¡ilor

Strat

Hidrogeologic

Mobili, dizolva¡i

(degrada¡i volatili)

Mobili, dizolva¡i

Adsorbi¡i, dizolva¡i

Fazå purå LNAPL

Fazå purå

DNAPL

Omogen, unistrat 1 1-2 2-3 2-3 3

Omogem, multistrat 1 1-2 2-3 2-3 3

Eterogen, unistrat 2 2 3 3 4

Eterogen, multistrat 2 2 3 3 4

Roci fisurate

3 3 3 4 4

A¿a cum s-a mai aråtat în capitolul precedent, remedierea oricårei zone poluate este teoretic posibilå, cu condi¡ia ca sistemul de spålare a stratului acvifer så func¡ioneze perioade lungi de timp. ¥n aceste condi¡ii, evaluarea poten¡ialului de restaurare se reduce, cel mai adesea, la evaluarea timpului de restaurare. Sunt cunoscute ¿i folosite mai multe tehnici de estimare a timpului necesar depoluårii, fiecare din ele având înså un anumit grad de incertitudine în prognozarea acestuia, subestimându-l de cele mai multe ori. ªi în acest caz, singura cale certå pentru estimarea timpului de remediere constå în evaluarea performan¡elor unui sistem pilot sau provizoriu de depoluare.

4.2. CARACTERIZAREA POLUANºILOR APEI SUBTERANE

¥n evaluarea posibilitå¡ilor de depoluare a stratelor acvifere, ca ¿i în stabilirea parametrilor de proiectare ai instala¡iilor folosite în refacerea calitå¡ii stratelor acvifere, un rol important îl au, pe lângå al¡i factori, proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale poluan¡ilor. Importan¡a acestora decurge, în primul rând, din faptul cå ele afecteazå distribu¡ia poluan¡ilor în cele patru faze principale în care, poate fi gåsit un compus chimic odatå ajuns în subteran:

1. fazå de vapori;

2. dizolvat în apå;

3. adsorbit pe particulele solului;

4. fazå purå (LNAPL, DNAPL).

62

Determinarea acestor caracteristici este, de cele mai multe ori, un proces costisitor ¿i de lungå duratå. Din aceastå cauzå, este util ca de fiecare datå så fie determinate doar acele caracteristici care prezintå relevan¡å pentru cazul în discu¡ie. ¥n continuare, se definesc cele mai importante proprietå¡i ale compu¿ilor chimici, cu exemplificåri pentru câ¡iva componen¡i ai hidrocar-burilor petroliere, punându-se în eviden¡å limitårile impuse de aceste proprietå¡i în realizarea depoluårii ¿i care sunt, în consecin¡å, cele mai adecvate metode de remediere care ar trebui folosite pentru atingerea scopurilor depoluårii. Hidrocarburile petroliere constituie o surså importantå ¿i frecventå de poluare a stratelor acvifere, prin pierderile ce se pot produce, de cele mai multe ori, în zona rezervoarelor de stocare, a sta¡iilor de cale feratå, a sta¡iilor de distribu¡ie a carburan¡ilor, a conductelor de transport, a terminalelor petroliere etc. De la început, trebuie remarcat cå ace¿ti compu¿i reprezintå amestecuri complexe, formate din mai multe substan¡e chimice, fiecare din ele având proprietå¡ile sale specifice ¿i, în consecin¡å, propria sa comportare.

4.2.1. SOLUBILITATEA Aceastå proprietate este importantå deoarece joacå un rol însemnat în transportul poluan¡ilor organici în sol. Este definitå prin cantitatea maximå de substan¡å dizolvatå în apå, la o temperaturå datå. Atât precipita¡ile, cât ¿i fluctua¡iile de nivel ale apei subterane influen¡eazå aria de råspândire a poluan¡ilor solubili. Solubilitatea influen¡eazå concentra¡ia unui poluant în apa subteranå sau în apa din pori. Figura 4.3 prezintå solubilitatea în apå pentru hidrocarburi din clasa alcani ¿i compu¿i mono aromatici.

C4 C6 C8 C100

25

50

75

100

Sol

ubilit

atea

in a

pa

(mg/

l)

C4 C6 C8 C10

Numar atomi carbon

a/. n - Alcani

C6 C8 C90

250500750

1000125015001750

Sol

ubilit

atea

in a

pa

(mg/

l)

C6 C8 C9

Numar atomi carbon

b/. Compusi mono aromatici

Fig. 4.3. Solubilitatea în apå a hidrocarburilor din clasa alcani

¿i compu¿i mono aromatici, la 25 0C.

63

Se constatå solubilitatea ridicatå a benzenului ¿i toluenului comparativ cu alcanii cu numår mare de atomi de carbon. Metodele de remediere bazate pe pomparea apei subterane la suprafa¡å, pot da rezultate satisfåcåtoare în recuperarea poluan¡ilor cu solubilitate ridicatå, cum sunt, spre exemplu, fenolii

a cåror solubilitate este 82 000 mg/l, la 25 0C. Compu¿ii cu solubilitate ridicatå

faciliteazå, de asemenea, pentru faza de prospectare a mediului subteran, analiza extinderii poluårii, prin faptul cå probele de apå sunt mai u¿or de analizat decât cele de påmânt. ¥n general, solul este eterogen, iar prelevarea ¿i analiza unor probe punctuale pot conduce la concluzii eronate în cazul unor poluan¡i puternic insolubili în apå. Estimarea solubilitå¡ii poate fi realizatå prin analiza coeficientului de

reparti¡ie apå - octanol (koa), care define¿te raportul între concentra¡ia compusului în fazå purå ¿i concentra¡ia acestuia în solu¡ie (apå), în sistemele cu

douå faze. Valori scåzute ale lui koa (10-3 < koa < 10) definesc un produs hidrofil,

cu solubilitate ridicatå. Mai mult, koa este un parametru care poate fi folosit în estimarea comportårii compu¿ilor organici în mediul subteran (v. adsorb¡ia).

4.2.2. DENSITATEA Determinarea densitå¡ii unui produs este importantå, în primul rând, pentru a ¿ti dacå acesta plute¿te la suprafa¡a apei subterane sau se va scufunda. Produ¿ii mai u¿ori ca apa vor forma un strat la suprafa¡a acesteia (LNAPL), pe când cei mai grei se vor depozita pe roca impermeabilå (DNAPL), dacå nu vor fi re¡inu¡i prin adsorb¡ie sau satura¡ie rezidualå, în matricea mediului permeabil. Constituen¡ii hidrocarburilor din clasa alcanilor ¿i a compu¿ilor aromatici au to¡i densitatea mai micå decât a apei, fiind de tip LNAPL. Recuperarea hidrocarburilor care plutesc la suprafa¡a apei subterane poate fi realizatå prin depresionarea suprafe¡ei apei subterane ¿i pomparea la suprafa¡å a substan¡elor care s-au acumulat astfel în zona forajelor de pompare, prin alunecare pe conul de depresie.

4.2.3. PRESIUNEA VAPORILOR Presiunea vaporilor este presiunea în fazå de vapori a unui compus chimic aflat în echilibru cu faza lichidå sau solidå a acestuia, la o anumitå temperaturå; descrie capacitatea de volatilizare a compusului respectiv. Conceptual, presiunea vaporilor poate fi consideratå în mod analog cu solubilitatea substan¡ei în aer, la o temperaturå datå. O presiune a vaporilor mai ridicatå reflectå o tendin¡å crescutå de evaporare. Substan¡ele chimice cu presiunea

64

vaporilor mai micå de 10-7

mm Hg este de a¿teptat cå nu vor volatiliza într-un grad semnificativ în condi¡ii ambientale (Dragun, 1988).

Substan¡ele chimice cu presiunea vaporilor mai mare de 0,5 mm Hg vor volatiliza, fiind recomandate pentru recuperarea din subteran prin tehnologii care utilizeazå aspira¡ia vaporilor din pori (SVE). Tehnicile de ventilare a solului dau bune rezultate în recuperarea poluan¡ilor cu presiunea vaporilor ridicatå. Curentul de aer indus în porii mediului subteran måre¿te ritmul de vaporizare ¿i conduce la cre¿terea eficien¡ei depoluårii. Majoritatea compu¿ilor prezenta¡i în figura 4.4 au presiunea vaporilor mai mare decât limita men¡ionatå mai sus, lucru ce trebuie avut în vedere când se analizeazå tehnologiile de recuperare a lor. Spre deosebire de ace¿ti compu¿i, cei din clasa fenolilor au

presiunea vaporilor cuprinså între 0,59 - 0,053 mm Hg, la temperatura de 20 0C,

deci sunt pu¡in volatili. Temperatura are o mare influen¡å asupra presiunii vaporilor, cre¿terea temperaturii determinând, în acela¿i timp, o cre¿tere a presiunii. Este evident cå substan¡ele chimice cu presiunea vaporilor ridicatå se vor gåsi într-o propor¡ie mai mare în stare de vapori. Pentru cea mai mare parte a compu¿ilor organici cu greutate molecularå intermediarå, presiunea vaporilor cre¿te de 3-4 ori la fiecare cre¿tere a tempera-

turii cu câte 10 0C. ¥n general, legea de dependen¡å a presiunii vaporilor poate fi

aproximatå de urmåtoarea rela¡ie:

ln p a bT

= − , (4.1)

C4 C6 C8 C100

250500750

1000125015001750

Pres

iune

a va

poril

or

(mm

Hg)

C4 C6 C8 C10

Numar atomi carbon

a/. n - Alcani

C6 C8 C90

1020304050607080

Pres

iune

a va

poril

or

(mm

Hg)

C6 C8 C9

Numar atomi carbon

b/. Compusi mono - aromatici

Fig. 4.4. Presiune vaporilor pentru hidrocarburi din clasa alcani


65

în care:

p este presiunea vaporilor; a, b - constante, caracteristice compusului chimic;

T - temperatura absolutå (0K).

Presiunea vaporilor trebuie raportatå la temperatura la care a fost måsuratå.

4.2.4. CONSTANTA LEGII HENRY Volatilizarea compu¿ilor dizolva¡i în apå este guvernatå de legea Henry, care aratå cå presiunea par¡ialå de echilibru, în aer, deasupra interfe¡ei apå - aer este propor¡ionalå cu concentra¡ia acestui compus în apå. Constanta legii Henry exprimå propor¡ionalitatea între cantitatea de substan¡å chimicå aflatå în aer ¿i, respectiv, în apå. Ea descrie tendin¡a relativå a unui poluant aflat în solu¡ie de a vaporiza în aerul din porii mediului permeabil. Este analogå cu presiunea vaporilor prezentatå mai sus. Legea Henry poate fi exprimatå prin urmåtoarea rela¡ie:

P H xA A A= ⋅ , (4.2)

în care:

este presiunea par¡ialå a unui compus din faza lichidå, la echilibru

cu gazul (atm);

PA

- constanta legii Henry (atm); H A

- frac¡ia molarå a compusului în faza gazoaså (mol/mol). x A

Constanta legii Henry exprimå cantitatea de substan¡å chimicå împår¡itå între aer ¿i apå, la echilibru. Din figura 4.5 se remarcå faptul cå alcanii au constanta legii Henry mai mare decât compu¿ii aromatici. Dacå aceastå constantå este mai mare de 0,10, într-o experimare adimensionalå, descrie o volatilitate ridicatå. Acest lucru înseamnå cå aplicarea tehnologiilor de depoluare bazate pe aspira¡ia vaporilor din sol SVE este foarte eficientå (Danko, 1989; Hutzler ¿.a., 1989). Cercetåri recente demonstreazå succesele ob¡inute pentru recuperarea unor produse petroliere prin folosirea tehnicilor de aspira¡ie a vaporilor din sol (DePaoli, 1989). Aerarea constituie o metodå des folositå în tratarea apei pentru reducerea concentra¡iei compu¿ilor organici volatili VOCs. Ritmul de transfer al acestor compu¿i din apå în aer depinde, printre al¡i factori ¿i de valorile constantei legii Henry, în sensul în care a fost men¡ionatå mai sus.

66

C4

C5

C6

C7

C80

102030405060

Con

stan

ta L

egii

Hen

ry (-

)

C4

C5

C6

C7

C8

Numar atomi carbon

a/. n - Alcani

C6 C8 C90

0,05

0,1

0,15

0,2

Con

stan

ta L

egii

Hen

ry

(-)

C6 C8 C9

Numar atomi carbon


Fig. 4.5. Constanta legii Henry pentru hidrocarburi din clasa alcani


¥n general, cu cât este mai mare aceastå constantå, cu atât compusul este mai volatil ¿i va fi, deci, mai u¿or eliminat din solu¡ie. Constanta legii Henry poate fi folositå în estimarea eficien¡ei sistemelor de barbotare. Pe baza acestui parametru se poate evalua foarte u¿or dacå metodele bazate pe ventilarea mediului subteran trebuie så fie luate în considerare în analiza solu¡iilor posibile de depoluare. Astfel, se realizeazå o reducere a timpului ¿i a costului investiga¡iilor preliminare implementårii remedierii.

4.2.5. COEFICIENTUL DE ADSORBºIE A SOLULUI Adsorb¡ia poluan¡ilor lichizi pe particulele solului sau pe particulele organice con¡inute determinå într-o mare måsurå distribu¡ia acestora în sol, având un puternic efect asupra mi¿cårii lor, în special în zona nesaturatå. Hinchee (1987) demonstreazå, pe criterii teoretice, cå un produs petrolier ajuns în subteran va avea urmåtoarea distribu¡ie: 96,2% va fi adsorbit, 2,5% se va gåsi în fazå de vapori în aerul din sol ¿i 1,3% se va gåsi dizolvat în apa subteranå. Procesul de adsorb¡ie este descris de coeficientul de adsorb¡ie, specific poluantului. Re¡inerea poluan¡ilor pe suprafa¡a particulelor solide ale solului este rezultatul unor procese fizice ¿i chimice puternic dependente de temperaturå, legea de dependen¡å nefiind universalå, ci specificå substan¡ei chimice (Marvin ¿i

Keeley, 1990). Coeficientul koa (v. solubilitatea) oferå ¿i el o imagine relevantå despre adsorb¡ia poluantului pe particulele solide ale solului. Este demonstrat cå

acei compu¿i care au koa mare (10 < koa < 107) sunt insolubili în apå ¿i vor fi cu

preponderen¡å re¡inu¡i pe particulele solide ale solului.

67

Diagramele prezentate în figura 4.6 pun în eviden¡å dependen¡a adsorb¡iei de numårul de atomi de carbon con¡inu¡i în hidrocarburå; cu cât moleculele sunt mai mari, cu atât este mai mare tendin¡a de adsorb¡ie. ¥n acela¿i proces chimic se înscrie ¿i absorb¡ia pe carbon activ, folosit adesea în epurarea apelor uzate. Compu¿ii polari, cu greutate molecularå micå, nu sunt u¿or adsorbi¡i, în timp ce compu¿ii monopolari, cu greutate molecularå mare, cum sunt, spre exemplu, pesticidele, compu¿ii aromatici sau produ¿ii policrorura¡i bifenilici PCBs, sunt adsorbi¡i u¿or. Eficien¡a sistemelor de tratare a apelor subterane poluate ce con¡in compu¿i dizolva¡i este puternic influen¡atå de acest parametru.

4.2.6. BIODEGRADABILITATEA

Compu¿ii organici sunt transforma¡i prin reac¡ii biochimice atât în mediul natural, cât ¿i controlat, în instala¡ii inginere¿ti. Biodegradarea compu¿ilor organici este dependentå de structura molecularå a compusului ¿i de condi¡iile de mediu; de aceea, este necesarå interven¡ia tehnicienilor pentru a îmbunåtå¡i acest proces. Primul ¿i cel mai important parametru ce trebuie evaluat înainte de implementarea bioremedierii este dacå substan¡a respectivå este degradabilå, apoi, care este cel mai eficient mecanism de biodegradare, aerob sau anaerob ¿i, în sfâr¿it, care va fi ritmul biodegradårii. Poten¡ialul de biodegradare poate fi exprimat grupând substan¡ele organice în trei clase de degradabilitate: degradabile, persistente ¿i nedegradabile.

C4 C6 C8 C100

250050007500

100001250015000

Coe

ficie

ntul

de

adso

rbtie

(l/k

g)

C4 C6 C8 C10

Numar atomi carbon

a/. n - Alcani

C6 C8 C90

200400600800

10001200

Coe

ficie

ntul

de

adso

rbtie

(l/k

g)

C6 C8 C9

Numar atomi carbon


Fig. 4.6. Varia¡ia coeficientului de adsorb¡ie pentru hidrocarburi

din clasa alcani ¿i compu¿i mono aromatici, la 25 0C.

68

Prin degradabili se definesc compu¿ii care sunt normal degrada¡i în teste de laborator, dar nu neapårat în mediu. Compu¿ii persisten¡i sunt acele substan¡e chimice care råmân în mediu pentru perioade lungi de timp; degradarea acestora cere timp îndelungat, necesar, în primul rând aclimatizårii sau modificårii mediului, pentru a induce degradarea. Degradarea este dependentå de temperaturå, în general, constatându-se cå ritmul biodegradårii se dubleazå la fiecare cre¿tere a tempera-

turii cu 10 0C; aceastå observa¡ie este valabilå atâta timp cât temperatura nu

depå¿e¿te o anumitå valoare care inhibå activitatea microorganismelor. Proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale poluan¡ilor joacå un rol major în distribu¡ia acestora în mediul subteran. Identificarea poluan¡ilor mediului subteran ¿i cuantificarea proprietå¡ilor fizice ¿i chimice ale acestora este un proces dificil ¿i complex. Cum nu existå o singurå solu¡ie eficientå de recuperare a poluan¡ilor organici ¿i anorganici din mediul subteran, evaluarea amplitudinii poluårii, ca ¿i stabilirea tehnicilor de remediere, pot fi mult u¿urate prin luarea în considerare a proprietå¡ilor fizice ¿i chimice analizate mai sus.

4.3. FACTORI DE INFLUENºÅ ¥N DEPOLUAREA ACVIFERELOR

Refacerea calitå¡ii apei subterane este o problemå extrem de complexå, determinatå de structura mediului subteran, proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale compu¿ilor chimici poluan¡i, ca ¿i de multitudinea de procese fizice, chimice ¿i bilologice la care poluantul, odatå ajuns în subteran, este supus. Complexitatea factorilor care influen¡eazå depoluarea apelor subterane poate determina, pentru anumite zone specifice, astfel de situa¡ii pentru care, din punct de vedere tehnic, realizarea scopului depoluårii så nu fie posibilå. Factorii care influen¡eazå eficien¡a sistemelor de remediere a calitå¡ii apei subterane pot fi grupa¡i în trei categorii (US-EPA, 1988):

1. factori hidrogeologici;

2. factori specifici poluan¡ilor;

3. factori determina¡i de proiectarea inadecvatå a sistemelor de remediere.

4.3.1. FACTORI HIDROGEOLOGICI Printre factorii hidrogeologici cei mai importan¡i, care influen¡eazå posibilitå¡ile de depoluare a stratelor acvifere, se numårå coeficientul de permeabilitate hidraulicå. El influen¡eazå în mod direct debitul de apå ce poate fi captat dintr-un pu¡ de extrac¡ie ¿i reflectå, în acela¿i timp, usurin¡a cu care poluan¡ii dizolva¡i pot fi îndepårta¡i din stratul acvifer. Pentru acviferele

69

nisipoase, coeficientul de permeabilitate este mai mare cu aproximativ douå ordine de mårime decât cel corespunzåtor nisipurilor pråfoase. ¥n consecin¡å, apa care con¡ine poluan¡i dizolva¡i poate fi pompatå din acviferele nisipoase la debite de 100 de ori mai mari decât pentru apa pompatå din straturile acvifere alcåtuite din nisipuri pråfoase. Din aceastå cauzå, dacå mårimea zonei poluate este identicå pentru cele douå tipuri de påmânturi, este posibil ca acviferele nisipoase så fie mult mai repede spålate decât cele ce con¡in nisipuri pråfoase. Totu¿i, în admiterea acestei judecå¡i trebuie avut în vedere ¿i faptul cå acviferele nisipoase vor fi mai u¿or poluate din cauzå cå sunt mai permeabile. Acest exemplu ilustreazå faptul cå în¡elegerea proprietå¡ilor hidraulice ale stratelor acvifere este un instrument util în prognoza performan¡elor sistemelor de remediere. ¥n tabelul 4.2 sunt prezenta¡i, în sintezå, câ¡iva din factorii hidrogeologici ai stratelor acvifere, specificându-se importan¡a lor în procesele de refacere a calitå¡ii acestora (v. cap.1).

Tabelul 4.2

Caracteristicile hidraulice ale acviferelor

Proprietate Definire Importan¡a pentru remedierea stratelor acvifere

Porozitate Raportul între volumul porilor ¿i volumul total.

Porii stocheazå apå ¿i poluan¡i.

Porozitatea efectivå

Pori interconecta¡i care pot transmite fluid.

Determinå debitele de apå ¿i poluan¡i ce pot fi transportate.

Viteza de filtra¡ie Viteza aparentå de mi¿care a apei.

Influen¡eazå direc¡ia ¿i viteza de mi¿care a poluan¡ilor.

Coeficientul de permeabilitate

Descrie usurin¡a cu care apa se poate mi¿ca în mediul poros.

Influen¡eazå debitul la care fluidul este pompat.

Gradientul hidraulic

Raportul între scåderea sarcinii hidrulice ¿i drumul parcurs.

Influen¡eazå direc¡ia ¿i debitul curentului subteran.

Transmisivitatea Produsul dintre grosimea stratului acvifer ¿i coeficientul de permeabilitate.

Influen¡eazå debitul la care fluidul poate fi pompat pentru tratare.

Coeficientul de înmagazinare

Define¿te capacitatea de stocare - cedare a apei.

Influen¡eazå cantitatea de fluid ob¡inutå prin pompare.

Determinarea influen¡ei caracteristicilor hidraulice asupra performan¡elor remedierii este mult mai dificilå în cazul rocilor fisurate, deoarece aceste caracteristici variazå foarte mult de la un punct la altul, depinzând totodatå de mårimea scårii la care s-a fåcut investiga¡ia.

70

Pentru aceste acvifere, valorile medii ale proprietå¡ilor hidraulice sunt pu¡in folositoare în furnizarea informa¡iilor necesare depoluårii. Prognoza dinamicii unui poluant într-un acvifer fisurat este complicatå, acesta migrând de-a lungul liniilor de minimå rezisten¡å ¿i, adesea, în direc¡ii care nu pot fi determinate prin metode conven¡ionale de investiga¡ie hidrogeologicå. Din aceste motive, remedierea acviferelor fisurate ridicå probleme tehnice extrem de dificile. Complica¡iile majore în depoluarea apelor subterane, sub raportul caracteristicilor hidrogeologice ale acviferelor, sunt determinate de stratifica¡ie ¿i eterogenitate. Figura 4.7 prezintå un exemplu de evaluare calitativå a influen¡ei acestor caracteristici asupra realizåri obiectivelor depoluårii. Când sunt întâlnite astfel de condi¡ii geologice, diferitele regiuni ale zonei poluate vor realiza curen¡i subterani la debite variabile, func¡ie de permeabilitatea fiecåreia. Ob¡inerea standardelor de spålare va fi adesea determinatå de u¿urin¡a cu care zonele mai pu¡in permeabile vor fi spålate. Stratele acvifere eterogene cu permeabilitate reduså, ca ¿i acviferele formate din roci fisurate, pot stoca volume importante de poluan¡i, pe care curentul principal de apå subteranå nu le poate îndepårta. Transferul substan¡elor chimice din aceste zone este încet ¿i controlat, în principal, de difuzie. Astfel, este posibil ca standardele de curå¡are så nu poatå fi realizate. Complexitatea geologicå ¿i prezen¡a poluan¡ilor adsorbi¡i pot afecta rezultatele pompårii.

Caracteristici geologice Stratifica¡ia Geologie simplå →

Geologie complexå (strate discontinue, interconectate)

Textura depozitelor neconsolidate

Nisip → Argilå

Gradul de neomogenitate

Omogen → Eterogen (intercala¡ii de nisip, praf, argilå, roci fisurate)

Caracteristici hidraulice Permeabilitatea hidraulicå

Mare (>10-2 cm/s) → Micå (<10-4 cm/s)

Varia¡ia temporalå Micå → Mare

Curen¡i verticali Nesemnificativi → Componente verticale impotante

Fig. 4.7. Exemple de factori hidrogeologici care influen¡eazå depoluarea apelor

subterane (→ sensul de cre¿tere a dificultå¡ii).

71

Când sistemele de pompare - tratare sunt puse în func¡iune, concentra¡ia poluan¡ilor scade foarte repede, dar dupå o anume func¡ionare continuå, aceste progrese ini¡iale pot înceta ¿i se pot stabiliza la un nivel semnificativ deasupra limitelor impuse depoluårii. ¥n astfel de zone, pot fi ob¡inute progrese suplimentare, deoarece masa de poluant din subteran este finitå, iar pomparea continuå så recupereze poluant, chiar la concentra¡ii mici. ¥n plus, este posibil ca efectul de stabilizare a concentra¡iei så fie observat numai la o parte din pu¡uri, în timp ce la alte pu¡uri concentra¡ia poluan¡ilor så continue så scadå. Totu¿i, la pu¡urile la care concentra¡ia s-a stabilizat ¿i pomparea continuå, cu scåderea lentå a concentra¡iei, stagiul final al remedierii se poate desfå¿ura pe perioade de timp foarte lungi. Complexitatea chimicå ¿i geologicå pot, de asemenea, afecta rezultatele pompårii prin cre¿terea concentra¡iei poluantului în apa subteranå, când pomparea este întreruptå, chiar ¿i dupå ce aparent nivelurile impuse spålårii au fost ob¡inute. Acest lucru este determinat de prezen¡a poluan¡ilor de tip NAPL care se dizolvå lent în apa subteranå sau când poluan¡ii din zonele cu permeabilitate reduså, care nu au fost stråbåtute de curentul de apå subteranå, difuzeazå în apa curå¡atå.

4.3.2. FACTORI SPECIFICI POLUANºILOR Factorii specifici substan¡elor poluante sunt, în primul rând, lega¡i de proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale acestora, limitând succesul extrac¡iei sau al proceselor de tratare in situ. Importan¡a acestor proprietå¡i decurge din faptul cå ele afecteazå distribu¡ia poluan¡ilor în cele patru faze în care substan¡a, odatå ajunså în mediul subteran, poate fi gåsitå: (a) fazå de vapori, (b) dizolvatå în apå, (c) adsorbitå pe particulele solide ale solului ¿i (d) fazå purå - NAPL. Aceste proprietå¡i includ poten¡ialul poluantului de a fi adsorbit pe matricea solidå a stratului acvifer. Compu¿ii chimici din categoria NAPL sunt exemple semnificative de poluan¡i care pot pune astfel de limitåri eforturilor de remediere a mediului subteran. Cele mai dificile probleme sunt puse înså de compu¿ii NAPL cu densitate mai mare decât a apei - DNAPL, care se scufundå sub nivelul apei subterane, fiind greu de localizat ¿i, evident, de recuperat. Larga folosire a compu¿ilor DNAPL în diferite sectoare economice, ca ¿i lipsa unor reglementåri clare privind måsurile de protec¡ie, la manipularea unor astfel de produse, a condus la o amplå poluare a stratelor acvifere. Impactul determinat de limitårile pe care le ridicå compu¿ii DNAPL în atingerea ¡elurilor depoluårii este semnificativ. ¥n figura 4.8 sunt prezentate câteva din caracteristicile poluan¡ilor care influen¡eazå eficien¡a solu¡iilor de remediere ale apelor subterane poluate, indicându-se totodatå tendin¡a de cre¿tere a dificultå¡ilor decontaminårii cu varia¡ia acestor caracteristici (US-EPA, 1993).

72

Caracteristicile poluan¡ilor Poten¡ialul de degradare bioticå/abioticå

Ridicat → Redus

Volatilitatea Ridicatå → Reduså

Poten¡ialul de adsorb¡ie al poluantului

Redus → Ridicat

Distribu¡ia poluantului Faza în care se gåse¿te poluantul

Solu¡ie; Gaz → Adsorbit, LNAPL, DNAPL

Volumul mediului poluat

Mic → Mare

Adâncimea la care se gåse¿te poluantul

Micå → Mare

Fig. 4.8. Exemple de caracteristici ale poluan¡ilor care influen¡eazå depoluarea apelor subterane (→ sensul de cre¿tere a dificultå¡ii).

Caracteristicile principale ale poluan¡ilor care complicå depoluarea sunt adsorb¡ia ¿i insolubilitatea. Compu¿ii chimici dizolva¡i în apå interac¡ioneazå cu matricea poroaså a acviferului ¿i, ca urmare, o parte din poluant se va gåsi în apå, iar o altå parte va fi adsorbitå. Prin pomparea apei la suprafa¡å vor putea fi recupera¡i doar poluan¡ii dizolva¡i. Deoarece o parte din masa poluantului råmâne adsorbitå, este posibil ca standardele de calitate impuse prin solu¡ia de depoluare så nu fie realizate, deoarece desorb¡ia se realizeazå foarte încet pentru a putea fi în întregime recuperat, dar suficient de repede, pentru a constitui noi surse de poluare a apei subterane.

4.3.3. FACTORI DETERMINAºI DE PROIECTAREA INADECVATÅ

A SISTEMELOR DE REMEDIERE

A treia categorie de factori, care pot limita remedierea calitå¡ii apelor subterane, constå în inadecvata proiectare ¿i implementare a sistemelor de remediere: subdimensionarea numårului de pu¡uri de extrac¡ie, amplasarea impropie a pu¡urilor, pozi¡ionarea gre¿itå a coloanei perforate, subdimen-sionarea debitelor de pompare, care vor conduce la imposibilitatea captårii în întregime a penei poluante, etc. Proiectarea inadecvatå poate rezulta din incompleta caracterizare hidrogeologicå a zonei poluate, evaluarea gre¿itå a

73

caracteristicilor hidraulice ale stratelor acvifere - în principal, a coeficientului de permeabilitate - sau neconsiderarea implica¡iilor pe care le are prezen¡a în subteran a compu¿ilor chimici de tip NAPL. Func¡ionarea improprie a sistemelor de remediere, cum ar fi timpii mari de întrerupere, sau e¿ecul în modificarea sau îmbunåtå¡irea sistemului, pentru a-i måri performan¡ele, pot, de asemenea, limita eficien¡a eforturilor de remediere. Cu toate acestea, e¿ecul în ob¡inerea nivelurilor de depoluare, cauzat de incorecta proiectare a sistemelor sau incorecta lor func¡ionare, nu are suficientå justificare în a considera zona respectivå ca fiind imposibil de remediat; din aceastå cauzå, în prezenta lucrare nu se insistå mai mult pe aceastå direc¡ie.

4.4. STABILIREA NIVELULUI DEPOLUÅRII

Stabilirea nivelului la care trebuie så se facå remedierea este o problemå dificilå ¿i care trebuie atent dezbåtutå încå din faza de proiectare a sistemului ce urmeazå a fi folosit în acest scop. ¥n analiza acestui parametru trebuie så se ¡inå seamå de faptul cå realizarea acelui nivel al remedierii la care apa poluatå devine potabilå poate fi imposibil pentru multe situa¡ii practice. Pe de altå parte, chiar ¿i în zonele unde tehnic nu pot fi ob¡inute nivelurile propuse pentru depoluare, existen¡a acestor niveluri constituie un stimulent în limitarea poluårilor viitoare ¿i poate încuraja dezvoltarea unor noi tehnologii de depoluare. Limitele depoluårii sunt impuse atât de costul ridicat, cât ¿i de posibilitå¡ile practice ale tehnologiilor folosite. Func¡ie de aceste criterii nivelurile depoluårii se pot întinde de la completa restaurare, la folosirea restrictivå a apei subterane.

4.4.1. NIVELE NERESTRICTIVE

Depoluare completå. ¥n acest caz, apa poate fi folositå fårå restric¡ii, nivelul concentra¡iei reziduale a poluantului tinzând cåtre zero. Se subliniazå, totu¿i, cå în multe din cazurile practice cunoscute, ob¡inerea nivelului zero, pentru concentra¡ia poluantului, nu reprezintå o limitå posibilå pentru tehnologiile existente ¿i folosite în prezent. Mai mult decât atât, este imposibil så se asigure concentra¡ii zero, date fiind limitårile tehnologiilor de realizare a analizelor chimice ale poluan¡ilor.

Depoluare la parametrii ini¡iali/limite detectabile. O alternativå demnå de luat în considerare pentru nivelul depoluårii este asigurarea concentra¡iei ini¡iale, la limitele detectabile analitic, pentru poluantul în discu¡ie. Depoluarea la nivelurile ini¡iale poate fi admiså în cazurile în care apa subteranå con¡ine în mod natural un anumit poluant; în alte cazuri, limitele analitic detectabile pot fi

74

folosite ca niveluri ale depoluårii. Folosirea acestor criterii implicå necesitatea realizårii unor måsuråtori ¿i analize foarte detaliate, al cåror cost poate constitui o piedicå în utilizarea sa pe scarå largå.

Depoluare la niveluri bazate pe sånåtate. Acest nivel de depoluare este cel mai folosit în prezent. ¥n general, pentru stabilirea acestor niveluri pot fi folosite douå mecanisme: (1) folosirea standardelor existente ¿i (2) evaluarea riscului pentru fiecare caz în parte. Avantajul folosirii standardelor existente constå în u¿urin¡a ¿i rapiditatea cu care pot fi implementate. Evaluarea formalå a riscului, poate fi folositå pentru realizarea unor niveluri specifice fiecårei zone; acest tip de evaluare permi¡ând flexibilitate în considerarea condi¡iilor zonei. Dezavantajul major al acestei a doua metode constå în costul ridicat ¿i timpul îndelungat necesar implementårii. Este important de subliniat cå depoluarea apei subterane pentru realizarea siguran¡ei în alimentarea cu apå potabilå nu conduce totdeauna la completa restaurare, poluantul råmânând la niveluri ale concentra¡iei mai mari decât nivelurile ini¡iale, dar care nu afectezå sånåtatea. Mai mult, proiectarea la niveluri care så protejeze sånåtatea publicå nu implicå automat ¿i protec¡ia ecosistemului respectiv, astfel cå este necesar så se stabileascå niveluri care så ¡inå seama ¿i de acest aspect.

4.4.2. NIVELURI PARºIAL RESTRICTIVE Niveluri determinate de folosin¡e. Limitele depoluårii vor corespunde folosin¡ei probabile a apei subterane. ¥n anumite cazuri astfel de niveluri sunt deja folosite, cum ar fi, spre exemplu, calitatea apelor de suprafa¡å utilizate pentru naviga¡ie, pescuit, agrement, dar nu ¿i pentru alimentarea cu apå. Ca ¿i nivelurile bazate pe sånåtate, nivelurile par¡ial restrictive pot fi bazate pe standarde predeterminate, cum ar fi criteriile de calitate a apei, sau pe evaluåri ale riscului, specific zonei ¿i/sau folosin¡ei. Un impediment serios în utilizarea unui astfel de nivel îl reprezintå necesitatea existen¡ei unui control institu¡ional riguros, care så previnå expunerea excesivå a popula¡iei la concentra¡iile admise de aceste limite ale depoluårii.

Niveluri bazate pe tehnologii. Sunt specifice capacitå¡ii tehnicilor de remediere, nivelul concentra¡iilor nefiind determinat de o anume folosin¡å. Aceste niveluri, comparativ cu cele bazate pe sånåtate variazå, deoarece folosirea lor poate conduce la riscuri mai mari sau mai mici decât cele asociate cu sånåtatea. Spre exemplu, cele mai bune tehnologii pot fi incapabile så atingå concentra¡ii determinate prin evaluarea riscului la sånåtate sau pot realiza concentra¡ii sub cele necesare pentru protec¡ia sånåtå¡ii publice. Dintre diferitele op¡iuni de depoluare, nivelurile bazate pe tehnologii sunt singurele care iau în considerare capacitå¡ile ¿i limitele tehnologiilor.

75

4.4.3. NIVELURI RESTRICTIVE

Degradare ¿i limitare. Acest tip de niveluri presupune stabilirea prealabilå a zonelor în care este permis ca apa subteranå så råmânå poluatå, atâta timp cât sunt luate måsuri pentru limitarea ¿i izolarea zonei poluate sau pentru prevenirea expunerii popula¡iei. Acestea sunt cele mai pu¡in costisitoare mijloace de management a apelor subterane poluate. Un impediment major în folosirea lor constå în necesitatea unor måsuri care så asigure cå popula¡ia nu este expuså poluårii. Folosirea restrictivå a apei subterane constituie o problemå, atâta timp cât aceasta serve¿te ca resurså de apå potabilå; pentru a preveni expunerea în astfel de situa¡ii sunt posibile trei op¡iuni:

1. tratarea apei la pu¡;

2. tratarea la punctul de folosire;

3. dezvoltarea unor surse alternative de asigurare a necesarului de apå.

Fiecare din aceste alternative are limitårile sale ¿i folosirea uneia din ele depinde de considera¡ii specifice zonei, cum ar fi disponibilitatea ¿i mårimea sistemului de alimentare cu apå, numårul de locuitori afecta¡i ¿i distan¡a pânå la sursele alternative de alimentare cu apå. Alegerea criteriului prin care se stabile¿te nivelul de depoluare nu este o problemå simplå. Selec¡ia uneia din alternativele discutate mai sus este un proces ce implicå luarea în dezbatere a mai multor factori, care includ risc asupra sånåtå¡ii publice, risc ecologic, raportul costuri - beneficii ¿i o mul¡ime de al¡i factori greu de cuantificat cu exactitate, prezenta¡i sintetic în tabelul 4.3.

Tabelul 4.3

Criterii pentru selec¡ia nivelurilor depoluårii

Factori specifici Probleme ridicate

1. Risc asupra sånåtå¡ii publice Ce niveluri ale poluårii determinå risc asupra sånåtå¡ii?

2. Risc ecologic Ce niveluri ale poluårii creazå daune asupra ecosistemelor?

3. Cost/beneficiu Care va fi raportul între costurile ¿i beneficiile depoluårii?

4. Capacitate tehnologicå Sunt tehnologiile actuale capabile så asigure nivelurile propuse pentru depoluare?

5. Timpul necesar pentru atingerea nivelului propus

Care va fi durata pentru ob¡inerea scopului propus?

6. Riscuri asociate tehnologiilor de depoluare

Ce riscuri implicå aplicarea tehnologiilor de depoluare?

76

Tabelul 4.3 (continuare)

7. Impactul asupra comunitå¡ii Care este amploarea ¿i durata perturbårilor (vizuale, noxe, zgomot, trafic, etc) generate de construc¡ia sistemului de depoluare?

8. Beneficiari/beneficii ¥n ce måsurå scopul propus corespunde tuturor beneficiarilor (locuitori din zonå sau din vecinåtate, industrie, autoritå¡i, etc)?

Experien¡a acumulatå pânå în prezent aratå cå dintre to¡i ace¿ti parametri, riscurile asupra sånåtå¡ii ¿i costurile måsurilor de depoluare au re¡inut cea mai mare aten¡ie. ¥n ultima vreme, înså, capåtå tot mai multå importan¡å ¿i evaluarea riscurilor ecologice.

77

5

TEHNICI DE DEPOLUARE A STRATELOR ACVIFERE

5.1. OPºIUNI GENERALE

¥N DEPOLUAREA SRATELOR ACVIFERE

¥n ultimele decenii, cercetårile în domeniul depoluårii apelor subterane, a mediului subteran în ansamblul såu, au cunoscut o amploare fårå precedent, ceea ce a condus, printre altele, la punerea la punct a numeroase tehnici capabile så limiteze extinderea poluårii ¿i så reducå efectele sale în aria zonei deja poluate. Aceste tehnici cuprind:

− pomparea apei contaminate la suprafa¡å ¿i apoi tratarea ei prin metode

chimice, fizice sau biologice;

− tratarea in situ a zonei poluate, prin folosirea acelora¿i metode enumerate

mai sus;

− limitarea fizicå a extinderi zonei poluate.

Cu toate progresele ob¡inute, este unanim recunoscut cå aplicarea metodelor de depoluare a apelor subterane este încå într-o fazå de dezvoltare, determinatå, în primul rând, de numårul mare de parametri care influen¡eazå procesele implicate în comportarea poluan¡ilor în mediul subteran ¿i, în acela¿i timp, în eficien¡a solu¡iilor de remediere, parametri care au fost analiza¡i pe larg în paragrafele precedente. Din punct de vedere managerial, måsurile ce pot fi aplicate pentru depoluarea mediului subteran sunt limitate (fig.5.1), facilitând astfel luarea decizilor în proiectarea acestora (Cherry, 1992):

− måsuri de limitare a cre¿terii ariei poluate;

− måsuri de refacere a zonei subterane poluate;

− autoremedierea, neluarea de måsuri, mizându-se pe capacitatea de

autoepurare a mediului subteran.

78

Fig. 5.1. Op¡iuni globale în depoluarea stratelor acvifere.

Aplicarea uneia din aceste måsuri este dependentå de o serie de factori, dintre care cei mai importan¡i sunt reprezenta¡i de nivelul de depoluare dorit a se ob¡ine, de riscurile cu care este asociatå poluarea, de folosin¡ele poten¡iale ale apei subterane din zonå ¿i, nu ultimul rând, de capacitatea de autoepurare a stratului acvifer implicat. ¥n¡elegerea ¿i acceptarea implica¡iilor care decurg din fiecare din aceste op¡iuni constituie un element util în procesul de selec¡ie a celei mai bune tehnici de depoluare aplicabilå pentru o anume situa¡ie specificå. Alegerea solu¡iei de remediere nu este o opera¡ie simplå, care se consumå într-o etapå singularå, ci se constituie într-un proces complex, care, în mod practic, se încheie la realizarea obiectivelor remedierii. ¥n figura 5.2 sunt prezentate etapele cadru necesar a fi parcurse în procesul de stabilire a unei solu¡ii de depoluare a mediului subteran (US-EPA, 1988). Se subliniazå faptul cå aplicarea remedierii trebuie så fie înso¡itå de o corectå ¿i atentå monitorizare a parametrilor de func¡ionare ai acesteia. Monitorizarea va permite depistarea eventualelor inadverten¡e ¿i adaptarea, pe aceastå bazå, a unor proiecte de modificare. Gre¿elile sunt cel mai adesea inevitabile ¿i, din aceastå cauzå, este esen¡ial ca programele de remediere så con¡inå mecanisme adecvate de detectare ¿i corectare a acestora. De mare importan¡å în alegerea corectå a måsurilor de remediere a unui strat acvifer sunt mecanismele care controleazå dinamica poluan¡ilor. Dinamica celor mai mul¡i poluan¡i ai apei subterane este controlatå de for¡ele de gravita¡ie, de permeabilitatea ¿i umiditatea stratului geologic ¿i de gradul de solubilitate al acestora în apå. Odatå ajun¿i în mediul subteran, poluan¡ii sunt supu¿i continuu ac¡iunii for¡elor capilare ¿i gravita¡ionale. Pe måsurå ce masa principalå a poluantului migreazå pe verticalå în jos, for¡ele capilare devin mai pu¡in importante ¿i mi¿carea este dirijatå spre zonele de minimå rezisten¡å, ajungând în final la suprafa¡a apei subterane.

79

Caracterizare zonei poluate

Stabilirea obiectivelor depoluårii

Studii de fezabilitate (alternative)

Alegerea solu¡iei

Realizarea proiectului de execu¡ie

Implementarea proiectului în teren

Evaluarea ¿i explicarea diferen¡elor

Revizuirea si îmbunåtå¡irea proiectului

Modificåri?

NU NU

Corectarea parametrilor proiectului

Punerea în func¡iune, monitorizarea

¥ndeplinirea obiectivelor?

NU

Remedierea este realizatå DA

Fig. 5.2. Schema logicå a implementårii solu¡iilor de remediere.

Poluan¡ii mai pu¡in den¿i decât apa ¿i nemiscibili, LNAPL, vor depresiona suprafa¡a apei subterane ¿i se vor împrå¿tia lateral de-a lungul interfe¡ei apå - aer, preponderent în direc¡ia gradientului hidraulic al apei subterane. Poluan¡ii insolubili în apå, dar mai den¿i decât aceasta, DNAPL, vor continua så migreze pe verticalå prin coloana de apå, în zona saturatå.

80

Cantitatea de poluant care ajunge la suprafa¡a apei subterane este dependentå atât de masa de poluant scurså, cât ¿i de natura påmântului, mai precis de valoarea satura¡iei reziduale a poluantului în påmântul respectiv. Cu cât stratul geologic este format din granule cu diametru mai mare, spre exemplu pietri¿uri, cu atât cantitatea de poluant re¡inutå prin efectele satura¡iei reziduale va fi mai micå. Este posibil ca întreaga cantitate de poluant så råmânå imobilizatå în zona nesaturatå, prin efectul satura¡iei reziduale sau prin efectul de sitå (agå¡are), între granulele mediului poros, recuperarea sa fiind posibilå prin aplicarea unor tehnici speciale, care implicå procese fizice, chimice ¿i biologice. Este important de subliniat cå, de¿i hidrocarburile sunt cunoscute ca substan¡e nemiscibile cu apa, o parte din componen¡ii acestora vor volatiliza în zona nesaturatå a subteranului, iar o altå parte vor dizolva în apa de precipita¡ii care stråbate aceastå zonå, poluând-o. Poluan¡ii dizolva¡i migreazå odatå cu apa subteranå sub influen¡a gradientului hidraulic, devansând mi¿carea masei principale a poluantului care a råmas în fazå purå. Zona care con¡ine poluan¡i dizolva¡i formeazå a¿a numita panå poluantå. Trebuie re¡inut cå apa subteranå sau apele din precipita¡ii care vin în contact cu poluan¡ii råma¿i imobili în matricea poroaså a mediului subteran vor dizolva componen¡ii solubili, între¡inând, astfel, fenomenul de poluare. Poluan¡ii afla¡i în aceastå fazå joacå rolul unor noi surse de poluare, care ac¡ioneazå lent, dar pe termen lung. Compu¿ii chimici re¡inu¡i prin satura¡ie rezidualå pot ocupa 15 - 40 % sau chiar mai mult, din spa¡iul porilor mediului subteran, acest procent fiind dependent de o serie de caracteristici ale mediului subteran. Proiectarea ¿i realizarea unor sisteme eficiente de refacere a calitå¡ii apei subterane depinde, în bunå parte, de capacitatea de în¡elegere ¿i interven¡ie în mecanismele care controleazå mobilitatea poluan¡ilor insolubili råma¿i sub forma satura¡iei reziduale. Teoretic, existå o serie de modalitå¡i prin care se poate realiza remobilizarea poluan¡ilor agå¡a¡i prin efectul de sitå sau prin efectul satura¡iei reziduale. Dintre acestea, cea mai utilizatå metodå este, în prezent, cre¿terea gradientului hidraulic prin pompare, care determinå, la rândul lui, cre¿terea vitezei curentului subteran. Dacå viteza este suficient de mare, o parte din particulele izolate ale poluantului sunt puse în mi¿care ¿i, cu toate cå vor frac¡iona în particule mai mici, pot, la rândul lor, så fie imobilizate dacå vor întâlni pori de dimensiuni mai mici. De¿i cercetårile în domeniul tehnicilor de remobilizare au fåcut progrese importante în ultimii ani, bazate în principal pe utilizarea unor procese chimice ¿i fizice, au råmas încå o serie de fenomene care nu sunt pe deplin ståpânite.

81

5.2. IZOLAREA ZONEI POLUATE

5.2.1. ECRANE IMPERMEABILE

Realizarea ecranelor are rolul de a controla curentul de apå subteranå într-o anumitå zonå, reducând sau anulând debitul de apå în zona de interes. De regulå, solu¡ia este aplicatå atunci când nu se urmåre¿te depoluarea zonei, ci doar izolarea acesteia; apa din zonå, ca de altfel mediul subteran în ansamblul såu, nu prezintå un interes deosebit ¿i nici nu induce riscuri prin men¡inerea poluårii în interiorul incintei formate prin ecranare. Aceastå tehnicå este aplicatå în special în cazul în care mårimea zonei subterane poluate nu este considerabilå, cum ar fi, spre exemplu, depozitele de de¿euri spålate de apele de precipita¡ii, a¿a cum se prezintå în figura 5.3. ¥n astfel de cazuri, rolul ecranelor este de a închide curentul de apå subteran în limitele zonei poluate ¿i de a stopa extinderea ariei acesteia. Ecranul trebuie så fie suficient de adânc, încastrat în roca de bazå impermeabilå, pentru a împiedica scurgerea apei pe sub el.

Fig. 5.3. Vedere în plan ¿i în sec¡iune printr-un sistem de ecranare.

82

Pentru realizarea ecranelor impermeabile sunt folosite mai multe scheme constructive, alegerea lor fåcându-se func¡ie de caracteristicile specifice zonei, respectiv, func¡ie de localizarea ariei poluate. Cel mai adesea, ecranele sunt astfel realizate încât formeazå o incintå complet închiså în jurul zonei poluate. O astfel de solu¡ie necesitå måsuri suplimentare pentru controlul nivelului apei în interiorul incintei create de ecran, deoarece apele de precipita¡ii sau din alte surse vor continua så alimenteze aceastå zonå, determinând cre¿terea nivelului apei subterane. Aceste måsuri pot consta fie în realizarea unor pu¡uri de extrac¡ie în incintå, fie în acoperirea suprafe¡ei incintei cu un strat impermeabil care så opreascå infiltrarea apelor din sursele de suprafa¡å. Stratul acoperitor poate fi realizat din argilå, membrane sintetice sau o combina¡ie a acestora. Este necesar ca la partea superioarå a stratului impermeabil så se asigure o pantå de scurgere a apelor de precipita¡ii. Pentru realizarea ecranelor se folosesc diferite materiale, cel mai adesea fiind utilizatå bentonita, dar ¿i betonul sau betonul în amestec cu polimeri (Fetter, 1993). Såparea tran¿eei pentru realizarea ecranului se face cu excavatorul, pere¡ii fiind sus¡inu¡i cu noroi bentonitic, care prin påtrundere în porii påmântului formeazå un strat de permeabilitate reduså. Lå¡imea uzualå a tran¿eelor este de 0,6 - 1,0 m, adâncimea putând ajunge pânå la 20 - 40 m, chiar ¿i mai mult, dependent de performan¡ele utilajului de såpare.

Pe lângå o serie de aspecte pozitive, aplicarea acestei solu¡ii are, totu¿i, ¿i unele limitåri:

− dificultå¡i în gåsirea materialelor de construc¡ie ieftine ¿i compatibile cu

natura chimicå a poluantului;

− dificultå¡i în controlul execu¡iei ecranelor;

− costul ridicat al unor produ¿i chimici ce ar putea fi utiliza¡i în

impermeabilizare;

− dificultå¡i de execu¡ie, în special în cazul unor acvifere cu permeabilitate

mai mare de 10-5

cm/s (Barcelona ¿.a., 1990).

Aplicarea acestor solu¡ii va putea fi fåcutå numai dupå evaluarea atentå a tuturor caracteristicilor zonei poluate, a¿a cum au fost prezentate în capitolul legat de caracterizarea hidrogeologicå a poluårii acviferelor.

5.2.2. IZOLAREA HIDRAULICÅ Controlul hidraulic poate fi eficient folosit în izolarea penelor de apå subteranå poluatå, în special când se urmåre¿te prevenirea cre¿terii ariei poluate sau pentru a se evita poluarea altor acvifere, a apelor de suprafa¡å sau a zonei de

83

captare a unui sistem de alimentare. Amplasarea unui pu¡ de extrac¡ie în fa¡a penei poluante, din care se va pompa apå poluatå care necesitå, desigur, tratare înainte de evacuare, va stabiliza avansarea acesteia (fig. 5.4). Solu¡ia astfel aplicatå trebuie så fie înso¡itå de måsuri de control ¿i remediere a zonei sursei de poluare. ¥n practicå, aplicarea acestei måsuri se face, de cele mai multe ori, ata¿ând pu¡ului de extrac¡ie ¿i un pu¡ de injec¡ie amplasat în amonte de zona poluatå, cu scopul cre¿terii gradientului hidraulic ¿i pentru a avea un control mai bun al curentului subteran. De asemenea, utilizarea pu¡ului de injec¡ie rezolvå problema debu¿årii apei extrase din subteran, în cazul în care nu poate fi gåsit un emisar la o distan¡å acceptabilå. ¥n figura 5.5. este prezentatå o astfel de solu¡ie, aplicatå în cazul unei poluåri cu produse petroliere (Fetter, 1993). ¥n cazul în care se folosesc pu¡uri duble pentru extrac¡ie respectiv pentru injec¡ie, izolarea zonei poluate este mai sigurå, iar cantitatea de apå vehiculatå poate fi reduså, acest lucru conducând la reducerea costurilor de exploatare. Folosirea sistemelor de pu¡uri duble oferå o mai bunå siguran¡å în exploatare, permi¡ând oprirea func¡ionårii, pe rând, a câte unui pu¡ pentru între¡inere sau alte interven¡ii, sistemul råmânând tot timpul opera¡ional. Succesul acestei metode este dat de råspunsul corect la urmåtoarele probleme:

− alegerea numårului de pu¡uri; − amplasarea pu¡urilor; − determinarea debitelor de pompare ¿i injectare.

Fig. 5.4. Stabilizarea penei poluate cu ajutorul unui pu¡ de pompare.

84

Fig. 5.5. Efectul solu¡iei combinate pu¡ de pompare -

pu¡ de injec¡ie asupra curentului subteran.

Modelarea matematicå a solu¡iei propuse, dar ¿i måsuråtorile pe instala¡iile pilot, sunt adesea utilizate pentru a fundamenta parametrii de func¡ionare ai instala¡iilor de pompare. Monitorizarea corectå a exploatårii unor astfel de sisteme este un element important în ajustarea parametrilor såi de func¡ionare. Din acest punct de vedere, o aten¡ie specialå trebuie acordatå func¡ionårii pu¡urilor de injec¡ie, care, în timp, pot realiza modificåri importante ale parametrilor de func¡ionare.

5.3. POMPAREA ªI TRATAREA LA SUPRAFAºÅ

A APEI POLUATE

5.3.1. PRINCIPIUL METODEI

¥n 73% din totalul cazurilor de poluare a apelor subterane care au fost supuse måsurilor de refacere a calitå¡ii lor, în perioada 1982 - 1992, metoda de remediere folositå s-a bazat pe pompare ¿i tratare (CGWCA, 1994). La baza aplicårii acestei metode stå un concept foarte simplu: apa subteranå poluatå este pompatå din subteran ¿i tratatå la suprafa¡å, dupå metodele utilizate în epurarea apelor uzate, industriale sau menajere. Apa astfel depoluatå este reinjectatå în acvifer sau este descårcatå într-un emisar de suprafa¡å, râu sau canalizare. Sunt situa¡ii în care în mediul subteran s-a injectat apå curatå provenitå dintr-o altå surså, apa poluatå pompatå din subteran fiind descårcatå, fårå tratare, într-un emisar care nu impunea condi¡ii speciale de calitate a apei.

85

Astfel de cazuri sunt înså rare, de cele mai multe ori apa subteranå extraså necesitând tratare înainte de evacuare. Reinjectarea este o verigå importantå a acestei metode deoarece ea contribuie la cre¿terea eficien¡ei sistemului ¿i reduce timpul necesar depoluårii prin mårirea debitului curentului subteran spre pu¡urile de extrac¡ie (fig. 5.6). Existå o bunå asemånare între aceastå metodå ¿i izolarea hidraulicå, prezentatå în paragraful precedent, diferen¡a constând în faptul cå, în acest caz, accentul este pus pe dorin¡a de a depolua zona, limitarea extiderii poluårii realizându-se implicit. Rezultå astfel cå pomparea ¿i tratarea poate fi proiectatå pentru douå scopuri complementare:

− prevenirea extinderii ariei poluate; − depoluarea stratului acvifer.

¥n timp ce la sistemele proiectate pentru limitarea extinderii poluårii, debitul pompat este men¡inut la o valoare minimå, necesar doar ob¡inerii unui spectru hidrodinamic favorabil scopului urmårit, în cazul sistemelor proiectate pentru depoluarea zonei, debitul pompat trebuie så fie cât mai mare. Debitele mari de pompare sunt cerute în acest caz de necesitatea ca în zona poluatå så fie realizate viteze mari ale curentului de apå subteran astfel ca ¡elul propus så fie atins cât mai repede. Este evidentå concluzia cå, din cauza debitului de pompare mai redus, sistemele care urmåresc limitarea poluårii sunt mai pu¡in costisitoare în exploatare decât sitemele de pompare proiectate pentru refacerea zonei poluate.

Fig. 5.6. Schema generalå a unui sistem de pompare - tratare,

combinat cu pu¡uri de injec¡ie: a - vedere în plan; b - vedere în profil.

86

5.3.2. EFICIENºA SISTEMELOR DE POMPARE ªI TRATARE

Eficien¡a folosirii sistemelor de remediere, bazate pe pompare ¿i tratare, depinde de o serie de factori specifici zonei supuse depoluårii. Dificultatea depoluårii apei subterane prin utilizarea acestei metode este dependentå de:

− proprietå¡ile chimice ale compu¿ilor contaminan¡i; − complexitatea structurii hidrogeologice a mediului subteran; − volumul poluantului; − timpul scurs de la declan¿area poluårii pânå la realizarea måsurilor de

remediere.

O primå categorie de factori este datå de caracteristicile fizico-chimice ale poluan¡ilor. Din acest punct de vedere, douå sunt proprietå¡ile chimice ale poluan¡ilor care conduc la reducerea eficien¡ei spålårii mediului subteran: adsorb¡ia ¿i solubilitatea. Pomparea, ca måsurå de recuperare a poluan¡ilor din subteran, este eficientå doar pentru poluan¡ii dizolva¡i. La o serie de poluan¡i, organici sau anorganici, este puså în eviden¡å tendin¡a de a fi adsorbi¡i pe suprafa¡a particulelor solide ce alcåtuiesc scheletul solid al mediului subteran. Ace¿tia vor råmâne imobili ¿i nu vor fi antrena¡i de curentul de apå subteranå indus de aplicarea pompårii. Trebuie subliniat faptul cå, totu¿i, ace¿ti poluan¡i vor fi desorbi¡i lent, astfel cå, de¿i nu vor fi recupera¡i într-un timp rezonabil, vor determina poluarea apei subterane curate, introduså în subteran prin pu¡urile de injec¡ie. Pe de altå parte, sunt poluan¡i, în special compu¿i organici de tipul hidrocarburilor, care råmân nedizolva¡i, fazå purå - NAPL, sub formå de pungi agå¡ate în matricea solidå a mediului poros. De¿i considera¡i ca insolubili, ace¿tia vor dizolva lent în curentul subteran, împiedicând atingerea standardelor de calitate impuse, atâta vreme cât se vor gåsi în subteran. Rezultå astfel cå depoluarea prin pompare poate fi utilizatå cu eficien¡å în cazul compu¿ilor chimici solubili. De asemenea, în cazul compu¿ilor chimici cu volatilitate ¿i de-gradabilitate ridicatå, pomparea accelereazå aceste procese chimice, gråbind remedierea zonei. ¥n aceastå categorie sunt întâlnite multe hidrocarburi de tip LNAPL, care volatilizeazå ¿i degradeazå, facilitând spålarea lor când sistemele de pompare sunt asociate cu alte tehnologii, cum ar fi aspira¡ia vaporilor din subteran sau bioventilarea, tehnologii ce vor fi prezentate în paragrafele urmåtoare. A doua categorie de factori care contribuie la reducerea eficien¡ei depoluårii prin pompare este determinatå de caracteristicile geologice ale mediului subteran, în special eterogenitatea. Când în mediul subteran poluat se întâlnesc acvifere stratificate, eterogene sau formate din roci fisurate, diferitele subzone ale mediului poluat vor fi spålate cu debite diferite, zonele cu permeabilitatea ridicatå fiind primele

87

curå¡ate. Realizarea nivelului de depoluare impus va fi determinatå de rapiditatea cu care zonele mai pu¡in permeabile vor fi curå¡ate. Mai mult, zonele eterogene cu permeabilitate reduså sau zonele cu roci fisurate pot stoca mari cantitå¡i de poluan¡i, pe care curentul de apå subteranå indus de sistemul de pompare nu le va disloca. Transferul compu¿ilor chimici din aceste zone, în curentul de apå, este încet ¿i controlat în principal de difuzie. Complexitatea geologicå a mediului subteran ¿i prezen¡a compu¿ilor adsorbi¡i sau de tip NAPL vor afecta rezultatele pompårii. La punerea în func¡iune a sistemelor de pompare, concentra¡ia poluan¡ilor poate så scadå foarte repede, dar dupå un anumit timp de func¡ionare continuå; acest progres ini¡ial se stabilizeazå la un nivel semnificativ deasupra nivelului impus. ¥n astfel de zone este aproape cert cå se pot ob¡ine progrese în continuare, deoarece masa de poluant din subteran este finitå, dar atingerea nivelului de depoluare prognozat va fi realizatå într-un timp îndelungat. Complexitatea geologicå ¿i chimicå pot influen¡a, de asemenea, rezultatele pompårii, prin determinarea refacerii penei poluante la oprirea func¡ionårii sistemului, atunci când, aparent, se constatå realizarea nivelurilor de depoluare impuse. Refacerea penei poluante este determinatå de existen¡a compu¿ilor de tip NAPL care nu au fost complet îndepårta¡i ¿i care acum dizolvå lent în apa subteranå curatå. Pe de altå parte, refacerea penei este determinatå ¿i de prezen¡a în structura geologicå a mediului subteran a unor zone cu permeabilitate reduså care nu au fost spålate de curentul subteran determinat de pompare. Din aceste zone poluan¡ii råma¿i difuzeazå lent în apa subteranå curatå (depoluatå). Cantitatea compu¿ilor chimici poluan¡i ¿i timpul cât ace¿tia au stat în mediul subteran, înainte de începerea depoluårii, influen¡eazå, de asemenea, eficien¡a pompårii ca måsurå de remediere. Remedierea este mult simplificatå dacå:

− volumul mediului poluat este mic, − volumul mediului poluat este afectat de o cantitate reduså de compu¿i

chimici; − ac¡iunile de refacere au fost declan¿ate imediat dupå producerea poluårii.

Cre¿terea dificultå¡ii depoluårii cu volumul afectat de poluare se datoreazå ¿i problemelor ridicate de identificarea ¿i caracterizarea impactului produs de acesta asupra mediului subteran. Pentru poluan¡ii pu¡in degradabili, timpul necesar remedierii cre¿te cu perioada scurså între producerea poluårii ¿i începerea remedierii, deoarece majoritatea proceselor care controleazå migra¡ia poluan¡ilor în subteran, cum ar fi, spre exemplu, difuzia, sunt dependente de timp. Pe de altå parte, pentru poluan¡ii degradabili în produ¿i netoxici, remedierea poate deveni mai u¿oarå, pe måsura cre¿terii perioadei de timp între producerea poluårii ¿i începerea remedierii.

88

5.3.3. RECUPERAREA PRIN POMPARE

A POLUANºILOR INSOLUBILI

Cazul cel mai des întâlnit de poluare a apelor subterane îl reprezintå scurgerile de produse petroliere, care, a¿a cum se ¿tie, sunt pu¡in solubile în apå ¿i sunt mai pu¡in dense decât aceasta, cunoscute sub denumirea codificatå de LNAPL. Astfel, la suprafa¡a apei subterane se va forma un strat mobil de hidrocarburi, care vor migra în direc¡ia pantei suprafe¡ei apei subterane. Recuperarea acestor produse se va face prin pompare din pu¡uri, canale sau drenuri. Indiferent de schema constructivå adoptatå, este nevoie ca suprafa¡a apei subterane så fie depresionatå, astfel încât så se asigure gradientul hidraulic necesar accesului compu¿ilor petrolieri în zona de extrac¡ie. Dacå acest deziderat nu este asigurat, func¡ionarea sistemului de pompare va fi intermitentå. De¿i stratul de petrol din vecinåtatea pu¡ului sau drenului poate fi apreciabil, accesul såu în sec¡iunea de pompare este întrerupt din cauzå cå suprafa¡a de separa¡ie apå - produs petrolier, în cazul în care se pompeazå numai LNAPL, devine ascendentå spre pu¡ (fig. 5.7). Calculele teoretice ¿i måsuråtorile pe modele experimentale au condus la ob¡inerea unor rela¡ii care evalueazå raportul între debitul de apå ¿i cel de produs petrolier pentru ca pomparea så se poatå face în regim continuu. Au fost puse la punct mai multe scheme constructive de echipare a sistemelor de pompare, diferen¡iate, în principal, prin numårul pompelor ¿i al pu¡urilor folosite într-un amplasament. ¥n cazul echipårii pu¡urilor cu o singurå pompå, aceasta trebuie så fie folositå, în acela¿i timp, atât pentru pomparea produsului petrolier, cât ¿i pentru pomparea apei (fig. 5.8).

Fig. 5.7. Suprafa¡a de separa¡ie apå - petrol în timpul pompårii.

89

Fig. 5.8. Pu¡ de pompare echipat cu o singurå pompå.

¥n consecin¡å, sorbul pompei va trebui så urmåreascå varia¡iile nivelului apei subterane în timpul pompårii, cerin¡å ce poate fi realizatå prin utilizarea unui plutitor. Un astfel de sistem este relativ ieftin ¿i u¿or de exploatat, dar prezintå inconvenientul cå, în timpul pompårii, în rotorul pompei se poate produce emulsionarea apei ¿i a produsului petrolier, necesitând un timp mai lung pentru separare ¿i echipamente mai complicate (Wilson, 1992). Suplimentar, este de a¿teptat ca în acest fel så fie favorizatå dizolvarea într-un grad mai mare a substan¡elor organice solubile, con¡inute în LNAPL. Utilizarea a douå pompe înlåturå neajunsul legat de emulsionare, semnalat mai înainte. ¥n acest caz, o pompå serve¿te la aspira¡ia apei, deci la depresionarea suprafe¡ei libere a apei subterane, iar cea dea doua la aspira¡ia produsului petrolier. Cele douå pompe pot fi montate într-un acela¿i pu¡ (fig. 5.9), dacå acesta are diamentrul suficient de mare sau în pu¡uri separate, apropiate unul de altul (fig. 5.10). Avantajul acestei scheme, de¿i mai costisitoare, constå în faptul cå produsul petrolier recuperat va putea fi folosit imediat în procesul de produc¡ie, amortizând astfel o parte din investi¡ie. Func¡ionarea celor douå pompe va fi controlatå de un sistem automat de verificare a nivelului apei subterane ¿i a grosimii stratului de produs petrolier, evitându-se astfel func¡ionarea în gol a pompei de petrol sau intrarea acestuia în pompa pentru apå.

90

Fig. 5.9. Pu¡ de pompare echipat cu douå pompe.

Fig. 5.10. Pu¡uri de depresie, respectiv, recuperare LNAPL, în sistemele de pompare-tratare.

91

Drenurile sau canalele pot fi, de asemenea, folosite pentru recuperarea produ¿ilor de tip LNAPL. Adâncimea de såpare a canalului trebuie så coboare sub nivelul apei subterane, iar extinderea acestuia pe orizontalå va depå¿i lå¡imea penei poluante. Amplasarea drenului sau canalului în aval de zona poluatå va reduce debitul de apå pompat. Totu¿i, nivelul din canal va fi men¡inut suficient de scåzut pentru ca produsul petrolier så nu alunece mai departe de canal în direc¡ia gradientului hidraulic natural al apei subterane. ¥n practicå au fost folosite scheme în care, în aval de dren sau canal, s-a realizat un ecran impermeabil, incomplet penetrat, care oferå un grad sporit de siguran¡å pentru migrarea în aval a produsului petrolier. Pomparea produselor petroliere din canale se poate face, de regulå, cu pompe plutitoare amplasate în sec¡iunea din aval a acestora. ¥n cazul drenurilor, este necesarå amenajarea unor gropi în care acestea så descarce apa în amestec cu produsul petrolier, pomparea spre sta¡ia de tratare realizându-se prin pompe amplasate în aceste gropi.

5.3.4. TRATAREA APEI POMPATE

Tehnologia de tratare a apei poluate pompatå la suprafa¡å se alege func¡ie de tipul compu¿ilor poluan¡i. O bunå parte din tehnicile de tratare, utilizate pentru apele uzate industriale sau menajere, au fost adoptate ¿i pentru tratarea apelor subterane poluate. ¥ntre proiectarea unor sisteme eficiente de depoluare ¿i, respectiv, de tratare, apare un conflict. La proiectarea sistemului de pompare se urmåre¿te asigurarea unor debite de pompare cât mai mari, pentru ca remedierea så se realizeze cât mai rapid. Dar, este evident cå mårimea sta¡iei de tratare este, la rândul ei, dependentå de debitul ce trebuie tratat. Astfel, cu cât debitul pompat este mai mare, cu atât sta¡ia de tratare va fi mai mare ¿i deci cheltuielile de construc¡ie ¿i de exploatare vor fi mai mari, deoarece o parte din cheltuielile de exploatare, cum ar fi, spre exemplu, costul substan¡elor chimice folosite în procesul de tratare, nu depind de timp. Pânå la urmå, debitul optim de pompare ¿i, implicit, cel de tratare se vor ob¡ine din minimizarea costului total al investi¡iei ¿i al cheltuielilor de eploatare.

a) Tratarea poluan¡ilor anorganici. Majoritatea poluan¡ilor anorganici care necesitå tratare sunt metale care pot fi u¿or eliminate din apå prin precipitare. O serie de hidroxizi metalici precipitå la o valoare a pH-ului bazicå specificå. Pentru aceste metale, modificarea pH-ului, prin adåugarea varului (hidroxidul de calciu), determinå precipitarea hidroxidului metalic, care poate fi, apoi, eliminat prin aerare. Eliminarea metalelor feroase se poate realiza, de asemenea, prin aerare. Filtrele mecanice (spre exemplu, paturile de nisip) sunt, în acest caz, necesare pentru filtrarea fierului precipitat, din curentul de apå uzatå. Cromul hexavalent este mai întâi redus la starea trivalentå, scåzând valoarea pH-ului la 3 ¿i adåugând, apoi, un agent de reducere, cum ar fi, spre exemplu,

92

bioxidul de sulf. Cromul trivalent precipitå prin cre¿terea pH-ului la valoarea bazicå (pH > 7). Arseniul coprecipitå cu fierul, prin adåugarea fierului dizolvat la pH = 5...6 ¿i apoi, crescând valoarea pH-ului la 8...9, prin adåugarea hidroxidului de calciu (var stins). Orice compus anorganic poate fi eliminat prin schimb ionic. Acest procedeu este folosit cu precådere pentru tratarea azota¡ilor, care nu pot fi înlåtura¡i prin precipitare. Poluan¡ii anorganici pot fi, de asemenea, elimina¡i prin osmozå ¿i electrodializå.

b) Tratarea poluan¡ilor organici. Mul¡i dintre poluan¡ii organici sunt volatili. Ei pot fi elimina¡i din apå prin expunerea acesteia într-un curent de aer (barbotare cu aer), procedeu ce se desfå¿oarå într-o coloanå de separare. Aceastå coloanå este formatå dintr-un cilindru umplut cu un material inert, poros ¿i care are suprafa¡a specificå mare (de exemplu, polipropilenå). Apa poluatå este împrå¿tiatå la partea superioarå a coloanei, deasupra mediului poros. Aerul este introdus odatå cu apa, cu ajutorul unui ventilator, la partea inferioarå a cilindrului. Substan¡ele chimice volatile vaporizeazå, trecând din apå în aer, iar apoi sunt antrenate de curentul de aer, la partea superioarå a coloanei. Emisia de gaze în atmosferå trebuie controlatå pentru a se evita poluarea aerului atmosferic. Compu¿ii anorganici volatili pot fi degrada¡i ¿i prin expunere la soare. ªi în acest caz, dacå se constatå o cre¿tere a concentra¡iei substan¡elor volatilizate în aer, vaporii trebuie capta¡i, prin adsorb¡ie pe carbon activ. O serie de compu¿i organici au volatilitatea scåzutå ¿i de aceea sunt greu de eliminat prin procedeul prezentat. ¥n acest caz, cel mai bun procedeu de tratare constå în adsorb¡ia pe cårbune activ. Periodic, cårbunele trebuie înlocuit, deoarece capacitatea sa de re¡inere scade. Un grup important de metode de tratare a compu¿ilor organici folose¿te diverse procedee biologice, dezvoltate, testate ¿i aplicate în tratarea apelor uzate. Eliminarea compu¿ilor organici greu volatili, rezisten¡i la tratare biologicå ¿i cu capacitate reduså de adsorb¡ie pe cårbune activ este foarte dificilå ¿i costisitoare.

5.3.5. EVALUAREA TIMPULUI DE REMEDIERE

De¿i timpul necesar realizårii ¡elului propus prin aplicarea måsurilor de remediere nu trebuie folosit ca un criteriu exclusivist pentru aprecierea infezabilitå¡ii tehnice a pompårii, ca måsurå de depoluare, evaluarea sa ajutå într-o bunå måsurå la stabilirea eficien¡ei sistemului. ¥n acela¿i timp, evaluarea timpului este utilå în stabilirea costului global al remedierii, factor ce nu tebuie neglijat în alegerea celei mai bune solu¡ii de remediere ce trebuie aplicatå pentru o zonå datå.

93

Pentru solu¡iile de remediere bazate pe pompare, timpul necesar ob¡inerii parametrilor de calitate dori¡i este dependent de urmåtorii factori (US-EPA, 1988; US-EPA, 1993c):

− amestecul realizat în subteran între apa poluatå, din interiorul penei poluate, cu apa curatå din afara acesteia; acest lucru determinå cre¿terea volumului de apå ce va trebui pompat ¿i, astfel, cre¿terea timpului de pompare; sistemele de pompare ar trebui prevåzute cu solu¡ii tehnice menite så limiteze amestecul celor douå categorii de ape;

− eterogenitatea stratelor acvifere måre¿te timpul necesar remedierii, acesta fiind determinat, în primul rând, de rapiditatea cu care sunt curå¡ate stratele cu permeabilitate reduså;

− prezen¡a compu¿ilor poluan¡i de tip NAPL måre¿te timpul remedierii; la satura¡ie rezidualå, spålarea acestor compu¿i este determinatå de u¿urin¡a dizolvårii lor în curentul subtern de apå indus de pompare;

− prezen¡a poluan¡ilor adsorbi¡i, a cåror recuperare depinde de ritmul desorb¡iei, dependent la rândul såu de solubilitatea poluantului ¿i de con¡inutul în carbon organic al solului.

¥n contrast cu aceste procese, care determinå, a¿a cum am aråtat, cre¿terea volumului de apå pompat, în mediul subteran se produc, de asemenea, o serie de procese care determinå reducerea volumului de apå ce trebuie pompat ¿i deci reducerea timpului de pompare. Aceste procese, de naturå fizicå, chimicå ¿i biologicå, determinå degradarea compusului poluant ¿i astfel scåderea concentra¡iei sale în apa subteranå. Pentru cei mai mul¡i poluan¡i ai apei subterane, aceste pocese nu au o importan¡å prea mare, cu toate cå sunt ¿i poluan¡i, ca de exemplu pesticidele, pentru care procesele de degradare reprezintå un factor determinant în evaluarea timpului necesar ob¡inerii standardelor de calitate impuse. Pentru evaluarea timpului de remediere sunt propuse douå modele (US-EPA, 1993b) care, de¿i nu oferå date exacte despre acest parametru, permit totu¿i o estimare a acestuia ¿i, pe baza lui, a cheltuielilor necesare remedierii. Primul model, modelul spålårii intermitente, se bazeazå pe realizarea unor reprize de spålare în etape succesive. Fiecare perioadå de pompare introduce în subteran, în zona poluatå, suficientå apå de spålare, pentru a umple porii acviferului, în zona domeniului dat. La sfâr¿itul fiecåreia din aceste perioade se calculeazå concentra¡ia poluantului atât în apå, cât ¿i în sol. Al doilea model, modelul spålårii continue, permite calculul valorilor concentra¡iei poluantului în orice moment, independent de volumul de apå vehiculat prin acvifer. Cele douå modele au la bazå acelea¿i considerente fizice: apa curatå intrå în zona poluatå; poluantul este transferat din sol în apå; apa este pompatå la suprafa¡å ¿i odatå cu ea poluantul, dupå care procesul se repetå.

94

a) Modelul spålårii intermitente. Concentra¡ia în sol a poluantului pentru o trecere completå (spålare) i a curentului subteran indus de pompare poate fi calculatå cu ajutorul rela¡iei:

( )Cs Cs Cw ni i

i

b

= −−−

11

ρ, (5.1)

în care:

este concentra¡ia în sol a tuturor compu¿ilor organici volatili TVO,

dupå i spålåri, în mg/kg;

Csi

Cw - concentra¡ia TVO în apå în echilibru cu cea a acviferului, în mg/l; n - porozitatea påmântului;

ρb - densitatea volumicå a påmântului, în mg/l.

Dupå calcularea concentra¡iei TVO în sol, concentra¡ia acestora în apa subteranå poate fi calculatå cu rela¡ia:

C w i C s iK d

( ) ( )= , (5.2.)

în care Kd este un coeficient de distribu¡ie.

Cele douå rela¡ii sunt folosite consecutiv, astfel cå valoarea lui Cw(i) calculatå cu rela¡ia (5.2) se introduce în rela¡ia (5.1) ca Cw(i-1) pentru a se calcula Cs(i) la sfâr¿itul spålårii urmåtoare. Calculul se repetå pânå ce atât pentru sol, cât ¿i pentru apa subteranå, se ajunge la concentra¡ia doritå. Se ob¡ine în acest fel numårul necesar de spålåri. Timpul necesar pentru fiecare spålare (prin spålare se în¡elege înlocuirea completå a volumului apei din pori cu o altå apå, ini¡ial curatå; în literatura de specialitate, pentru spålare este consacratå denumirea de volum de pori) se ob¡ine prin raportul între volumul apei din acvifer ¿i debitul de pompare. Cunoscând acest timp ¿i numårul spålårilor necesare (numårul volumelor de pori ce trebuie succesiv golite), stabilit mai înainte, se determinå apoi timpul necesar remedierii dorite.

b) Modelul spålårii continue ia în considerare pomparea continuå a apei subterane ¿i, dupå tratare, reinjectarea ei continuå în acvifer, ob¡inându-se astfel dilu¡ia apei subterane poluate. Cantitatea de poluant VOC extraså este calculatå pe baza debitului pompat într-un interval de timp dat ¿i a concentra¡iei poluantului în apa pompatå.

95

( ) ( )M QCwt t= (5.3)

în care:

este masa VOC în apa pompatå, la timpul t, în kg; ( )M t

Q - debitul pompat, în litri/zi;

- concentra¡ia VOC în apa subteranå, în kg/l. ( )Cw t

Cantitatea de poluant VOC care intrå din sol în apa subteranå este dependentå de constanta de scurgere, ce se determinå pe cale experimentalå, pe modele fizice, în laborator. Modelul calculeazå concentra¡ia poluantului în apå ¿i sol la fiecare pas de timp, stabilit arbitrar, la o zi. Ecua¡iile folosite în acest model sunt urmåtoarele:

( ) ( ) ( ) ( )Mw Mw QCw T Mt t t t= t− +−1 11 : − ; (5.4)

Cw t Mw tV

( ) ( )= , (5.5)

în care:

este masa VOC aflatå în apa subteranå la timpul t, în kg; ( )Mw t

- masa VOC în apa subteranå, în ziua precedentå, t-1,

derminatå prin calculele realizate în ziua precedentå, în kg;

( )Mw t−1

T - timpul pentru o itera¡ie, stabilit la o zi; V - volumul acviferului pentru care se realizeazå calculul, în litri; - masa VOC ce trece din sol în apa subteranå în intervalul de

timp de la (t-1) la (t), calculatå pe baza måsuråtorilor de laborator, în kg.

( )M t t1 1: −

Timpul de realizare a restaurårii, determinat prin folosirea modelului spålårii intermitente, rezultå mai mare decât cel calculat prin modelul spålårii continue. Acest lucru se datore¿te, în principal, faptului cå primul model calculeazå concentra¡ia teoreticå a poluantului în sol, pe baza concentra¡iei acestuia în apa subteranå. Acest model nu prognozeazå cu precizie timpul depoluårii deoarece se constatå valori ale concentra¡iei calculate mai mari decât cele måsurate pe probe prelevate din subteran. Modelul spålårii continue folose¿te rela¡iile de calcul ale timpului de remediere, date ob¡inute prin måsuråtori în subteran, cât ¿i date ob¡inute prin

96

måsuråtori pe modele în laborator. Sunt necesare, înså, multe date de teren, care så reflecte dimensiunile poluårii pentru o prognozå cât mai corectå. Diferen¡ele de valori pentru timpii de remediere, ob¡inu¡i prin folosirea celor douå modele de calcul, sunt mari. Pentru aceea¿i zonå poluatå, primul model estimeazå un timp de remediere de 27 de ani, în timp ce al doilea model estimeazå acest timp la 9 ani (US-EPA, 1993b). Prognozele ob¡inute prin modelul spålårii intermitente nu par a fi realiste, supraestimâd acest timp, astfel cå modelul spålårii continue este preferat. ¥n analiza eficien¡ei pompårii, ca metodå de remediere a stratelor acvifere, este necesar så se ia în considerare ¿i numårul de volume de pori ce trebuie pompate pentru a se ob¡ine gradul de depoluare dorit, altfel spus de câte ori ar trebui spålat acviferul pentru a reduce concentra¡ia poluantului la limitele acceptate. ¥n literatura de specialitate sunt, înså, pu¡ine date legate de stabilirea unor criterii riguroase pentru determinarea numårului de volume de pori pompate, de la care se poate cosidera eficien¡a pompårii sau pentru care se poate considera cå pomparea este tehnic impracticabilå. Fiecare zonå trebuie judecatå func¡ie de datele sale caracteristice, de importan¡a ¿i mårimea riscului pe care-l implicå poluarea.

5.4. METODE TERMICE DE TRATARE

5.4.1. ELEMENTE GENERALE

A¿a cum am aråtat în capitolele precedente, proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale compu¿ilor chimici sunt dependente de temperaturå. Pe de altå parte, toate procesele fizice, chimice ¿i biologice produse în mediul subteran, în timpul aplicårii måsurilor de remediere, sunt ¿i ele dependente de temperaturå. Proiectarea ¿i aplicarea metodelor termice de tratare urmåresc cre¿terea temperaturii în mediul subteran pentru accelerarea, în acest fel, a diferitelor mecanisme care favorizeazå recuperarea poluan¡ilor. Efectul cre¿terii temperaturii este de fapt dublu: pe de o parte remobilizeazå poluan¡ii ¿i, pe de altå parte, îi transformå în forme mai u¿or de recuperat. ¥ncålzirea mediului subteran nu este o metodå nouå, ea fiind aplicatå cu succes pentru recuperarea secundarå ¿i ter¡iarå a petrolului din zåcåmânt, încå cu mul¡i ani în urmå, în industria americanå (Smith ¿i Hinchee, 1993). La cre¿terea temperaturii, activitatea microbiologicå cre¿te pânå la o anumitå valoare, dupå care, dacå temperatura cre¿te în continuare, activitatea microbiologicå scade. Presiunea de vaporizare a multor compu¿i chimici cre¿te

mult, la temperaturi în jurul valorii de 100 0C. De asemenea, la temperaturi

înalte compu¿ii organici se descompun. La valori foarte mari ale temperaturii

97

påmântul se tope¿te, determinând distrugerea compu¿ilor organici ¿i, apoi, la råcire, formarea rocilor cristaline (vitrificarea). Cre¿terea temperaturii påmântului poate accelera sau declan¿a o serie de fenomene fundamentale pentru remedierea in situ. Biodegradarea se produce la

temperaturi variind între 12 0C ¿i 100

0C. S-a observat cå microorganismele î¿i

dubleazå activitatea la fiecare 10 0C cre¿tere a temperaturii, pânå la o

temperaturå la care aceastå activitate este inhibatå. Presiunea vaporilor cre¿te cu temperatura, mårind astfel eficien¡a recuperårii poluan¡ilor prin ventilarea solului. Prin încålzirea solului, compu¿ii organici volatili vaporizeazå, accelerând astfel recuperarea lor, dar ¿i a compu¿ilor organici semivolatili. Solubilitatea în apå este influen¡atå de temperaturå, cre¿terea temperaturii determinând cre¿terea solubilitå¡ii ¿i deci cre¿terea concentra¡iei poluantului în apå, astfel cå se måre¿te viteza de depoluare prin pompare. Adsorb¡ia este o reac¡ie exotermå ¿i astfel, o cre¿tere a temperaturii reduce, de regulå, adsorb¡ia.

5.4.2. INJECTAREA ABURULUI

Injectarea aburului în subteran conduce la recuperarea, într-un timp relativ scurt, a poluan¡ilor organici volatili VOCs sau semivolatili SVOCs, re¡inu¡i în structura mediului poros la satura¡ie rezidualå. Tehnologia este atractivå în special pentru compu¿ii de tip NAPL, pentru care alte tehnici de remediere a mediului subteran sunt mai pu¡in eficiente.

Remobilizarea compu¿ilor NAPL, prin injectarea aburului în mediul permeabil implicå urmåtoarele mecanisme (Hunt ¿i Sitar, 1988; Udell ¿i Stewart, 1992; Smith ¿i Hinchee, 1993; Udell, 1994; Bica ¿.a., 1995; Farber ¿.a., 1995):

− transportul aburului în zona poluatå din sec¡iunea pu¡urilor de injec¡ie;

− încålzirea zonei poluate, ceea ce conduce la vaporizarea ¿i cre¿terea

mobilitå¡ii poluantului;

− crearea unui gradient de presiune pentru controlul mi¿cårii poluan¡ilor ¿i

al frontului de abur condensat, spre punctul de recuperare.

¥n timpul injectårii aburului, componen¡ii puternic volatili, cu presiune de vaporizare ridicatå ¿i punct de fierbere sub temperatura de condensare a aburului, vor vaporiza pe måsura avansårii frontului de abur. Apoi, vaporii sunt împin¿i în zona rece, unde atât aburul, cât ¿i vaporii poluantului vor condensa. Dacå tot poluantul a vaporizat la temperaturi mai mici decât temperatura de condensare a aburului, atunci este posibilå recuperarea completå a acestuia

98

(Udell, 1994). Componen¡ii care nu au vaporizat complet ¿i au råmas în zona aburului (componen¡ii semivolatili) vor evapora mai târziu, pe måsura cre¿terii temperaturii, datoritå cåldurii latente emanate prin condensare. Compu¿ii organici vor vaporiza când energia termicå primitå depå¿e¿te cåldura de vaporizare. Cre¿terea temperaturii conduce, de asemenea, la scåderea vâscozitå¡ii ¿i ajutå la desorb¡ia poluan¡ilor adsorbi¡i pe particulele solide ale mediului poros.

¥n imediata vecinåtate a frontului de condensare al aburului are loc cre¿terea gradien¡ilor de presiune, care vor determina mobilizarea pungilor (globulelor) de NAPL, prinse prin efectul de sitå în matricea mediului poros (Hunt ¿i Sitar, 1988). Compu¿ii NAPL disloca¡i prin acest mecanism sunt transporta¡i de cåtre frontul lichid, spre sistemele de recuperare.

Eficien¡a procesului de dislocare depinde de presiunea vaporilor de NAPL satura¡i, la temperatura aburului. Compu¿ii NAPL cu puncte de fierbere sub

175 0C pot fi recupera¡i eficient, ca fazå separatå, prin injectarea aburului.

Evaluarea teoreticå a mecanismelor deplasårii poluan¡ilor organici în timpul injectårii aburului conduce la concluzia cå raportul între vâscozitatea apei ¿i cea a poluantului este factorul determinant în dinamica acestuia, ca fazå separatå (Udell, 1994; US-EPA, 1995b).

Depoluarea optimå, prin injectarea aburului, presupune recuperarea aproape în întregime a poluantului, imediat dupå ce aburul a stråbåtut toatå zona poluatå. Dupå aceastå perioadå, cantitatea de poluant recuperatå este micå ¿i, în consecin¡å, injectarea aburului trebuie întreruptå treptat. ¥n figura 5.11 sunt pre-zentate rezultatele cercetårilor de laborator realizate în condi¡ii ideale, pe probe de nisip omogen, amplasate în modele unidimen-sionale (Bica ¿.a., 1995).

Se remarcå faptul cå peste 80% din produsul petrolier este recuperat în primele 30 minute de la declan¿area injectårii aburului. Experimentårile au fost realizate în patru variante, diferen¡iate între ele prin modificarea urmåtorilor parametri: * satura¡ia ini¡ialå a cherosenului în proba de nisip; * satura¡ia în apå a pobei de nisip înainte de producerea poluårii; * modalitatea de realizare a poluårii. Procentual, eficien¡a recuperårii depinde de satura¡ia ini¡ialå a cherosenului. Depoluarea este mai u¿oarå dacå, înainte de scurgerea cherosenului, solul con¡ine apå la satura¡ia rezidualå. Existen¡a unei pelicule fine de apå la suprafa¡a granulelor de nisip face ca for¡ele de legåturå ale cherosenului cu mediul poros så fie mai slabe ¿i, deci, mai u¿or de dislocuit. Tehnologia de remediere a zonelor poluate prin injectarea aburului cuprinde un sistem de generare ¿i injectare a aburului în mediul subteran, un sistem de recuperare a vaporilor ¿i un sistem de colectare ¿i tratare a condensatului rezul-tat.

99

Fig. 5.11. Eficien¡a recuperårii cherosenului prin injectarea aburului.

¥n majoritatea cazurilor, pentru injectarea ¿i, respectiv, recuperarea aburului ¿i a produ¿ilor condensa¡i rezulta¡i sunt folosite grupurile de pu¡uri (fig. 5.12).

Fig 5.12. Schema de principiu a tehnicii de remediere prin injectarea aburului.

100

Elementul cel mai dificil în aceastå tehnologie îl reprezintå proiectarea echipamentelor care så controleze mi¿carea aburului, astfel încât acesta så stråbatå uniform zona poluatå. Studiile realizate pânå în prezent aratå cå cel mai eficient sistem de injectare - colectare este constituit dintr-o combina¡ie de pu¡uri de injectare - aspira¡ie, optim aplasate în perimetrul zonei poluate. Instalarea unui sistem de vacuum la pu¡urile de aspira¡ie ¿i a unui acoperi¿ impermeabil la suprafa¡a solului, deasupra ariei poluate, îmbunåtå¡esc performan¡ele tehnologiei. Au fost experimentate trei metode diferite de injectare a aburului:

1. aburul este injectat în pu¡uri amplasate la limita zonei poluate;

transportul aburului în zona poluatå este realizat sub efectul vacuumului

creat prin pu¡urile de colectare;

2. aburul este injectat în interiorul zonei poluate;

3. aburul este injectat sub zona ocupatå de poluan¡i pentru a favoriza

transportul acestora de curentul de apå fierbinte care se ridicå la

suprafa¡å.

Pentru fiecare din aceste metode, sunt folosite sisteme diferite de control a migrårii aburului ¿i a poluantului pentru a se realiza recuperarea acceptabilå a acestuia din urmå ¿i pentru folosirea eficientå a aburului. ¥n prima metodå, pu¡urile de injec¡ie a aburului sunt instalate astfel ca aburul så fie introdus în subteran la nivelul zonei poluate sau sub aceastå zonå. Distan¡a dintre pu¡uri trebuie astfel aleaså încât så asigure saturarea completå cu abur a zonei poluate, fiind dependentå de permeabilitatea stratului acvifer. Testele in situ au folosit distan¡e de 2 m, adâncimi de 6 m ¿i presiuni

40 - 80 KN/m2. Se remarcå faptul cå presiunile mai mari, atunci când nu

fractureazå stratul geologic, sunt mai eficiente. Recuperarea poluantului se poate face prin pu¡uri de vacuum sau prin membrane de vacuum instalate la suprafa¡a solului, în aria zonei poluate. Eficien¡ele de recuperare ob¡inute prin aceastå metodå sunt (Smith ¿i Hinchee, 1993): 20% în strat de argilå ¿i 99,5% în strat de nisip, pentru benzen, toluen etilbenzen, xilen; 60% în argilå ¿i 99,9% în nisip, pentru naftalinå; 97% pentru hidrocarburi aromatice. ¥n cea de a doua metodå, aburul este injectat prin intermediul unui ajutaj amplasat în sec¡iunea de såpare a unei foreze, pe måsurå ce aceasta avanseazå descendent în zona poluatå. Pot fi atinse adâncimi de 9,1 m (Smith ¿i Hinchee, 1993). Un ventilator este aplasat astfel încât, prin crearea vacuumului, så asigure recuperarea gazului ¿i så evite migrarea sa în afara zonei supuså remedierii. Gazul aspirat de compresor este introdus într-un condensator, unde apa ¿i poluantul sunt aspira¡i, iar aerul este purificat, prin adsorb¡ie pe carbon

101

activ. Au fost ob¡inute eficien¡e de recuperare de peste 96% pentru compu¿ii organici volatili ¿i de 11% - 93% pentru compu¿ii organici semivolatili. ¥n cea de-a treia metodå, abur de calitate slabå este injectat sub cel mai coborât punct al zonei poluate. Aburul condenseazå, determinând un curent vertical ascendent al apei calde rezultate. Curentul ascendent dislocå ¿i antreneazå compu¿ii organici lichizi, spre zone mai permeabile. Apa fierbinte este injectatå deasupra barierelor impermeabile naturale pentru a încålzi ¿i mobiliza compu¿ii acumula¡i în aceastå zonå. Dupå ce s-a realizat mobilizarea compu¿ilor organici din zona barierelor impermeabile, prin injectarea apei fierbin¡i ¿i prin pompare din pu¡urile de extrac¡ie se urmåre¿te antrenarea compu¿ilor acumula¡i în zonele mai permeabile. Eficien¡a metodei este mai reduså decât în cazul primelor douå, nedepå¿ind 60%. Eficien¡a aplicårii acestei tehnici este influen¡atå de o serie de factori a cåror evaluare faciliteazå luarea deciziei optime pentru solu¡ia de remediere. Påmânturile permeabile u¿ureazå transportul aburului în interiorul zonei poluate. Omogenitatea este importantå în asigurarea distribu¡iei uniforme a curentului de abur în mediul subteran. Prezen¡a humusului în mediul subteran determinå cre¿terea adsorb¡iei, inhibând astfel volatilizarea poluan¡ilor. ¥n

sfâr¿it, compu¿ii chimici cu punct de fierbere sub 250 0C favorizeazå

recuperarea prin injectarea aburului. Aplicarea tehnicilor de remediere prin injectarea aburului are o serie de avantaje: poluan¡ii organici pot fi recupera¡i ca fazå separatå, permi¡ând procesarea lor imediatå; timpul de remediere este foarte redus, de ordinul orelor sau zilelor, fiind dependent de mårimea zonei poluate, de caracteristicile mediului subteran, etc; permite recuperarea poluan¡ilor din stratele mai pu¡in permeabile prin accelerarea desorb¡iei ca urmare a cre¿terii temperaturii; permite, în majoritatea cazurilor, ob¡inerea parametrilor de depoluare impu¿i de standardele bazate pe sånåtate; este folositå de mult timp în industria petrolierå, astfel cå existå o bogatå experien¡å în acest domeniu, în proiectarea ¿i instalarea echipamentelor aferente acestei tehnologii.

5.4.3. ¥NCÅLZIREA ELECTRICÅ

Aceastå tehnologie utilizeazå energia electricå pentru încålzirea påmânturilor argiloase sau a celor fin granulate, neargiloase, astfel cå apa ¿i compu¿ii poluan¡i afla¡i în aceste zone vaporizeazå, fiind apoi recupera¡i prin sisteme de vacuumare. Pentru aceasta, în påmânt vor fi planta¡i electrozi conecta¡i la o surså de curent electric, care vor determina realizarea, prin matricea mediului permeabil, a unui circuit electric (fig. 5.13). Rezisten¡a electricå creatå de påmânt la trecerea curentului electric degajå cåldurå, încålzindu-l ¿i uscându-l pânå la fisurare.

102

Fig. 5.13. Schema de principiu a unui sistem electric de remediere

a zonelor poluate.

Marea problemå ridicatå de folosirea acestei tehnici constå în faptul cå, prin scåderea umiditå¡ii solului, conductivitatea sa electricå scade, de asemenea. Curentul este mai puternic lângå electrozi, astfel cå solul se va usca mai întâi în aceastå zonå, ceea ce face ca rezisten¡a så creascå mai mult în jurul electrozilor, încålzind-o ¿i mai mult. Ca urmare, efectele cåldurii nu vor fi uniform repartizate, dacå proiectarea amplasårii ¿i folosirii electrozilor nu va fi atent realizatå. ¥ncålzirea påmântului cu ajutorul curentului electric poate fi realizatå prin instalarea în mediul subteran poluat a unei re¡ele de conductori electrici, alcåtuitå din conducte metalice. Prin trecerea curentului prin aceste conducte påmântul este suficient încålzit pentru a determina uscarea sa ¿i vaporizarea compu¿ilor volatili. Vaporii de apå ¿i vaporii poluan¡ilor sunt colecta¡i prin sisteme de aspira¡ie a vaporilor din sol SVE. ¥ncålzirea ¿i uscarea påmântului determinå cre¿terea permeabilitå¡ii la aer a solului, astfel cå ventilarea sa este mai eficientå ¿i poate fi realizatå chiar prin conductele folosite ca electrozi. Dupå ce umiditatea este suficient diminuatå, se poate proceda la cre¿terea voltajului, pentru a favoriza oxidarea compu¿ilor organici nevolatili råma¿i în mediul poros. Prin acest proces, compu¿ii nevolatili sunt desfåcu¡i în componen¡i mai mici, mai u¿ori, care pot apoi volatiliza, fiind recupera¡i tot prin sisteme de vacuumare. Aplicarea acestei tehnici de remediere a solurilor poluate are o serie de avantaje ¿i dezavantaje. Principalele avantaje constau în faptul cå instalarea electrozilor în påmânt se face cu o perturbare minimå a mediului subteran.

103

Aceasta face ca realizarea sistemului electric de încålzire så fie mult mai u¿oarå decât realizarea sistemelor de încålzire prin folosirea aburului; instalarea sistemelor de generare a curentului electric este mult mai simplå decât instalarea sistemelor de generare a aburului sau apei calde, etc. Problema cheie pentru proiectarea acestui sistem de încålzire a påmântului o reprezintå men¡inerea uniformå a conductivitå¡ii electrice în timpul procesului de încålzire. Prin încålzire, umiditatea solului scade, reducând implicit ¿i conductivitatea. Reducerea conductivitå¡ii electrice a solului atrage dupå sine, încålzirea inegalå ¿i astfel folosirea ineficientå a energiei electrice. Aceastå problemå poate fi, într-o oarecare måsurå, minimizatå prin måsuri corecte de proiectare ¿i exploatare a sistemului. Situa¡ia limitå de folosire a energiei electrice pentru încålzirea påmântului, vitrificarea, reduce problemele datorate încålzirii neuniforme a påmântului, prin topirea acestuia. Aceastå tehnologie (v.§ 5.8.7.) poate remedia simultan påmân-turi poluate cu compu¿i organici, anorganici ¿i chiar cu substan¡e radioacvite. Studiile ¿i cercetårile realizate asupra eficien¡ei acestei tehnici de remediere a påmânturilor au condus la capacitå¡i de recuperare de pânå la 95% pentru 2-clorofenol ¿i 25% - 99% pentru compu¿i organici semivolatili sau nevolatili. De observat faptul cå trecerea curentului electric stimuleazå reac¡ii de vaporizare ireversibilå a compu¿ilor organici nevolatili (Smith ¿i Hinchee, 1993). Tehnica remedierii prin încålzirea påmântului cu ajutorul curentului electric este aplicabilå compu¿ilor organici volatili VOCs, compu¿ilor organici semivolatili SVOCs ¿i amestecurilor de compu¿i petrolieri volatili.

5.4.4. ¥NCÅLZIREA PRIN UNDE RADIO Multe zone poluate cu solven¡i ¿i carburan¡i, a cåror temperaturå de fierbere

este de 80 - 100 0C, nu pot fi eficient remediate prin încålzirea cu ajutorul

aburului sau al apei calde, deoarece nu vor putea fi ob¡inute astfel de temperaturi. ¥ncålzirea prin unde radio a påmântului reprezitå o metodå de

cre¿tere a temperaturii solului la valori de peste 100 0C, punctul de fierbere al

apei, permi¡ând astfel recuperarea rapidå a compu¿ilor cu puncte de fierbere mai ridicate. ¥ncålzirea prin folosirea undelor radio determinå cre¿terea mobilitå¡ii poluan¡ilor în mediul subteran, astfel cå ace¿tia pot fi mai u¿or recupera¡i. Acest proces implicå introducerea în subteran, prin unde radio, a energiei necesare amplificårii mi¿cårii moleculare ¿i inducerii, pe aceastå cale, a cåldurii. Cåldura determinå volatilizarea unui spectru larg de poluan¡i ai solului, cre¿te mobilitatea acestora, mårind astfel ritmul recuperårii ¿i implicit al remedierii.

104

Colectarea din subteran a compu¿ilor vaporiza¡i se face, ca ¿i în cazurile prezentate deja, prin sisteme de vacuumare SVE. ¥ncålzirea prin unde radio creazå în subteran condi¡ii favorabile biodegradårii poluan¡ilor råma¿i la satura¡ie rezidualå. ¥ncålzirea prin unde radio este determinatå de energia electromagneticå a undelor din banda de frecven¡e radio. Mecanismul de generare a cåldurii este similar cu cel din cuptoarele cu microunde. Un radioemi¡åtor modificat este folosit ca surså de energie, frecven¡a de emisie fiind în banda de frecven¡e industriale, ¿tiin¡ifice ¿i medicale. Frecven¡a de operare este determinatå de mårimea zonei poluate ¿i de proprietå¡ile dielectrice ale mediului. Aplicarea acestei tehnologii implicå realizarea urmåtoarelor subsisteme componente:

− un sistem de distribu¡ie a energiei undelor de frecven¡å radio;

− un sistem de generare, transmitere, monitorizare ¿i control al undelor de

frecven¡å radio;

− un sistem de tratare ¿i manipulare a gazelor ¿i lichidelor condensate;

− un sistem de colectare a vaporilor.

¥ncålzirea prin unde de frecven¡å radio se produce, în principal, prin mecanisme dielectrice, ca rezultat al distorsiunii structurii atomice ¿i moleculare. Aplicarea unui câmp electric exterior determinå o reorientare a tuturor dipolilor. Orientarea dipolilor permanen¡i este obstruc¡ionatå de frecarea internå; moleculele sunt continuu ciocnite una de alta, împiedicând astfel alinierea completå. For¡ele de naturå vâscoaså, dar ¿i alte for¡e, cum ar fi legåturile de hidrogen în apå, opun rezisten¡å la rota¡ia moleculelor. De aceea, apare o întârziere în råspunsul moleculelor la câmpul exterior. Timpul de råspuns determinå frecven¡a optimå ce trebuie aplicatå. La o varia¡ie micå a câmpului, timpul în care moleculele î¿i schimbå orientarea este mai mic decât timpul de schimbarea a câmplui. Ca urmare, moleculele se aliniazå, cu mici frecåri sau modificåri ale unghiurilor de legåturå. Dacå varia¡iile câmpului electric realizeazå un ciclu complet, apare o u¿oarå deplasare a moleculelor ¿i astfel se degajå cåldura. Aplicarea eficientå a acestei tehnologii pentru remedierea zonelor poluate este condi¡ionatå de o serie de factori specifici mediului subteran ¿i poluantului. Mediile subterane cu umiditate scåzutå conduc la solu¡ii mai pu¡in costisitoare, din cauza consumului mai redus de energie necesarå vaporizårii apei. Solu¡ia este economicå dacå este aplicatå pentru recuperarea unor compu¿i chimici a

cåror temperaturå de fierbere este sub 300 0C. Con¡inutul ridicat în metale

conductive al subteranului determinå o încålzire neuniformå a zonei poluate, prin absor¡ia de cåtre metale a undelor radio. Este important ca solul så con¡inå

105

substan¡e dielectrice care, prin cuplul realizat cu câmpul undelor radio, så asigure transferul de energie. Modificarea proprietå¡ilor dielectrice, odatå cu scåderea umiditå¡ii, este chiar mai importantå decât mårimea ini¡ialå a constantei dielectrice a påmântului. ¥ncålzirea prin unde radio, folositå ca metodå de remediere, are avantajul cå poate asigura singurå recuperarea compu¿ilor organici volatili sau semivolatili fårå a necesita tehnici complementare de depoluare. Permite introducerea unei mari cantitå¡i de energie în zona poluatå, astfel cå timpul de remediere este foarte scurt. Folosirea acestei metode are înså ¿i o serie de dezavantaje: echipamentele utilizate pentru generarea undelor radio sunt costisitoare ¿i au o func¡ionare ¿i exploatare complicatå. Metoda conduce la rezultate bune doar în cazul påmânturilor nisipoase, omogene. Temperaturile ridicate generate pot distruge microorganismele din sol ¿i pot avea efecte negative asupra con¡inutului în substan¡å humicå al solului.

5.4.5. ALTE TEHNICI PENTRU ¥NCÅLZIREA SOLULUI Pe lângå tehnicile prezentate în paragrafele precedente ¿i care sunt acum sus¡inute de o largå experien¡å ¿i cunoa¿tere, datorate numeroaselor studii de laborator ¿i în teren, în ultimii ani, au fost propuse ¿i alte tehnici care urmåresc depoluarea mediului subteran prin încålzirea solului. Ele sunt înså sus¡inute, deocamdatå, de mai pu¡ine studii ¿i cercetåri, astfel cå parametrii de aplicare ¿i performan¡ele lor nu sunt pe deplin cunoscute, iar tehnologiile de aplicare nu au fost dezvoltate industrial. Din aceste considerente, ele au fost grupate într-un singur paragraf, în care se prezintå doar caracteristicile lor generale. ¥n cadrul acestor tehnici cele mai cunoscute sunt:

− conductele termice,

− injectarea aerului cald,

− fibrele optice, injectarea apei calde

− depoluarea prin metode electroacustice.

a) Conducte termice. Instalate vertical în påmânt, conductele termice ac¡ioneazå ca diode termice permi¡ând transferul cåldurii din zonele mai adânci ¿i mai calde ale påmântului în zonele de la suprafa¡å ¿i mai reci. La capåtul de jos al conductei termice, lichidul absoarbe cåldura din påmânt, vaporizând. Vaporii se ridicå la partea superioarå a conductei, unde condenseazå, eliberând cåldura acumulatå. Lichidul astfel condensat se întoarce apoi în partea inferioarå, mai caldå a conductei, pentru a absorbi din nou cåldurå. ¥n felul acesta, conductele termice realizeazå o uniformizare diurnå ¿i sezonierå a

106

varia¡ilor pe adâncime ale temperaturii solului. Efectul poate fi folosit pentru optimizarea proceselor care controleazå remedierea mediilor subterane poluate. Spre exemplu, men¡ierea cvasiconstantå a temperaturii în mediul subteran conduce la uniformizarea ¿i optimizarea în timp a proceselor de biodegradare a compu¿ilor chimici poluan¡i, în cazul în care bioremedierea a fost aleaså ca tehnicå de depoluare.

b) Injectarea aerului cald. Este realizatå în scopul cre¿terii temperaturii solului, dar datoritå capacitå¡ii termice scåzute a gazelor, are aplicabilitate limitatå. ¥n general, pentru debitele la care se realizeazå ventilarea mediului subteran, pentru a putea încålzi eficient solul, este necesar ca temperatura aerului så fie de câteva sute de grade. Rezultå cå, datoritå capacitå¡ii termice scåzute a aerului, încålzirea solului prin injectarea aerului poate fi fåcutå fie prin injectarea acestuia la debite foarte mari, fie prin injectarea la temperaturi foarte mari. Ambele variante se lovesc de inconveniente tehnice: pe de o parte, debitele mari de aer nu sunt practice sau compatibile cu procesul general de tratare ¿i, pe de altå parte, este dificil ¿i costisitor så se construiascå pu¡uri care så poatå fi exploatate pentru injectarea aerului fierbinte. Injectarea aerului cald poate deveni o solu¡ie atractivå atunci când acesta rezultå ca produs secundar în urma incinerårii unor de¿euri, iar folosirea sa în încålzirea påmântului poluat poate îmbunåtå¡i recuperarea poluan¡ilor. Este evident cå gazul cald rezultat ca produs secundar la incinerare este sårac în oxigen ceea ce constituie o piedicå importantå în utilizarea sa, atunci când se mizeazå pe activitatea microbilogicå în desåvâr¿irea depoluårii. ¥n astfel de cazuri, solu¡ia constå în utilizarea unui schimbåtor de cåldurå aer - aer. De asemenea, biodegradarea este inhibatå dacå temperatura solului cre¿te cu mai

mult de 20 - 30 0C fa¡å de temperatura naturalå, situa¡ie ce poate fi întâlnitå mai

ales în vecinåtatea punctelor de injec¡ie a aerului cald.

Injectarea aerului cald la temperaturi de peste 300 0C ridicå o serie de

probleme tehnice a cåror rezolvare este foarte costisitoare: necesitatea unei izolåri substan¡iale a conductelor de transport a aerului fierbinte; necesitatea folosirii unor materiale cu proprietå¡i speciale pentru pu¡urile de injec¡ie; comportarea incertå a bentonitei la temperaturi ridicate; comportarea incertå a materialelor de construc¡ie la injectarea ciclicå a aerului cald, etc. Injectarea aerului cald a fost folositå în combina¡ie cu injectarea aburului, aerul cald urmând aburului. ¥n aceste cazuri, aerul cald este folosit doar cu scopul men¡inerii în stare gazoaså (vapori) a compu¿ilor organici, dupå trecerea frontului de abur al cårui rol este de a încålzi masa principalå a poluantului.

c) Fibre optice. ¥n condi¡ii ideale, soarele încålze¿te påmântul cu 1 Kwh/m2,

astfel cå poate fi considerat ca fiind o surså importantå pentru încålzirea påmântului în scopul depoluårii. Captarea energiei solare prin colectoare

107

parabolice ¿i transmiterea ei cu ajutorul fibrelor optice constituie o alternativå viabilå în cadrul tehnicilor termice de remediere a påmânturilor poluate. Spre deosebire de colectoarele folosite pânå în prezent, care transmiteau energia captatå sub formå de cåldurå, prin intermediul apei sau al aerului, proces desfå¿urat cu mari pierderi de cåldurå, fibrele optice eliminå acest neajuns prin captarea ¿i transmiterea energie luminoase. Transferul ¿i transportul radia¡iei solare luminoase la distan¡å se face cu randamente mari, fårå pierderi impor-tante. Suprafa¡a de colectare råmâne totodatå rece ¿i radiazå în exterior pu¡inå energie, deoarece conversia în cåldurå se produce la capåtul fibrelor optice, în radiatoare ¿i nu în colectoare.

d) Injectarea apei calde. Spre deosebire de aer, capacitatea termicå a apei este mult mai mare. Pentru solurile suficient de permeabile, injectarea apei calde constituie o solu¡ie acceptabilå pentru cre¿terea temperaturii în vederea accelerårii proceselor de biobegradare. Injectarea unui debit de apå caldå de

6 l/min la temperatura de 30 0C, într-un volum de 230 m

3 de påmânt poluat, a

reu¿it men¡inerea temperaturii la aproximativ 10 0C, în timp ce în exteriorul

zonei încålzite, temperatura a scåzut la 0 0C.

e) Depoluarea prin metode electroacustice. Aceastå tehnicå este folositå pentru recuperarea compu¿ilor organici ¿i a metalelor grele din mediul subteran ¿i constå în realizarea unor câmpuri electrice ¿i acustice în zona poluatå. Procesul tehnologic este alcåtuit dintr-un anod, un catod ¿i o surså acusticå. Pe lângå transportul apei în zona umedå, curentul aplicat are ¿i alte efecte, cum ar fi: transferul ionilor, realizarea gradien¡ilor de pH, electroliza, oxidarea ¿i reducerea. Cre¿terea temperaturii nu este foarte importantå în depoluare, de¿i este posibil ca aceasta så creascå semnificativ.

5.5. BARIERE REACTIVE

Barierele reactive reprezintå una din cele mai avantajoase tehnologii de tratare in situ a zonelor poluate (Starr ¿i Cherry, 1994; Shikaze ¿.a., 1995; McKinsey, 1996; Vidio ¿i Pohland, 1996). Realizarea tratårii apei subterane poluate fårå a fi necesarå pomparea ei la suprafa¡å, reprezintå o metodå practicå foarte avantajoaså ¿i u¿or de aplicat, având în vedere dezvoltarea deosebitå a tehnologiilor de realizare ¿i implementare a pere¡ilor subterani cu permeabilitate controlatå. Barierele reactive constituie o metodå pasivå de remediere a calitå¡ii apei subterane, care introduce un impact nesemnificativ asupra curentului natural al apei subterane, în timpul tratårii poluan¡ilor. Conceptual solu¡ia tratårii apelor subterane poluate, prin bariere reactive, constå în izolarea sau îndepårtarea sursei de poluare ¿i tratarea in situ a penei

108

poluante, prin amplasarea în avalul acesteia a unui sistem ce controleazå ¿i depolueazå curentul subteran al apei. Aceastå metodå reprezintå o alternativå eficientå la sistemele ce folosesc pomparea ¿i tratarea apei la suprafa¡å. Curentul subteran de apå poluatå este dirijat în interiorul unei zone de reac¡ie controlatå, unde se desfå¿oarå o serie de procese fizice, chimice ¿i biologice, în scopul îndepårtårii ¿i neutralizårii poluan¡ilor existen¡i în apa subteranå. Din zonele de tratare, curentul de apå iese depoluat la parametrii ceru¡i de folosin¡a actualå sau probabilå a apei. ¥n practica curentå, barierele reactive sunt utilizate în douå alternative constructive:

− ecrane impermeabile cu por¡i de tratare; − ecrane permeabile reactive.

5.5.1. ECRANE IMPERMEABILE CU PORºI DE TRATARE Sistemele de ecrane impermeabile cu por¡i de tratare sunt alcåtuite din pere¡i subterani cu permeabilitate reduså, realiza¡i în avalul penei poluante ¿i care au rolul de a dirija curentul de apå subteranå spre o poartå practicatå în aliniamentul acestora, cu permeabilitate ridicatå, chiar mai ridicatå decât a stratului acvifer. Mai sunt cunoscute sub denumirea de pâlnii ¿i por¡i. ¥n zona por¡ii sunt amplasate celule cu substan¡e chimice care, prin reac¡ie, neutralizeazå substan¡ele poluante con¡inute ¿i transportate de curentul natural al apei subterane. ¥n figura 5.14 sunt prezentate câteva variante constructive ce pot fi folosite pentru realizarea ecranelor impermeabile cu por¡i de tratare (Starr ¿i Cherry, 1993). Cea mai simplå solu¡ie constå în realizarea ecranelor impermeabile cu o singurå poartå, amplasatå în zona centralå a ecranului. Por¡ile singulare sau multiple pot fi asociate cu ecrane tip pâlnie, care au rolul de a capta întreaga zonå poluatå ¿i de a dirija curentul subteran de apå prin por¡ile de tratare. Studii teoretice, pe modele matematice, sunt folosite pentru optimizarea formei ¿i pozi¡iei ecranelor, func¡ie de direc¡ia curentului subteran (Starr ¿i Cherry, 1993). Analizele realizate au evaluat efectul urmåtorilor parametri asupra spectrului hidrodinamic indus: lå¡imea (deschiderea) por¡ilor, adâncimea pere¡ilor pâlnie, permeabilitatea por¡ilor, configura¡ia pere¡ilor. Solu¡ia închiderii complete a zonei poluate prin pere¡i inpermeabili se poate folosi atunci când aria poluatå nu are o extindere prea mare. Avantajul unei astfel de solu¡ii constå în faptul cå reduce debitul de apå ce trece prin celula (poarta) de tratare; viteza va fi ¿i ea mai micå ¿i, în consecin¡å, parametrii calitativi ai tratårii vor fi mai buni.

109

Fig. 5.14. Scheme constructive pentru ecrane impermeabile cu por¡i de tratare: a - ecrane cu fantå unicå; b - ecrane cu fante multiple; c - ecrane cu module reactive

multiple; d - ecrane complet penetrate; e - ecrane par¡ial penetrate.

De¿i aparent solu¡ia este mai costisitoare prin volumul mai mare al

construc¡iilor, exploatarea poate fi mai ieftinå, prin necesitatea unei cantitå¡i mai mici de substan¡e chimice pentru tratare ¿i astfel costul total poate fi mai mic. Folosirea por¡ilor de tratare multiple este indicatå atunci când lå¡imea penei contamiate este mare.

Un caz aparte îl reprezintå situa¡iile în care poluantul con¡ine un amestec de substan¡e chimice ce vor necesita mai multe zone de reac¡ie pentru neutralizare. Astfel de situa¡ii explicå aplicarea sistemelor multireactoare, în care apa subteranå poluatå trece succesiv prin aceste reactoare, care eliminå progresiv fiecare subtan¡å poluantå. Ca exemplu, pentru astfel de configura¡ii este citat cazul unei poluåri care con¡ine hidrocarburi clorurate ¿i metale (Starr ¿i Cherry, 1993; Damke ¿i Wust, 1995). Remedierea acesteia se poate face folosind douå celule reactoare în serie, una pentru degradarea compu¿ilor organici ¿i cealaltå pentru precipitarea metalelor. Solu¡ia ecranelor impermeabile cu por¡i are marele avantaj cå atunci când substan¡ele reactante din celule s-au consumat, ele pot fi u¿or înlocuite, sistemul func¡ionând fårå întrerupere. Ca materiale de construc¡ie pentru ecranele impermeabile sunt folosite azi, cu precådere, geomembranele sintetice (polietilena de mare densitate, polimerii), dar ¿i materiale clasice cum ar fi bentonita, betonul, argila, ecranele de tip pere¡i mula¡i sau chiar ecrane din o¡el.

110

Geomembranele asigurå o bunå siguran¡å în exploatare, cu ele realizându-se bariere durabile. Cu toate acestea, din ra¡iuni practice, aplicarea lor este limitatå la adâncimi de pânå la 15 m sau chiar mai pu¡in (Vidio ¿i Pohland, 1996). Pere¡ii din noroi polimeric ¿i pere¡ii din o¡el nu sunt limita¡i ca adâncime, dar asigurå o eficien¡å mai reduså decât barierele de geomembrane. ¥n alegerea materialului de construc¡ie pentru realizarea ecranelor impermeabile trebuie ¡inut cont de rezisten¡a acestora la ac¡iunea corozivå a compu¿ilor chimici poluan¡i cu care, inevitabil, vor veni în contact.

5.5.2. ECRANE PERMEABILE REACTIVE Spre deosebire de pere¡ii impermeabili cu por¡i reactive, care dirijeazå curentul poluantului într-o zonå specificå din lungul ecranului, în care are loc tratarea, ecranele permeable reactive asigurå tratarea de-a lungul întregii lor lungimi (fig. 5.15). Ecranul de tratare este constituit din materiale permeabile care reac¡ioneazå cu substan¡ele chimice poluante, refåcând calitatea apei din pana poluatå, fårå så modifice structura curentului natural al apei subterane (Vidio ¿i Pohland, 1996). Realizarea acestei solu¡ii eliminå posibilitatea formårii unor curen¡i subterani care så ocoleascå capåtul ecranelor sau så treacå pe sub acestea. Eficien¡a aplicårii acestei solu¡ii depinde, în primul rând, de adâncimea ecranelor, timpul de reten¡ie al apei subterane ¿i de capacitatea de tratare a mediului reactant din care sunt realizate ecranele.

Curent subteran

Apå depoluatå

Ecran reactiv

Surså poluare

Vedere în plan

Sec¡iune

Fig. 5.15. Ecrane permeabile reactive.

111

Aplicarea acestei tehnologii necesitå o atentå ¿i detaliatå caracterizare a poluantului, regimului de curgere al apei subterane ¿i, nu în ultimul rând, a mediului geologic subteran.

Caracterizarea hidrogeologicå trebuie så ofere date asupra litologiei, stratifica¡iei, distribu¡iei mårimii granulelor påmântului, limitelor acviferului, permeabilitå¡ii hidraulice, gradientului hidraulic ¿i direc¡iei de curgere a apei subterane. Pentru construc¡ia ecranelor de tratare sunt cunoscute câteva metode des aplicate în practicå, în special pentru adâncimi relativ mici ale acviferelor, de pânå la 10 m, folosind metodele geotehnice standard de realizare, dar ¿i câteva tehnologii pentru realizarea ecranelor de adâncime mai mare. ¥n cazurile cele mai simple, ecranele reactive sunt realizate prin excavarea ¿i apoi umplerea cu material reactiv a unei tran¿e care intercepteazå curentul poluant. Metoda este limitatå la adâncimi relativ mici. ¥n cazul adåncimilor mai mari, sus¡inerea pere¡ilor tran¿eei, pe timpul excava¡iei acesteia, nu mai poate fi realizatå prin utilizarea noroiurilor bentonitice sau a amestecurilor ciment -bentonitå, ca în cazul ecranelor impermeabile, ci necesitå folosirea unor polimeri biodegradabili, pentru a evita colmatarea (impermeabilizarea) ecranului. Pânå la urmå, metodele de realizare a ecranelor permeabile nu diferå prea mult de cele utilizate la såparea ¿an¡urilor pentru drenuri. Utilajele moderne de såpat au incorporat un dispozitiv care permite men¡inerea temporarå a pere¡ilor tran¿eei, pânå la umplerea ei cu materialul reactiv (Vidio ¿i Pohland, 1996). ¥n aplicarea acestei metode este foarte importantå monitorizarea parametrilor ei de func¡ionare, monitorizare care trebuie så ofere date despre:

− concentra¡ia ¿i distribu¡ia poluantului;

− prezen¡a unor noi compu¿i în avalul ecranelor de tratare, rezulta¡i prin

reac¡iile chimice din interiorul ecranelor reactive;

− direc¡ia de curgere, debitul ¿i nivelul apei subterane;

− evaluarea permeabilitå¡ii ecranelor;

− concentra¡ia gazelor dizolvate în apå (oxigen ¿i bioxid de carbon).

Pu¡urile de monitorizare se instaleazå, de regulå, de ambele pår¡i ale ecranelor, astfel cå se pot ob¡ine informa¡ii despre performan¡ele pe termen lung ale acestei tehnologii. Firma Geomatrix Consultants Inc. realizezå în 1995 un astfel de ecran pentru tratarea TCE (tricloretilenå), VC (clorurå de vinil), CFC -113 (compu¿i ai carbonului cu clorul ¿i florul). Ecranul are o lungime de 75 m, 1,2 m grosime ¿i 6 m adâncime, stratul permeabil de tratare fiind constituit din 100% fier granular (Vidio ¿i Pohland, 1996). La o vitezå a apei subterane de 0,30 m/zi rezultå cå timpul de stagnare a apei în interiorul ecranului este de

112

4 zile. Probele de apå colectate din avalul ecranului nu au semnalat prezen¡a compu¿ilor organici volatili VOCs la valori peste limita de detec¡ie de 0,5 µg/litru.

5.5.3. CONDIºII DE APLICARE Aplicarea metodei barierelor reactive ca tehnologie de tratare a apelor subterane poluate aduce o serie de avantaje dar ¿i dezavantaje, astfel cå alegerea acestei solu¡ii trebuie så fie precedatå de o atentå analizå a condi¡iilor specifice zonei în care urmeazå så se aplice, dar ¿i de stabilirea cu exactitate a scopului depoluårii. Barierele reactive eliminå necesitatea pompårii la suprafa¡å a apei poluate, reducând astfel costurile de exploatare ¿i eliminând practic perturbårile în curentul de apå subteran. Prin substan¡ele chimice introduse ca reactan¡i în cartu¿ele por¡ilor de reac¡ie sau în lungul ecranelor permeabile reactive se asigurå tratarea ¿i neutralizarea tuturor poluan¡ilor existen¡i în apa subteranå. ¥n zonele de reac¡ie se desfå¿oarå procese fizice (adsorb¡ia pe carbon activ), chimice (reac¡ii redox de precipitare a unor metale, degradarea compu¿ilor organici) sau biologice (biodegradarea poluan¡ilor prin introducerea nutrien¡ilor ¿i a microorganismelor care controleazå acest proces). ¥n cazul în care este necesarå înlocuirea periodicå a substan¡elor reactive din zonele de reac¡ie, ecranele impermeabile cu por¡i de tratare sunt preferate ecranelor permeabile reactive. De¿i au fost realizate multe studii pentru optimizarea utilizårii acestei metode de remediere a stratelor acvifere, aplicarea solu¡iei se gåse¿te, deocamdatå în stadiu de dezvoltare. Sunt ridicate încå o serie de probleme, cårora nu li s-a gåsit o rezolvare optimå, legate de construc¡ia propiu-ziså a ecranelor ¿i de dozarea corectå a cantitå¡ii de substan¡e reactive ce sunt introduse în zonele reactante. Cercetårile viitoare trebuie så råspundå la câteva întrebåri, care pânå în prezent nu au fost încå solu¡ionate ¿i anume: controlul defec¡iunilor de realizare a ecranelor impermeabile, influen¡a poluan¡ilor asupra durabilitå¡ii ecranelor, controlul difuziei prin aceste ecrane - în cazul unor perioade lungi de exploatare. A rezultat clar din prezentarea metodei cå aceasta nu asigurå remedierea completå a zonei poluate, ci, în principal, asigurå limitarea råspândirii în continuare a penei contaminate, ceea ce pentru multe cazuri practice poate constitui un dezavantaj. De asemenea, este necesar ca înainte de aplicarea acestei solu¡ii så se asigure izolarea sau eliminarea completå a sursei de poluare. Avatajele esen¡iale ale metodei constau în simplitatea proiectårii, implementårii ¿i exploatårii acesteia. Costurile relativ reduse, comparativ cu alte metode, cât ¿i eliminarea practic completå a consumului de energie în timpul

113

exploatårii, fac atractivå aceastå metodå. ¥n cazul în care se folosesc metode biologice de neutralizare a poluan¡ilor, barierele reactive sunt mult mai sigure în exploatare decât bioremedierea in situ, prin controlul riguros al desfå¿urårii proceselor de biodegradare. O limitare importantå în utilizarea acestei tehnologii este datå de adâncimea de aproximativ 10 m la care pot fi instalate ecranele impermeabile, în condi¡ii sigure, cu tehnologiile curent folosite. Adâncimi mai mari, de 20 - 30 m, complicå aplicarea metodei ¿i ridicå mult costurile de realizare. ¥n etapa actualå, instalarea ecranelor impermeabile este doar teoretic posibilå la peste 30 m adâncime. ¥n plus, existen¡a în zonå a unor construc¡ii la suprafa¡a terenului (clådiri, drumuri) sau a unor utilitå¡i amplasate subteran (re¡ele de cabluri ¿i conducte), complicå suplimentar instalarea ecranelor reactive.

5.6. SISTEME DE ASPIRAºIE A VAPORILOR DIN SUBTERAN

5.6.1. INTRODUCERE

Sistemele de aspira¡ie a vaporilor din mediul subteran SVE reprezintå una din cele mai eficiente tehnici de recuperare a compu¿ilor organici volatili VOCs ¿i semivolatili SVOCs. Solu¡ia este aplicabilå în zona nesaturatå, cuprinså între supafa¡a terenului ¿i nivelul apei subterane. SVE este cunoscutå sub o serie de alte denumiri: aspira¡ie vacuumetricå, aerarea solului, volatilizarea in situ, ventilarea solului, etc. SVE este o tehnologie aplicabilå in situ, cu o minimå perturbare a zonei, în multe cazuri fiind posibilå continuarea desfå¿urårii activitå¡ilor normale, specifice zonei. Tehnologia permite tratarea unor volume mari de sol poluat, la costuri rezonabile comparativ cu alte tehnologii, astfel cå metoda este foarte atractivå din punct de vedere cost - eficien¡å. Sistemele SVE sunt relativ u¿or de instalat, folosind echipamente standard, preconfec¡ionate, permi¡ând implementarea rapidå a activitå¡ilor de remediere. Prin reducerea concentra¡iei poluan¡ilor organici volatili din zona nesaturatå, tehnologia SVE reduce implicit riscul poten¡ial pentru transportul fazei gazoase a poluan¡ilor în zone greu controlabile, aflate în afara zonei ini¡ial poluate. De asemenea, se diminueazå riscul spålårii acestor poluan¡i de apele de precipita¡ii ¿i transportul lor în zona saturatå. ¥n multe cazuri, sistemele SVE sunt folosite pentru îmbunåtå¡irea performan¡elor altor tehnologii aplicate în depoluarea acviferelor. Aplicabilitatea ¿i eficien¡a metodei depind de o serie de parametri carasteristici atât poluantului, cât ¿i solului. Permeabilitatea la aer a solului este analogå permeabilitå¡ii la apå în zona saturatå, fiind, poate, cel mai important parametru legat de succesul aplicårii tehnicilor SVE. Permeabilitatea la aer este influen¡atå atât de porozitate, de volumul porilor ocupat de aer, de stratifica¡ie, de mårimea granulelor solului, de

114

con¡inutul în apå, de satura¡ia rezidualå, de prezen¡a sau absen¡a macroporilor, cât ¿i de densitatea ¿i vâscozitatea gazului din sol; acestea din urmå fiind influen¡ate, la rândul lor, de temperaturå (Wilson, 1990; Pedersen ¿i Curtis, 1991). Am aråtat deja cå produsul råmas în mediul subteran, în urma trecerii frontului poluant saturat ¿i dupå realizarea drenajului gravita¡ional liber, formeazå satura¡ia rezidualå a acelui produs, dependentå, în principal, de tipul solului ¿i de umiditate. Compu¿ii de tip NAPL råma¿i în subteran în aceste condi¡ii sunt pu¡in solubili în apå, mi¿carea lor sub efectul infiltra¡iilor din precipita¡ii fiind nesemnificativå. ¥n astfel de cazuri, SVE reprezintå o metodå eficientå pentru depoluarea solului. Sistemele SVE determinå volatilizarea produsului în vapori, fazå în care acesta este mult mai u¿or de recuperat ¿i transportat. Con¡inutul în apå al solului este, de asemenea, un factor important în succesul aplicårii SVE, prin efectele sale asupra caracteristicilor de sorb¡ie a compu¿ilor organici (Pedersen ¿i Curtis, 1991). Dar, reducerea spa¡iului porilor ocupat de aer, prin cre¿terea con¡inutului în apå conduce la reducerea volatilizårii. Coeficientul de sorb¡ie al solului cre¿te cu scåderea umiditå¡ii solului, for¡ele electrostatice cresc pentru solul uscat, conducând la reducerea volatilizårii pentru faza dizolvatå în gazul din sol. Umiditatea optimå a solului pentru aplicarea SVE reclamå un con¡inut în apå scåzut pentru a asigura o permeabilitate adecvatå pentru aer, dar o umiditate totu¿i capabilå så reducå for¡ele de adsorb¡ie electrostaticå (Pedersen ¿i Curtis, 1991). Curentul de aer din subteran este dependent de caracteristicile solului (spre exemplu porozitatea ¿i permeabilitatea), de proprietå¡ile gazului (cele mai importante fiind vâscozitatea ¿i densitatea) ¿i de gradientul de presiune. Gazul fiind un fluid, debitul såu în mediul poros este determinat de legea Darcy, valabilå, a¿a cum se ¿tie, pentru curent laminar, izoterm ¿i uniform distribuit pe o sec¡iune transversalå datå.

5.6.2. PROCES TEHNOLOGIC. ELEMENTE CONSTRUCTIVE

Curentul de aer indus în mediul poros va urmårii, cu precådere, liniile de minimå rezisten¡å ale solului, caracterizate prin permeabilitate ridicatå la aer. Acesta devine, prin advec¡ie, transportorul vaporilor de poluant pe care îi gåse¿te în porii mediului subteran sau în lichidul din pori (fig. 5.16). Se realizeazå totodatå înlocuirea vaporilor transporta¡i de curentul de aer, de al¡i vapori de poluant, elibera¡i de lichidul aflat adsorbit, în fazå lichidå sau în fazå liberå - NAPL, în sol, în zona de ac¡iune a curentului de aer (US-EPA, 1991a; US-EPA, 1995b).

115

Fig. 5.16. Schema generalå a mecanismele de transport a poluan¡ilor, determinate de aplicarea sistemelor SVE.

Prin vaporizare se încearcå men¡inerea echilibrului între faza gazoaså ¿i faza lichidå a poluantului, stabilit înainte de aplicarea måsurilor de remediere a acviferului. Acest proces va continua pânå când întreaga maså de poluant aflatå în fazå lichidå, în zona cu permeabilitate ridicatå a solului, va fi îndepårtatå. Contaminan¡ii afla¡i în zonele mai pu¡in permeabile nu pot fi îndepårta¡i prin procesele specifice advec¡iei, curentul de aer, realizându-se doar în zonele cu permeabilitate ridicatå a mediului subteran. Dacå substan¡a poluantå se gåse¿te în zone stagnante, vapori ai acestui poluant vor difuza în curentul de aer, înainte ca ei så poatå fi transporta¡i. Difuzia va limita debitul de poluant extras de sistemele SVE, de regulå fiind caracterizatå ca un proces foarte lent (fig. 5.16). Proiectarea ¿i exploatarea unui sistem de aspira¡ie a vaporilor din mediul subteran poluat trebuie så urmåreascå inducerea în porii mediului permeabil a unui curent uniform distribuit în structura zonei poluate, astfel încât så se maximizeze eficien¡a recuperårii poluan¡ilor ¿i så se minimizeze costurile. Pentru realizarea practicå a sistemelor de aspira¡ie a vaporilor din mediul subteran sunt folosite urmåtoarele construc¡ii, echipamente ¿i instala¡ii:

− pu¡uri sau drenuri de aspira¡ie; − sisteme pentru injectarea aerului în subteran; − membrane de impermeabilizare; − echipamente de vacuum; − conducte de transport; − aparaturå de måsurå ¿i control; − instala¡ii de tratare a vaporilor aspira¡i.

116

Dupå ce alegerea sistemului de aspira¡ie, ca solu¡ie de remediere, a fost facutå, studii teoretice ¿i experimentale, ca ¿i måsuråtori pe instala¡ii pilot vor fi realizate pentru a stabili parametrii constructivi ai acestuia: numårul ¿i pozi¡ia pu¡urilor sau drenurilor, valoarea vacuumului aplicat ¿i debitul pompat, necesitatea folosirii elementelor de impermeabilizare a suprafe¡ei ariei poluate, adâncimea ¿i pozi¡ia perfora¡iilor coloanei, tipul ¿i mårimea instala¡iei de tratare, etc.

a) Pu¡uri de aspira¡ie. Sunt cele mai utilizate sisteme de aspira¡ie a vaporilor din sol, reprezentând singura solu¡ie în zonele poluate, situate la mare adâncime. Construc¡ia acestora este similarå cu cea a pu¡urilor folosite în alte cazuri, uneori fiind folosite chiar pu¡urile de monitorizare deja existente. Diametrul optim al pu¡urilor este de 15 cm (Pedersen ¿i Curtis, 1991), dovedindu-se mai eficiente decât pu¡urile cu diametrul de 5 sau 10 cm. Orificiile sau fantele coloanei perforate sunt realizate cu dimensiuni cât mai mici, pentru a impiedica antrenarea particulelor fine. Suplimentar, în jurul pu¡urilor se realizeazå un filtru invers din nisip ¿i pietri¿, dimensionat dupå criteriile hidraulice cunoscute. La partea superioarå, forajul se izoleazå cu bentonitå sau ciment. Pu¡ul sau grupul de pu¡uri de extrac¡ie va fi astfel amplasat încât curentul de aer indus så stråbatå zona poluatå, iar coloana perforatå a pu¡ului så coincidå cu zona de maximå concentra¡ie a poluantului. Adesea, zona poluatå se gåse¿te chiar deasupra nivelului apei subterane, ca în cazul poluårii cu produse petroliere. ¥n acest caz, zona perforatå va trebui extinså ¿i în zona coloanei de apå, având în vedere fluctua¡iile nivelului apei subterane. Dacå nu sunt luate måsuri suplimentare de men¡inere controlatå a nivelului apei subterane, aspira¡ia vaporilor din pu¡ va determina cre¿terea nivelului apei subterane în sec¡iunea pu¡ului. Astfel, pu¡ul va aspira atât apå, cât ¿i vapori, complicând func¡ionarea acestuia (fig. 5.17).

Fig. 5.17. Folosirea sistemelor SVE fårå måsuri de depresionare a pânzei freatice.

117

¥n practicå, înså, cel mai adesea, sistemele SVE sunt realizate în combina¡ie cu pu¡uri pentru depresionarea nivelului apei subterane, astfel încât pu¡urile aferente SVE så aspire doar vapori (fig.5.18). Numårul ¿i pozi¡ia pu¡urilor de aspira¡ie sunt elemente specifice amplasamentului ¿i depind de o mul¡ime de factori: mårimea zonei poluate, proprietå¡ile fizice ¿i chimice ale poluantului, tipul ¿i caracteristicile mediului subteran poluat (în special permeabilitatea la aer), adâncimea zonei poluate, discontinuitå¡ile mediului subteran, raza de influen¡å a pu¡urilor, etc. Calcule teoretice dar ¿i måsuråtori in situ pe instala¡ii pilot, sunt folosite de regulå pentru determinarea acestor factori ¿i pentru optimizarea dimensionårii sistemului de aspira¡ie.

b) Drenuri/galerii orizontale. Sunt folosite când nivelul apei subterane este aproape de suprafa¡a terenului (Pedersen ¿i Curtis, 1991). Prin modul de construc¡ie ¿i func¡ionare, drenurile acoperå o suprafa¡å de tratare mai mare decât a pu¡urilor ¿i reduc cre¿terea nivelului apei subterane, ca urmare a aspira¡iei vaporilor din aria lor de ac¡iune. Proiectarea ¿i construc¡ia drenurilor sunt mai simple decât în cazul pu¡urilor, constând în montarea unei conducte perforate într-un ¿an¡ ¿i acoperirea ei cu un filtru, pentru a reduce colmatarea. La partea superioarå este indicat så se realizeze un strat de bentonitå sau din alt material impermeabil pentru a se evita scurtcircuitarea liniilor de curent. Tehnicile moderne permit instalarea tuburilor orizontale de drenaj fårå excava¡ii prealabile, reducând astfel costurile ¿i perioada de execu¡ie (fig. 5.19).

Fig. 5.18. Folosirea combinatå a sistemelor SVE cu pu¡uri de depresionare a pânzei freatice.

118

Fig. 5.19. Schema de princiupiu a drenurilor de echipare a sistemelor SVE.

c) Sisteme pentru injectarea aerului. ¥n scopul îmbunåtå¡irii circula¡iei aerului în subteran, este recomandatå amplasarea unor pu¡uri de injec¡ie. Principalul avantaj pe care îl aduce folosirea acestor pu¡uri constå în faptul cå permit controlul riguros al traseului curentului subteran al aerului ¿i, în felul acesta, al zonelor stråbåtute de curentul de aer. De asemenea, folosirea pu¡urilor de injec¡ie gråbe¿te remedierea prin debitele mai mari de aer aspirate. Injectarea aerului extras, dupå ce a fost tratat, eliminå necesitatea ob¡inerii aprobårilor de evacuare a sa în atmosferå. Nu trebuie neglijat faptul cå folosirea pu¡urilor de injec¡ie måre¿te costul remedierii prin pu¡urile suplimentare construite ¿i prin energia consumatå de compresoare. Construc¡ia acestor pu¡uri este asemå-nåtoare cu cea a celor folosite la aspira¡ie, cu observa¡ia cå au coloana perforatå mai lungå, pentru a asigura un curent de aer uniform. De altfel, o proiectare eficientå a sistemelor de aspira¡ie a vaporilor din sol permite folosirea pu¡urilor fie la aspira¡ie, fie la injec¡ie, func¡ie de cerin¡ele sistemului. Sistemele care nu utilizeazå pu¡uri de injec¡ie sunt mai simple ¿i mai ieftine, dar controlul cåilor de migra¡ie a aerului nu mai este realizat.

d) Membrane de impermeabilizare. Sunt realizate pentru a preveni intrarea aerului de la suprafa¡å pe lângå peretele pu¡ului de aspira¡ie, for¡ând aerul så intre în subteran la distan¡e mai mari de pu¡ ¿i astfel så ventileze un volum mai mare de påmânt (fig. 5.20). Membrana impermeabilå previne, de asemenea, infiltra¡iile din precipita¡ii, reducând cantitatea de apå extraså din pu¡uri. Alegerea membranelor impermeabile depinde de caracteristicile zonei, pentru realizarea lor fiind folosite mai multe tipuri de materiale flexibile. Folosirea argilei sau betonitei are dezavantajul cå nu pot fi u¿or îndepårtate dupå folosire ¿i sunt mai u¿or deteriorate. De asemenea, betonul ¿i asfaltul sunt folosite, mai ales când astfel de stratede acoperire sunt deja realizate pentru alte scopuri, cum este cazul pardoselilor din zona sta¡iilor de distribu¡ie a carburan¡ilor.

119

a) b)

Fig. 5.20. Spectrul liniilor de curent: a - pu¡uri cu impermeabilizare;

b - pu¡uri fårå impermeabilizare.

e) Separatoare apå - aer. Vacuumul creat în zona nesaturatå de pu¡urile de aspira¡ie determinå ridicarea nivelului apei subterane, astfel cå apa va fi antrenatå odatå cu vaporii aspira¡i. Acest lucru impune necesitatea unui separator apå - aer, înainte de tratarea vaporilor. Eliminarea acestui neajuns se face cu ajutorul pu¡urilor de pompare pentru depresionarea nivelului apei subterane, amplasate în vecinåtatea pu¡urilor de aspira¡ie (fig. 5.18).

f) Tratarea vaporilor. Este o opera¡ie relativ complicatå, deoarece vaporii aspira¡i con¡in, pe lângå compu¿ii poluan¡i, ¿i particule de praf ¿i vapori de apå care afecteazå dispozitivele mecanice ¿i chiar opera¡ia de tratare. Separatoarele aer - apå reduc viteza curentului, permi¡ând separarea gravita¡ionalå a particulelor de lichid. Condensatoarele folosesc aceea¿i tehnologie, în plus, produc råcirea vaporilor pentru a gråbi condensarea acestora ¿i chiar a unor poluan¡i. Cantitatea de apå antrenatå este variabilå ¿i depinde de o serie de factori: apropierea coloanei perforate de nivelul apei, infiltra¡iile de la suprafa¡å, ridicarea nivelului apei ca urmare a vacuumului creat, mårimea franjei capilare, porozitatea solului, viteza de extrac¡ie, mårimea pu¡ului. Separatoarele aer - apå måresc via¡a sistemului de aspira¡ie a vaporilor. ¥n cazul în care procesul de tratare a gazelor aspirate folose¿te cårbune activ, reducerea umiditå¡ii este esen¡ialå, umiditatea ridicatå reducând capacitatea de adsorb¡ie a cårbunelui ¿i mårind astfel costurile de exploatare. Dezavantajul separårii apei din curentul de vapori constå în faptul cå apa eliminatå va trebui tratatå înainte de a fi refolositå sau evacuatå într-un emisar. Dar, multe scheme de remediere folosesc sistemele SVE, în combina¡ie cu sistemele de pompare ¿i tratare a apei, astfel cå apa rezultatå din sistemul SVE va fi tratatå odatå cu cea rezultatå din pompare. Un avantaj al neseparårii apei

120

din curentul de aer constå în faptul cå aceastå apå ajutå la råcirea ventilatorului, limitând cre¿terea temperaturii. Folosirea sistemelor SVE are o serie de efecte secundare benefice pentru remedierea mediului subteran poluat, printre care cel mai important este acela cå måre¿te capacitatea de bioremediere, prin cre¿terea cantitå¡ii de oxigen din porii mediului permeabil. Måsuråtorile in situ au pus în eviden¡å cå biodegradarea induså de sistemele SVE a contribuit cu 27,5 - 40% la eliminarea poluan¡ilor din sol (Pedersen ¿i Curtis, 1991). Hinchee (1989) recomandå ca proiectarea sistemelor SVE så fie astfel fåcutå încât så maximizeze degradarea in situ ¿i så minimizeze volatilizarea poluan¡ilor, reducându-se astfel costurile pentru tratarea vaporilor aspira¡i.

5.7. METODE CHIMICE DE TRATARE IN SITU

Tratarea chimicå in situ a poluan¡ilor este o metodå încå în stadiu de dezvoltare, fiind dependentå de o multitudine de factori specifici poluantului, pe de o parte ¿i, pe de altå parte, specifici acviferului, factori care nu au fost integral investiga¡i. ¥n cadrul metodelor chimice de tratare au fost dezvoltate în principal douå variante, care ac¡ioneazå prin procese aparent diferite, dar care, din punct de vedere al instala¡iilor ¿i utilajelor folosite, sunt asemånåtoare (Schwille, 1988; Fountain, 1992; US-EPA, 1994a; US-EPA, 1996a):

− tehnici care asigurå transformarea ¿i imobilizarea poluan¡ilor in situ; − tehnici care urmåresc mobilizarea ¿i extragerea (spålarea) poluan¡ilor din

mediul subteran.

5.7.1. DEGRADAREA ªI IMOBILIZAREA POLUANºILOR ¥n esen¡å, metoda constå în utilizarea unor substan¡e chimice pentru transformarea, prin oxidare sau reducere a poluan¡ilor din mediul subteran în forme netoxice. De asemenea, substan¡ele chimice imobilizeazå poluan¡ii, în scopul reducerii migra¡iei lor, restrângând astfel aria poluatå (fig. 5.21). Degradarea, spre deosebire de spålarea mediului subteran, reprezintå, a¿a cum se remarcå, tehnica propiu-ziså, efectivå, de tratare chimicå, in situ, a poluan¡ilor. Metoda are câteva avantaje importante, printre care trebuie re¡inut, de la început, faptul cå necesitå facilitå¡i reduse la suprafa¡å ¿i eliminå practic expunerea personalului ¿i a publicului la ac¡iunea toxicå a poluan¡ilor. Ca agen¡i oxidan¡i, sunt folosite urmåtoarele substan¡e: ozon, permanganat

de potasiu ¿i hidrogen. Cei mai folosi¡i agen¡i de reducere sunt SO2, sulfi¡ii, fierul metalic, zincul ¿i sulfatul feros.

121

Fig. 5.21. Schema de principiu a tratårii chimice a zonelor poluate.

Spre exemplu, metalele pot fi imobilizate cu baze sau sulfuri, iar cianurile pot fi oxidate folosind agen¡i oxidan¡i puternici, ca hipocloritul de sodiu. Cationii pot fi precipita¡i prin injectarea unor anioni. Cromul hexavalent poate fi insolubilizat prin injectarea de agen¡i specifici de reducere. Aplicarea tehnologiei de tratare chimicå in situ a poluan¡ilor necesitå realizarea unor pu¡uri de injec¡ie, pentru introducerea în subteran a compu¿ilor chimici. Stabilirea amplasamentului acestor pu¡uri reprezintå un element important în asigurarea succesului tehnologiei. Cel mai adesea, astfel de pu¡uri sunt amplasate în zona frontalå a penei poluate. Aplicarea tehnicilor de tratare chimicå este totu¿i limitatå, fiind folositå mai ales pentru tratarea zonelor nesaturate. Ozonizarea compu¿ilor organici conduce la formarea unor compu¿i mai polari decât compu¿ii de bazå, care sunt mai solubili în apå. ¥n practicå, tratarea chimicå este adesea folositå în asocia¡ie cu tratarea biologicå, mårind astfel eficien¡a remedierii ¿i reducând cantitatea de oxidant necesarå pentru degradarea unui compus. Complexitatea structurii geologice a mediului subteran ridicå unele probleme în folosirea acestei tehnici, mai ales în ceea ce prive¿te controlul injectårii ¿i migra¡iei în subteran a compu¿ilor chimici folosi¡i în tratare. Pe de altå parte, o serie de reac¡ii chimice sunt nespecifice, astfel cå oxidantul poate

reac¡iona cu Fe(II), Mn(II), H2S ¿i al¡i reducåtori organici ¿i anorganici existen¡i în subteran. ¥n consecin¡å, cantitatea de substan¡e chimice introduså va trebui så fie mult mai mare decât cea strict necesarå pentru tratarea compu¿ilor poluan¡i, rezultatå din interpretarea rezultatelor de investigare a zonei contaminate. Dificultå¡ile aplicårii acestei tehnici de remediere se datoreazå, de asemenea, ¿i incertitudinilor referitoare la comportarea subtan¡elor chimice introduse în subteran. Astfel, pot apare reac¡ii chimice neprevåzute prin modificarea, de

122

cåtre compu¿ii chimici introdu¿i a condi¡iilor redox sau a pH-ului (Johnson ¿.a., 1989). Introducerea unor substan¡e chimice în acvifer, pentru imobilizarea unui metal poate determina mobilizarea altor metale, determinând astfel necesitatea realizårii unui nou tratament. Este cunoscut faptul cå precipitarea metalelor determinå colmatarea mediului poros ¿i, astfel, reducerea debitului curentului subteran. Studiile realizate pânå în prezent au pus în eviden¡å faptul cå prin tehnicile de tratare chimicå in situ este greu de atins niveluri de curå¡are bazate pe standarde de sånåtate.

5.7.2. SPÅLAREA MEDIULUI SUBTERAN Spålarea mediului subteran este o tehnicå de remediere care se referå, în primul rând, la depoluarea solului ¿i mai pu¡in la depoluarea apei subterane. A¿a cum am aråtat, metoda ac¡ioneazå diferit fa¡å de cea expuså anterior, presupunând alimentarea mediului subteran poluat cu agen¡i chimici, în scopul mobilizårii poluan¡ilor de cåtre curentul de apå indus. Prin pomparea poluan¡ilor la suprafa¡å, se realizeazå tratarea ex situ, prin metode specifice, determinate de natura compu¿ilor poluan¡i. Agen¡ii chimici introdu¿i în subteran prin pu¡uri de injec¡ie, drenuri sau bazine de infiltrare reduc tensiunile interfaciale apå-poluant, måresc solubilitatea poluan¡ilor ¿i reduc vâscozitatea acestora, favorizând astfel recuperarea lor prin pu¡uri sau drenuri de captare (fig. 5.22). Metoda este aplicatå, în principal, pentru recuperarea poluan¡ilor a cåror solubilitate în apå este reduså: pungi de NAPL, poluan¡i adsorbi¡i, etc.

Fig. 5.22. Schema de principiu a tehnologiei de spålare a mediului subteran.

123

Agen¡ii chimici folosi¡i pentru spålare sunt de douå tipuri: cosolven¡i ¿i detergen¡i (US-EPA, 1992; US-EPA, 1996a). Cosolven¡ii sunt substan¡e chimice care, în amestec cu apa, måresc solubilitatea unor compu¿i organici - alcooli (metanol), cetone (acetone) - reduc factorul de întârziere al NAPL ¿i favorizezå degradarea acestora. Detergen¡ii sunt substan¡e chimice ale cåror molecule au douå unitå¡i struc-turale, manifestând afinitate ¿i adversie pentru apå. Pe aceastå bazå, detergen¡ii determinå cre¿terea solubilitå¡ii în apå a poluan¡ilor, dizolvå compu¿ii de tip NAPL ¿i favorizeazå recuperarea poluan¡ilor adsorbi¡i. Cantitatea recuperatå ¿i eficien¡a spålårii mediului subteran depind de: structura chimicå a agen¡ilor chimici folosi¡i (cosolven¡i ¿i detergen¡i), de con-centra¡ia la care se injecteazå agentul chimic în subteran, de condi¡iile geo-chimice ale subteranului, de structura chimicå a poluantului ¿i de temperaturå. Eficien¡a metodei este diminuatå de prezen¡a unui mediu subteran eterogen cu permeabilitate reduså ¿i de prezen¡a poluan¡ilor în amestec. Prognoza cåilor de migrare a fluidului injectat, care con¡ine cantitå¡i mari de cosolven¡i ¿i detergen¡i, este dificilå din cauzå cå acesta are densitatea ¿i vâscozitatea mai mare decât a apei. Din aceastå cauzå, transportul poluan¡ilor mobili trebuie atent controlat, necesitând, în unele cazuri, pomparea unor volume de apå mai mari decât cele introduse prin injec¡ie, surplus ce necesitå tratarea ¿i descårcarea într-un emisar. Metoda poate induce o serie de reac¡ii adverse, cum ar fi: reducerea permeabilitå¡ii solului, modificarea calitå¡ii apei, depuneri pe particulele solide ale acviferului, etc. Avantajele esen¡iale ale metodei constau în cre¿terea mobilitå¡ii poluan¡ilor, îmbunåtå¡ind recuperarea lor; reducerea timpului de recuperare ¿i, la fel de important, reducerea volumului de apå ce trebuie pompat pentru atingerea scopurilor depoluårii.

5.8. BIOREMEDIEREA IN SITU

Bioremedierea reprezintå una din tehnologiile de mare actualitate dezvoltate pentru tratarea in situ a poluan¡ilor. Interven¡ia omului are drept scop doar accelerarea unor procese care oricum se desfå¿oarå în mediul subteran, în scopul scurtårii timpului de refacere a zonelor poluate. Procesul de bioreme-diere reprezintå, în general, transformarea compu¿ilor organici poluan¡i, prin

activitatea microorganismelor, în substan¡e anorganice inofensive cum ar fi CO2 ¿i apå. ¥n esen¡å, tehnologia bioremedierii constå în accelerarea proceselor de degradare naturalå prin alimentarea zonelor poluate cu oxigen sau al¡i electroni acceptori, nutrien¡i (azot ¿i fosfor) ¿i, în unele cazuri, chiar cu microorganisme (Hinchee ¿.a., 1987; US-EPA, 1991d; Sims ¿.a., 1993; Devlin ¿i Barker, 1994).

124

Bioremedierea prezintå avantajul cå, spre deosebire de alte tehnici, distruge par¡ial sau complet, poluantul nemaifiind astfel necesarå recuperarea ¿i depo-zitarea sa. ¥n multe situa¡ii, bioremedierea este aplicatå în combina¡ie cu un sistem de pompare a apei subterane, pentru reciclarea acesteia ¿i introducerea, astfel, în zona poluatå, odatå cu aceastå apå, a nutrien¡ilor ¿i a oxigenului. Acest lucru se realizeazå, fie cu ajutorul unor galerii, dacå zona poluatå se gåse¿te aproape de suprafa¡å, fie cu ajutorul unor pu¡uri, dacå zona poluatå se gåse¿te la adâncime (fig. 5.23). Sistemele servesc atât la injectarea în subteran a apei aerate, îmbogå¡itå cu substan¡e nutritive, cât ¿i la recuperarea acesteia, în avalul zonei poluate. Componen¡ii solubili ai poluan¡ilor sunt antrena¡i de curentul de apå subteranå indus de sistemele de pompare, iar cei mai pu¡in solubili råmân în subteran ¿i vor fi biodegrada¡i. Apa recuperatå va putea fi apoi reintroduså în subteran sau va fi evacuatå într-un emisar de suprafa¡å. Func¡ie de concentra¡ia compu¿ilor solubili în apa recuperatå, aceasta va fi tratatå suplimentar înainte de a fi evacuatå sau recirculatå în subteran, în cadrul sistemului de tratare. Parametrul major care influen¡eazå fezabilitatea proceselor bilogice ca metodå de remediere a stratelor acvifere poluate îl reprezintå biodegradabilitatea compu¿ilor chimici poluan¡i. Aceasta este evaluatå prin raportul între oxigenul biologic cerut BOD ¿i oxigenul chimic cerut COD, definind compu¿i biodegradabili pentru valori mai mari de 0,1.

Fig. 5.23. Schema tehnologiei de tratare prin bioremediere.

125

¥nainte de analiza ¿i alegerea bioremedierii ca metodå de tratare, este important så se confirme dacå într-adevår, compu¿ii în discu¡ie, sunt favorabili tratårii biologice. ¥n literatura de specialitate, se semnaleazå faptul cå în decizia aplicårii bioremedierii este necesar så se analizeze ¿i alte proprietå¡i fizice ¿i chimice ale compu¿ilor contaminan¡i, nu numai biodegradabilitatea. Astfel, este evident cå un compus cu capacitate mare de volatilizare este dificil de degradat, în special în zonele puternic aerate, deoarece acesta va volatiliza înainte de a fi degradat (US-EPA, 1995c). De asemenea, capacitatea reduså de desorb¡ie ¿i disolu¡ie a unor poluan¡i determinå cre¿terea timpului de remediere ¿i a cantitå¡ii de substan¡e chimice ce trebuie introduse în subteran pentru a sus¡ine activitatea microorganismelor. Compu¿ii cu solubilitate mai mare de 1000 mg/l sunt favorabili aplicåri bioremedierii. De¿i literatura de specialitate abundå în informa¡ii privind måsuråtorile în laborator ¿i in situ ale studiilor de aplicare a bioremedierii ca metodå de depoluare, nu au fost stabilite, încå, reguli clare care så specifice condi¡iile în care bioremedierea poate fi aplicatå ¿i unde aceastå solu¡ie trebuie definitiv eliminatå. Cu toate acestea, au fost realizate câteva îndrumare (US-EPA, 1991d) care ajutå în determinarea caracteristicilor chimice ale compu¿ilor poluan¡i ¿i ale mediului permeabil, necesare în evaluarea fezabilitå¡i diferitelor tehnologii. Sunt specificate clar tipurile de poluan¡i care sunt puternic biodegradabili ¿i deci favorabili acestei tehnici de remediere: hidrocarburile petroliere (motorina, pentaclorofenolul), solven¡ii (acetone, cetone, alcooli), compu¿ii aromatici (benzina, toluenul, xilenul, fenolul). ¥ntrucât compu¿ii poluan¡i constituie sursa de hranå pentru bacterii, identificarea tipului bacteriilor care pot degrada un anumit poluant reprezintå o etapå importantå în proiectarea acestei tehnologii. ¥n realitate înså, se pare cå mai multe microorganisme lucreazå împreunå în timpul degradårii unui compus organic. Mai mult decât atât, la compu¿ii degradabili, bacteriile naturale existente în subteran sunt suficiente pentru a asigura degradarea. Este nevoie de bacterii specializate doar pentru compu¿ii greu degradabili. Pânå în prezent, cele mai viabile proiecte în acest sens s-au dovedit a fi cele care au urmårit sporirea activitå¡ii bacteriilor naturale. Con¡inutul în substan¡e nutritive al solului influen¡eazå ritmul de desfå¿urare a activitå¡ii biologice. Raportul optim între nutrien¡i pentru o activitate biologicå eficientå este urmåtorul: carbon/azot/fosfor = 100/10/1. ªi raportul carbon/sulf este important pentru ritmul biodegradårii dar nu sunt precizate în literaturå valorile optime ale acestuia (US-EPA, 1991d). De¿i nu existå, încå, un consens deplin în ceea ce prive¿te definirea factorilor care influen¡eazå negativ bioremedierea ca metodå de depoluare a mediului subteran, totu¿i, studiile realizate pânå în prezent permit evide¡ierea unor concluzii în acest sens.

126

Un prim factor care reduce aplicabilitatea acestei metode îl reprezintå structura hidrogeologicå a acviferului. Straturile geologice eterogene împiedicå injectarea uniformå a electronilor acceptori ¿i a nutrien¡ilor, astfel cå activitatea microbianå va fi mai reduså în zonele mai pu¡in permeabile. Distribu¡ia neuniformå a mårimii granulelor mediului poros, tipul de sol ca ¿i permeabilitatea acestuia la aer ¿i apå, reprezintå caracteristici importante care afecteazå esen¡ial procesul aerob de degradare. Mediile cu peremeabilitate mai

mare de 10-4

cm/s sunt considerate ca favorabile aplicårii bioremedierii (Bedient ¿.a., 1994). Poluan¡ii organici tind så adsoarbå pe particulele fine ale solului (argile, prafuri), astfel cå distribu¡ia neuniformå a mårimii particulelor poate determina ritmuri variate ale activitå¡ii biologice. Prezen¡a în cantitate mare în mediul subteran a materiilor organice de descompunere (humus, turbå, etc) conduce la cre¿terea necesarului de oxigen, reducând astfel oxigenul disponibil în sol. ¥n astfel de cazuri, cre¿terea cantitå¡ii de oxigen introduså în subteran poate fi realizatå prin pomparea directå a aerului în zona poluatå, cunoscutå fiind solubilitatea reduså a acestuia în apå. Pentru zona nesaturatå, umiditatea joacå un rol important în ritmul activitå¡ii microbiene, permi¡ând reducerea sau, uneori, determinând inhibarea acestei activitå¡i, atât la umiditate reduså, cât ¿i la umiditate ridicatå. Condi¡ii favorabile aplicårii bioremedierii ca metodå de depoluare oferå solurile pentru care umiditatea este cuprinså între 25 % ¿i 85 %. Mul¡i poluan¡i sunt toxici pentru microorganisme atunci când se gåsesc în mediul subteran la concentra¡ii mari, cum ar fi spre exemplu, prezen¡a pungilor de NAPL, care pot restric¡iona bioremedierea acestor zone. Pe de altå parte, este demonstrat cå men¡inerea popula¡iei microbiene necesitå existen¡a unei concentra¡ii minime a poluantului. Aceasta înseamnå cå existå o concentra¡ie minimå sub care bioremedierea nu este posibilå. De acest factor trebuie så se ¡inå seama, mai ales atunci când concentra¡ia minimå necesarå activitå¡ii microbiene este superioarå concentra¡iei impuse prin cerin¡ele remedierii. Bioremedierea optimå se realizeazå pentru zonele poluate al cåror pH este cuprins între 6,5 - 8,5. Astfel, acest parametru poate constitui un factor limitativ în aplicarea biodegradårii ca metodå de depoluare. Cu toate acestea, este cunoscut cå sistemele de remediere pot fi astfel proiectate ¿i adaptate, încât så fie aplicate ¿i pentru valori ale pH - ului în afara limitelor men¡ionate. Pentru aceasta este necesar så se realizeze o etapå preliminarå a tratårii prin care så se realizeze neutralizarea poluan¡ilor în limitele favorabile biodegradårii. Temperatura joacå, de asemenea, un rol important în ritmul de desfå¿urare a biodegradårii, cât ¿i în eficien¡a acesteia; acest parametru este înså u¿or de reglat

prin metode inginere¿ti, la valoarea optimå cuprinså între 15 0C - 45

0C.

Transformarea polua¡ilor chimici prin biodegradare în CO2 ¿i apå, eliminå necesitatea pompårii apei poluate la suprafa¡å, reducând astfel riscul expunerii

127

la ace¿ti poluan¡i ¿i eliminå, totodatå, necesitatea depozitårii lor înainte de tratare. De¿i bioremedierea presupune pomparea apei, debitele pompate sunt mult mai mici decât în cazul utilizårii pompårii ca metodå de remediere a acviferului. Bioremedierea este o metodå rapidå de depoluare, ritmul transformårilor mediate de microorganisme fiind ridicat. Costul aplicårii acestei metode este puternic influen¡at de cantitatea de substan¡e nutritive necesare ¿i de debitul la care aceste substan¡e pot fi injectate în subteran. Cre¿terea eficien¡ei acestei metode poate fi ob¡inutå prin aplicarea combinatå cu alte tehnici, cum ar fi recuperarea compu¿ilor în fazå purå înainte de începerea bioremedierii, pomparea ¿i tratarea, barbotarea cu aer, ventilarea mediului subteran.

5.9. BIOVENTILAREA

Bioventilarea define¿te tratarea in situ a poluan¡ilor organici, adsorbi¡i pe matricea solidå a mediului poros, în zona nesaturatå, prin degradarea lor cu ajutorul microorganismelor (Hinchee ¿i Miller, 1990; US-EPA, 1995b). Mecanismul de bazå al bioventilårii îl reprezintå cre¿terea activitå¡ii microorganismelor existente în mediul subteran ¿i stimularea biodegradårii hidrocarburilor prin injectarea aerului ¿i, dacå este necesar, chiar ¿i a nutrien¡ilor (fig. 5.24). Bioventilarea determinå, în primul rând, degradarea poluan¡ilor organici adsorbi¡i, dar contribuie, de asemenea, la degradarea compu¿ilor organici volatili VOCs, pe måsurå ce vaporii acestora migreazå în zona biologic activå.

Fig. 5.24. Schema de aplicare a bioventilårii.

128

Sistemele de tratare prin bioventilare func¡ioneazå asemånåtor cu sistemele de aspira¡ie a vaporilor din sol SVE, deosebirea constând în faptul cå în acest caz debitele vehiculate sunt mult mai reduse, urmårindu-se doar asigurarea, în zona poluatå, a oxigenului necesar sus¡inerii activitå¡ii biologice. Bioventilarea poate fi folositå pentru tratarea oricåror poluan¡i aerob biodegradabili, dar rezultatele cele mai bune se ob¡in pentru degradarea hidrocarburilor petroliere de medie greutate: solven¡i clorura¡i, carburan¡i diesel ¿i cherosen. Produ¿ii mai u¿ori tind så volatilizeze rapid ¿i pot fi eficient recupera¡i prin SVE, iar produ¿ii mai grei cer o perioadå de timp mai lungå pentru a biodegrada, fåcând bioventilarea mai pu¡in eficientå. Aceastå tehnologie este utilå, în primul rând, în cazul în care nu se poate realiza excavarea solului, cum ar fi zonele construite sau cele situate la adâncimi mari. Este u¿or de aplicat în påmânturi permeabile, deoarece faciliteazå formarea curen¡ilor de aer, esen¡iali în ob¡inerea remedierii. Umiditatea ridicatå a solului inhibå migra¡ia aerului, reducând eficien¡a tehnologiei. De re¡inut cå, atunci când este necesar, injectarea nutrien¡ilor se face exclusiv în solu¡ii apoase. Acest lucru determinå cre¿terea umiditå¡ii solului, inhibând migrarea aerului. Un alt efect negativ este dat de reducerea capacitå¡ii portante a påmântului, proprietate foarte importantå, mai ales în cazul în care tehnologia este aplicatå sub funda¡ia unor clådiri. Sistemele de bioventilare pot determina cre¿terea concentra¡iei compu¿ilor volatili în aer, atunci când pu¡urile de aspira¡ie descarcå vaporii apira¡i în atmosferå. ¥n aceste condi¡ii, este necesarå o prealabilå tratare a gazului aspirat înainte de evacuare. Ca ¿i în cazul sistemelor SVE, cantitå¡i însemnate de poluant pot ramâne, dupå aplicarea bioventilårii, în zonele pu¡in permeabile sau în microstructura mediului permeabil. Avantajul major al bioventilårii constå în faptul cå permeabilitatea la aer a solului este cu 2...3 ordine de mårime mai mare decât permeabilitatea la apå (Wilson ¿i Ward, 1987). Mai mult decât atât, oxigenul este transportat mai u¿or

în aer decât în apå: la 15 0C aerul poate transporta 280 mg oxigen/litru, în timp

ce apa poate transporta doar 10...40 mg oxigen/litru, dependent de condi¡iile de aerare. Este astfel posibil så fie introduse în subteran cantitå¡i mult mai mari de oxigen, chiar ¿i pentru solurile mai pu¡in permeabile.

5.10. BARBOTAREA CU AER

Barbotarea este, de asemenea, o tehnicå de tratare in situ, în zona saturatå, a compu¿ilor chimici poluan¡i, care presupune injectarea aerului cu scopul de a determina antrenarea acestora ¿i transportul lor la suprafa¡å (fig. 5.25).

129

Fig. 5.25. Schema de principiu a barbotårii.

¥n timpul procesului de barbotare, bulele de aer introduse în subteran, în zona saturatå, determinå transferarea poluan¡ilor din faza dizolvatå sau adsorbitå, în faza de vapori (Wilson, 1990; Simon, 1996). Curentul de aer va trebui apoi captat printr-un sistem de aspira¡ie a vaporilor ¿i introdus într-o instala¡ie de tratare. Aspira¡ia este, de regulå, realizatå prin sisteme SVE. Avantajul esen¡ial adus de sistemele SVE constå înså în faptul cå permit controlul migra¡iei în mediul subteran a penei de gaz poluat, limitând astfel împrå¿tierea sa în subteran. Mecanismele prin care ac¡ioneazå barbotarea, în vederea recuperårii poluan¡ilor, sunt de naturå fizicå ¿i biologicå. Compu¿ii volatili dizolva¡i trec în aer conform legii Henry. Compu¿ii volatili afla¡i în fazå purå LNAPLs vor volatiliza, de asemenea, în curentul de aer. Compu¿ii adsorbi¡i vor desorbi direct în curentul de aer, proces desfå¿urat mult mai rapid decât în apå. Barbotarea favorizeazå, de asemenea, biodegradarea aerobå, prin cre¿terea con¡inutului în oxigen al zonei saturate. Folosirea barbotårii ca o tehnicå auxiliarå sistemelor de remediere bazate pe SVE, conduce la cre¿terea eficien¡ei recuperårii poluan¡ilor ¿i determinå, totodatå, oxigenarea accentuatå a subteranului, îmbunåtå¡ind extrac¡ia poluan¡ilor. Injectarea aerului în subteran, barbotarea, se poate realiza cu ajutorul pu¡urilor verticale de injec¡ie sau a drenurilor orizontale. Compu¿ii organici volatili VOCs reprezintå poluan¡ii care råspund optim mecanismelor acestei tehnici de tratare, barbotarea cu aer fiind astfel recomandatå pentru tratarea compu¿ilor organici mai u¿ori cum ar fi benzenul, toluenul, etilbenzenul ¿i xilenul. Aceastå metodå este mai pu¡in aplicabilå compu¿ilor grei, de tipul carburan¡ilor diesel sau cherosen.

130

Eficien¡a barbotårii este dependentå de caracteristicile geologice ale zonei poluate. Zona saturatå trebuie så fie suficient de permeabilå pentru a permite formarea curentului de aer. Observa¡ii in situ au dus la concluzia cå straturile

acvifere cu permeabilitate mai micå de 10-5

cm/s, nu sunt favorabile aplicårii acestei tehnologii (Brown, 1992). Straturile geologice pentru care mårimea particulelor solide depå¿e¿te 1 mm sunt, de asemenea, nefavorabile barbotårii, deoarece faciliteazå migrarea la suprafa¡å a bulelor de aer. ¥n straturile de pietri¿ bulele migreazå atât de repede la suprafa¡å, încât raza de influen¡å a pu¡urilor de injec¡ie este foarte micå. Pe de altå parte, în straturile formate din nisip foarte fin, cu dimensiuni mai mici de 1 mm, se fomeazå cåi preferen¡iale ale curentului de aer (Johnson ¿.a., 1992). Canalele astfel formate vor ocoli zonele mai pu¡in permeabile, cantitå¡i importante de poluant nefiind recuperate. Barbotarea este influen¡atå, totodatå, de caracteristicile chimice ale poluantului. Pentru poluan¡ii dizolva¡i, metoda este eficientå dacå constanta

legii Henry este mai mare decât 10-5

atm-m3/mol ¿i solubilitatea în apå este mai

micå de 20 000 mg/litru (Brown, 1992). Poluan¡ii volatili afla¡i în fazå purå sunt u¿or recupera¡i dacå presiunea vaporilor este mai mare de 1 mm coloanå Hg. ¥n sfâr¿it, eficien¡a recuperårii este dependentå de parametrii sistemului de barbotare: presiunea de injectare a aerului, numårul ¿i distan¡a între pu¡urile de injec¡ie, volumul de aer injectat, adâncimea de injectare, lungimea coloanei perforate. Experin¡ele de pânå acum au folosit adâncimi de injectare mai mici de 15 m. Principala limitare în aplicarea barbotårii la adâncimi mai mari este datå de dificultatea prognozårii traseului curentului de aer ¿i a slabei penetråri a stratelor mai pu¡in permeabile aflate în interiorul acviferului. De¿i rezultatele ob¡inute pânå în prezent au demonstrat capacitå¡ile acestei tehnologii, råmân, încå, o serie de necunoscute care limiteazå aplicarea ei. Ca ¿i în cazul pompårii apei, difuzia lentå a poluan¡ilor adsorbi¡i încetine¿te procesul de remediere. Nivelul ¿i timpul depoluårii este dictat de compu¿ii re¡inu¡i în stratele mai pu¡in permeabile ¿i în porii închi¿i. Recuperarea compu¿ilor forma¡i din amestecuri de substan¡e este dificilå. Dupå mobilizarea ¿i recuperarea componen¡ilor volatili, eficien¡a recuperårii scade, deoarece temperatura de fierbere a poluantului råmas cre¿te prin pierderea frac¡iunilor mai volatile; pe de altå parte, barbotarea poate determina precipitarea unor compu¿i ce vor colmata coloana perforatå a pu¡ului ¿i în felul acesta sistemul î¿i reduce capacitatea de func¡ionare. Barbotarea este mai eficientå decât pomparea în recuperarea compu¿ilor organici volatili de tip NAPLs, deoarece transferul acestora în aer este mai rapid decât în apå. Pomparea aerului este mai eficientå decât pomparea apei ¿i, de asemenea, mai pu¡in costisitoare din cauza vâscozitå¡ii mai mici a aerului fa¡å de cea a apei.

131

5.11. TEHNICI COMPLEMENTARE

¥n categoria tehnicilor complementare sunt grupate acele metode care nu sunt utilizate neapårat pentru degradarea, recuperarea sau tratarea poluan¡ilor ci sunt proiectate în scopul accelerårii sau îmbunåtå¡irii proceselor specifie altor tehnologii de recuperare. Tot în aceastå categorie au fost incluse tehnicile prin care poluantul sau zona poluatå devin inofensive, datoritå mecanismelor de imobilizare ¿i izolare a compu¿ilor chimici componen¡i. Prin aplicarea acestor tehnici sunt optimiza¡i parametrii care guverneazå mecanismele remobilizårii poluan¡ilor prezen¡i în mediul subteran. Pentru majoritatea tehnicilor prezentate, måsuråtorile pe instal¡ii pilot au demonstrat cre¿teri ale eficien¡ei de recuperare de pânå la douå ordine de mårime sau, dupå caz, reducerea efectelor poluårii. Trebuie subliniat, de asemenea, faptul cå aplicarea acestor metode face posibilå depoluarea în zone în care, altfel, måsurile directe de remediere ar e¿ua. ¥n aceastå categorie intrå, în primul rând, zonele caracterizate prin condi¡ii hidrogeologice dificile (permeabilitate reduså, roci fisurate sau consolidate, strateeterogene, etc).

5.11.1. FRACTURARE PNEUMATICÅ ªI HIDRAULICÅ

¥n cazul numeroaselor situa¡ii de poluare a mediului subteran cu substan¡e organice, aplicarea tehnologiilor de aspira¡ie a vaporilor din sol SVE sau de barbotare, în zona saturatå ¿i respectiv nesaturatå, conduc la o bunå eficien¡å a refacerii calitå¡ii mediului subteran, dacå straturile acvifere sunt caracterizate ca permeabile. Permeabilitatea reduså este un prim factor, important, limitativ, în aplicarea eficientå a acestor tehnici de remediere. Fracturarea pneumaticå ¿i hidraulicå reprezintå tehnologii special proiectate pentru a måri eficien¡a remedierii stratelor acvifere poluate pu¡in permeabile. Fracturarea eficientizeazå atât aplicarea tehnologiilor men¡ionate, cât ¿i a altor tehnologii, în stratele geologice în care, singure, aceste tehnologii sunt ineficiente sau dificil de aplicat (US-EPA, 1995c). Fisurile create prin injectarea fluidelor specifice fracturårii hidraulice sau pneumatice måresc ritmul multor procese din mediul subteran ¿i conduc, în acela¿i timp, la cre¿terea eficien¡ei recuperåri poluan¡ilor.

5.11.1.1. Fracturare pneumaticå. Fracturarea pneumaticå nu este o tehnologie de sine-ståtåtoare, ea nefiind, deci, capabilå så asigure, independent, remedierea acviferelor poluate; este proiectatå, în primul rând, în scopul de a asigura cre¿terea eficien¡ei altor tehnologii aplicate in situ, în special, în situa¡iile caracterizate ca dificil de depoluat. Fracturarea penumaticå constå în injectarea aerului sub presiune în mediul subteran, prin intermediul unor foraje, pentru a crea fisuri în stratele pu¡in permeabile ¿i în cele sedimentare supra-consolidate (fig. 5.26).

132

Fig. 5.26. Diagrama tehnologiei fracturårii rocilor consolidate.

¥n felul acesta, în mediul subteran se creazå curen¡i de aer suplimentari. Noile cåi de migrare måresc eficien¡a proceselor desfå¿urate in situ, printre care un loc important îl ocupå aspira¡ia vaporilor din sol SVE ¿i måresc eficien¡a de extragere a poluan¡ilor prin mårirea suprafe¡ei de contact dintre compu¿ii chimici adsorbi¡i pe matricea solidå a solului ¿i agen¡ii sistemului de recuperare. Fisurarea pneumaticå este aplicabilå unei mari varietå¡i de poluan¡i, fårå a se putea individualiza un anumit grup preferen¡ial. ¥n general, pu¡urile de injec¡ie sunt utilizate ¿i pentru aspira¡ia vaporilor din subteran, dupå ce fracturarea a fost realizatå. Un exemplu sugestiv în acest sens este prezentat de US-EPA, (1995c). Fracturarea pneumaticå a fost realizatå prin pu¡uri forate în zona poluatå, nesaturatå. Aerul sub presiune a fost injectat prin ¿ocuri scurte (mai mici de 20 secunde) pe zone limitate, izolate una de alta, la intervale de 50...60 cm. Fiecare injec¡ie a mårit ¿i extins fisurile existente ¿i a creat noi fisuri, în special pe direc¡ie orizontalå. Dupå finalizarea procesului de fracturare, acelea¿i pu¡uri au fost folosite pentru aspira¡ia vaporilor poluan¡i din subteran, care con¡ineau tricloretilenå TCE, tetracloretilenå PCE ¿i benzen. S-a constatat cå prin fracturare debitul aspirat a crescut cu peste 600% fa¡å de cel ob¡inut înainte de realizarea fracturårii. Cre¿teri mai mari ale debitului de aer (19 000%) au fost înregistrate când o parte din pu¡urile de monitorizare au fost deschise pentru a servi ca prize pasive de intrare a aerului în subteran. Raza de influen¡å a pu¡urilor de aspira¡ie a crescut de 3 ori. De¿i concentra¡ia TCE în curentul de aer a råmas aproape constantå (50 ppm), cre¿terea debitului pompat a determinat o cre¿tere a cantitå¡ii de TCE recuperat cu 675%. La deschiderea pu¡urilor de observa¡ie, pentru a måri curentul de aer ce intrå în subteran,

133

cantitatea de TCE recuperatå a crescut cu 2 300%. ¥n plus, analizele chimice pe probe de aer aspirat au pus în eviden¡å concentra¡ii ridicate ale unor compu¿i organici detecta¡i doar ca urme înainte de fracturare. Aceasta demonstreazå capacitatea fracturårii de a elibera compu¿ii VOCs re¡inu¡i în matricea mediului poros. Fracturarea pneumaticå este aplicatå, adesea, pentru a accelera ¿i îmbunåtå¡i procesul de bioremediere in situ (US-EPA, 1995b). Procesele aerobe sunt dominante la interfa¡a fracturilor ¿i doar pe o anumitå distan¡å în sol. Reducerea con¡inutului în oxigen în timpul biodegradårii aerobe permite formarea popula¡iilor de microorganisme denitrificatoare, în sol, la distan¡e mai mari de fracturi. Contaminan¡ii difuzeazå spre fracturi, servind astfel ca substrat pentru diferite popula¡ii microbiene. Prin reducerea concentra¡iei în zonele denitrificate se îmbunåtå¡esc condi¡iile de cre¿tere a popula¡iilor aerobe. Schuring ¿.a., (1995) ob¡in rezultate edificatoare legate de contribu¡ia fracturårii la accelerarea proceselor de remediere in situ a zonelor poluate. Injectarea periodicå, timp de un an, a aerului sub presiune, prin intermediul pu¡urilor de fracturare, a determinat cre¿terea permeabilitå¡ii solului de aproximativ 40 de ori ¿i o reducere cu 79% a concentra¡iei BTX (benzen, toluen, xilen). Calculele de bilan¡ masic al BTX pun în eviden¡å cå bioremedierea a determinat degradarea a 82% din cantitatea totalå de poluant aflatå ini¡ial în subteran.

5.11.1.2. Fracturarea hidraulicå. Fracturarea hidraulicå este proiectatå cu scopul de a måri eficien¡a altor tehnologii aplicate pentru remedierea in situ a mediilor subterane poluate. Acest proces constå în injectarea în mediul subteran, prin intermediul forajelor, a unui fluid care con¡ine nisip, polimeri, gel sau al¡i compu¿i. Ace¿tia sunt introdu¿i în curentul de injec¡ie cu scopul de a men¡ine deschise fisurile create în påmânt, mårind astfel permeabilitatea solului. Fracturarea hidraulicå asociatå cu umplerea fisurilor cu nisip a condus la ritmuri de recuperare mai mari cu un ordin de mårime decât cele ob¡inute înainte de aplicarea acestui procedeu (Murdoch, ¿.a., 1992). Gelul rezidual biodegradeazå, determinând cre¿terea permeabilitå¡ii fracturilor formate, um-plute acum cu nisip. Folosirea unor alte materiale granulare în locul nisipului, cum ar fi grafitul, conduce la ob¡inerea unor fisuri cu caracteristici diferite. Procesul de fracturare hidraulicå trebuie repetat la diverse adâncimi, de regulå cuprinse între 1,5 m ¿i 10 m, deoarece astfel se formeazå un sandwich de fisuri umplute cu nisip. Aceastå tehnologie este utilizatå, în primul rând pentru fracturarea argilelor, påmânturilor mâloase, rocilor ¿i marnelor. Ca ¿i fracturarea penumaticå, fracturarea hidraulicå poate fi aplicatå pentru o mare varietate de tipuri de substan¡e poluante. Fracturarea hidraulicå poate fi folositå în asocia¡ie cu bioremedierea, injectarea aerului cald ori a aburului sau în asocia¡ie cu pomparea la suprafa¡å a poluantului, în vederea tratårii sale ex situ.

134

Utilizarea combinatå a fracturårii hidraulice cu sisteme SVE a fost des aplicatå, exemplul care urmeazå fiind edificator în acest sens (Murdoch, ¿.a., 1992). Astfel, scurgerile din rezervoare de stocare au determinat poluarea solului, pânå la adâncimea de 7 m, cu tricloretilenå TCE, tricloretan TCA, tetra-cloretilenå PCE ¿i al¡i solven¡i. Permeabilitatea reduså a solului nu a permis aplicarea sistemelor SVE, astfel cå au fost realizate pu¡uri de fracturare hidrau-licå la adâncimi de 2 m, 3 m ¿i 5 m. Pu¡uri de aspira¡ie multinivel au fost conectate fiecårei zone de fracturare. Ritmul mediu de recuperare a fost de 15 - 20 de ori mai mare decât înainte de fracturare. Sistemul astfel format a func¡ionat timp de 3 luni, dupå care s-a constatat o scådere a ritmului de recuperare.

5.11.2. SOLIDIFICAREA ªI STABILIZAREA COMPUªILOR POLUANºI Tehnica solidificårii ¿i stabilizårii constå în introducerea în mediul subteran, în zona poluatå, a unor agen¡i de tratare, în scopul realizårii unuia din urmåtoarele obiective (US-EPA, 1993a):

− îmbunåtå¡irea caracteristicilor fizice ale poluantului, prin transformarea acestuia din fazå lichidå în fazå solidå sau semilichidå;

− reducerea solubilitå¡ii poluantului; − reducerea suprafe¡ei în care s-ar putea produce transferul de maså al

poluantului.

¥ntre solidificare ¿i stabilizare, existå, din punct de vedere al mecanismelor de ac¡iune, o oarecare diferen¡å. Solidificarea define¿te tehnicile de încapsulare într-un material solid a de¿eurilor, iar stabilizarea cuprinde acele tehnici prin care de¿eurile sunt transformate în compu¿i a cåror solubilitate, mobilitate ¿i toxicitate sunt mai reduse. Tehnicile de stabilizare ¿i solidificare pot imobiliza metalele grele, o serie de compu¿i radioactivi ¿i compu¿i organici, prin reducerea suprafe¡ei ocupate de depozitul de de¿euri poluante ¿i prin reducerea permeabilitå¡ii, pentru multe tipuri de påmânturi poluate ¿i de¿euri solide. Metoda poate fi aplicatå atât in situ, cât ¿i ex situ. Cei mai folosi¡i agen¡i de solidificare ¿i stabilizare sunt: cimentul Portland sau cimentul de cuptor de ardere, piatra de var, varul ars, cenu¿a, diferitele amestecuri ale acestor materiale ¿i diferi¡i lian¡i organici, ca de exemplu asfaltul. Amestecul între de¿eurile poluante ¿i agen¡ii de solidificare ¿i stabilizare se produce continuu în timpul proceselor de alimentare a zonei poluate cu ace¿ti agen¡i, cu ajutorul unor foreze sau malaxoare. Produsul final rezultat se prezintå fie sub forma unei mase solide continue, fie sub formå granularå, a cårei consisten¡å se apropie de cea a påmântului.

135

Procesele de stabilizare - solidificare sunt, adesea, divizate în douå categorii: (a) procesul anorganic, în care sunt utiliza¡i lian¡i anorganici (ciment, tuf vulcanic) ¿i (b) proces organic, în care sunt utiliza¡i lian¡i organici (materiale termoplastice, termoreactive). De cele mai multe ori, sunt folosite materiale cunoscute ¿i u¿or de procurat. Mai rar, sunt folosite procese combinate ale lian¡ilor organici ¿i anorganici (kiselgur cu ciment ¿i polistiren, poliuretan cu ciment, geluri polimerice cu silica¡i ¿i ciment cu prizå lentå). Eficien¡a ¿i aplicabilitatea tehnicilor de solidificare ¿i stabilizare depind de o serie de factori, specifici, în special, poluantului. Metoda este eficientå pentru contaminan¡ii în care compu¿ii organici volatili VOCs se gåsesc în propor¡ie de sub 50 ppb; altfel, în timpul aplicårii solidificårii sau stabilizårii, VOCs vor volatiliza, reducând eficien¡a tehnologiei. De¿i în literatura de specialitate nu sunt precizate limite pentru proprietå¡ile de amestec ale de¿eurilor poluante, tehnologia este cu atât mai eficientå, cu cât materialul are proprietå¡i mecanice ¿i fizice care favorizeazå un amestec bun. ¥n aceastå categorie de factori sunt cuprin¿i, în principal, densitatea ¿i vâscozitatea. ¥n tabelul 5.1 sunt sintetizate caracteristicile aplicåri acestei tehnologii în câteva situa¡ii reprezentative (US-EPA, 1993a)

Tabelul 5.1

Date de sintezå ale aplicårii solidificårii ¿i stabilizårii

Poluant Starea fizicå

Liant folosit Cantitate liant

Zn, Cr, Cd, Ni Solid/sol Ciment Portland 20%

Cu, Cr, Ni Nåmol Ciment Portland 20%

Pb, Cd Uscat (de¿euri)

Ciment Portland, silica¡i

Variabil 7-15%

(ciment)

Produse petroliere Nåmol Ciment Portland, ingrediente (brevet)

> 50%

De¿euri petrol, Pb, Cr, As

Nåmol Pulberi uscate, cu con¡inut ridicat de CaO

Variabil, 15-30%

De¿euri acide, PCBs(>500ppm) dioxine

Nåmol

(vâscos)

Var ¿i pulberi uscate 15% CaO

5% pulberi uscate

Sol saturat cu produse petroliere, Pb, PCBs, As

Påmânt Tuf vulcanic ¿i ingrediente brevetate

30%

136


Pb Solid Ciment Portland, ingrediente (brevet)

15-20% ciment

5% ingrediente

Pesticide ¿i compu¿i organici

Nåmol, variabilå

Ciment Portland, pulberi uscate, ingrediente (brevet)

Varibil

(5-15% ciment)

5.11.3. VITRIFICAREA Vitrificarea este un proces termic de tratare, prin care poluan¡ii solizi sunt transforma¡i în compu¿i cristaliza¡i stabili (Smith ¿i Hinchee, 1993; US-EPA, 1993a; US-EPA, 1993b). Ini¡ial, aceastå tehnologie a fost folositå pentru stabilizarea de¿eurilor de uraniu, apoi a fost extinså ¿i în tratarea altor de¿euri. ¥n general, vitrificarea se realizeazå prin aplicarea în mediul subteran a unui curent electric de mare voltaj, care va încålzi påmântul pânå la temperatura de topire. Totodatå, temperatura ridicatå va distruge sau va determina volatilizarea poluan¡ilor organici. La încetarea încålzirii, materialul topit se råce¿te, devenind solid ¿i stabil. Aplicarea in situ necesitå plantarea în zona poluatå a unor electrozi pentru realizarea circuitului electric. Solul în fazå solidå nu este electric conductiv, astfel cå în etapa ini¡ialå este necesar ca între electrozi så se realizeze o cale de legåturå pentru curentul electric, cel mai adesea fiind utilizat grafitul. Curentul realizat pe aceastå cale încålze¿te conductorul astfel format, determinând topirea påmântului în jurul lui. ¥n acest fel se måre¿te capacitatea de transport a curentului electric, iar zona topitå se måre¿te progresiv, astfel fiind raportate volume de pânå la 1 000 tone (US-EPA, 1993b), într-un ritm de 3 - 5 tone/orå. Adâncimea maximå pânå la care a fost aplicatå aceastå tehnicå variazå între 20 - 30 m.

Curentul electric încålze¿te påmântul la temperaturi ridicate, de 1 370 0C. ¥n

aceste condi¡ii, dacå påmântul con¡ine mult siliciu va fi transformat în sticlå durabilå. De¿eurile combustibile sunt pirolizate iar al¡i poluan¡i sunt incorpora¡i în masa vitroaså. Gazele eliberate în timpul topirii sunt colectate cu ajutorul unor hote amplasate la suprafa¡å. Principala cerin¡å pentru succesul acestei tehnici este legatå de capacitatea påmântului de a conduce curentul electric în timpul încålzirii ¿i apoi de a solidifica în timpul råcirii în forme stabile. Solurile umede pot fi tratate prin vitrificare in situ, dar påmânturile puternic permeabile ¿i prezen¡a apei subterane ridicå mult costul acestei tehnologii. Dacå umiditatea este men¡inutå de apa subteranå, curentul electric necesar vaporizårii acesteia måre¿te costul

137

solu¡iei. Trebuie men¡ionat cå, în timpul încålzirii, o serie de poluan¡i pot favoriza explozii în zona poluatå. Vitrificarea este dependentå de o serie de factori, care o pot face mai mult sau mai pu¡in aplicabilå. Compozi¡ia solului este importantå pentru cå ea determinå topirea ¿i apoi solidificarea într-o formå stabilå. Påmânturile care

con¡in mai mult de 30% SiO2 ¿i mai mult de 1,4% Na2O + K2O sunt favorabile aplicårii vitrificårii. Zonele poluate, situate la adâncimi cuprinse între 2 - 8 m sunt optime tratårii prin vitrificare; pentru zonele poluate situate mai aproape de suprafa¡å, apar probleme legate de captarea vaporilor degaja¡i, iar cele situate la adâncimi mai mari impun realizarea excava¡iilor pentru amplasarea electrozilor. Con¡inutul ridicat în metale electric-conductive al påmântului, determinå cåi neuniforme de stabilire a circuitului electric ¿i o încålzire neuniformå a sa. Acest neajuns este nesemnificativ pentru påmânturile care au un con¡inut în metale mai mic de 5 - 15 % din masa totalå topitå. ¥n cazul în care nivelul apei subterane este aproape de zona poluatå este necesar controlul acestuia, deoarece prezen¡a apei conduce la cre¿terea energiei necesare vaporizårii. Vitrificarea

este indicatå pentru påmânturi având permeabilitatea mai mare de 10-4

cm/s. Panta optimå a suprafe¡ei este mai micå de 5%, deoarece aceasta poate determina curgerea materialului topit sub efectul gravita¡iei. Solu¡ia a fost testatå cu succes în peste 130 de cazuri (US-EPA, 1993b), fiind selectatå de US - EPA ca o tehnologie viabilå pentru depoluare. Vitrificarea in situ este stabilå pe perioade lungi de timp, reduce mobilitatea, toxicitatea ¿i volumul poluårii.

5.11.4. ATENUAREA NATURALÅ

¥n mediul subteran se produc, în mod natural, o serie de procese fizice, chimice ¿i biologice, cum ar fi dilu¡ia, volatilizarea, biodegradarea, adsorb¡ia, reac¡ii chimice între componentele acviferului, care, în timp, duc la scåderea concentra¡iei poluantului la valori acceptabile. De la început se desprinde observa¡ia cå atenuarea naturalå nu este o tehnicå de remediere a acviferului, ci constatarea unui fenomen natural care are ca efect depoluarea. ¥n admiterea unei astfel de variante în refacerea acviferelor, trebuie så se ia în considerare rezultatele modelelor de evaluare a ritmului de degradare a poluantului ¿i a cåilor sale de migrare. Un prim obiectiv al modelårii îl reprezintå evaluarea capacitå¡ii de autodegradare a poluantului, astfel încât concentra¡ia sa så scadå sub limitele impuse de standardele de remediere, înainte de a induce efecte negative asupra folosin¡elor apei subterane. Atenuarea naturalå nu înseamnå a nu face nimic, de¿i adesea este astfel privitå. ¥n cele mai multe cazuri acceptarea atenuårii naturale este determinatå de imposibilitatea proiectårii unei alte solu¡ii capabile så conducå la ob¡inerea

138

scopului depoluårii, a¿a cum este cazul în zonele poluate cu compu¿i de tipul DNAPL. Cum am aråtat, atenuarea naturalå presupune realizarea unor studii ¿i investiga¡ii de teren ¿i pe modele, pentru a furniza urmåtoarele informa¡ii: (a) distribu¡ia spa¡ialå a poluantului, prezen¡a fazei libere, extinderea penei poluate; (b) caracteristicile geologice ale acviferului; (c) evolu¡ia în timp a calitå¡ii apei subterane din zona poluatå; (d) caracteristicile fizice ¿i chimice ale poluantului; (e) poten¡ialul de biodegradare; (f) stratifica¡ia acviferului; (g) granulozitatea mediului poros; (h) permeabilitatea acviferului; (i) gradien¡ii hidraulici; (j) existen¡a cåilor preferen¡iale de migrare; (k) localizarea poten¡ialilor receptori: pu¡uri de pompare, izvoare naturale etc. Degradarea unui compus chimic depinde de o serie de parametri care trebuie, de asemenea, atent evalua¡i: tipul poluantului ¿i concentra¡ia sa în subteran, temperatura, umiditatea, existen¡a nutrien¡ilor sau a electronilor acceptori (oxigen, azot) etc. Atenuarea naturalå poate fi aplicatå pentru poluårile datorate compu¿ilor organici volatili sau semivolatili VOCs, SVOCs ¿i a hidrocarburilor petroliere. Poluarea cauzatå de compu¿i organici halogena¡i ¿i pesticide poate fi, de asemenea, remediatå prin atenuare naturalå, dar procesul este mai pu¡in eficient. Din aceastå cauzå, se recomandå utilizarea sa numai pentru o categorie restrânså de compu¿i din aceste categorii. Folosirea atenuårii naturale în remedierea acviferelor poluate este limitatå de o serie de factori: (1) necesitatea colectårii datelor pentru a determina parametrii de intrare; (2) produsele intermediare ale degradårii pot fi mult mai mobile ¿i mai toxice decât poluantul ini¡ial; (3) poate fi folositå numai în zonele care nu prezintå riscuri; (4) poluan¡ii pot migra înainte de a fi degrada¡i; (5) compu¿ii afla¡i în fazå liberå trebuie recupera¡i; (6) o serie de compu¿i anorganici pot fi imobiliza¡i, dar nu pot fi degrada¡i. Cu toate acestea, US EPA (1993c) a selectat atenuarea naturalå pentru remedierea a 45 de zone poluate.

5.12. TEHNICI DE TRATARE EX SITU

Tehnicile de tratare ex situ au toate un element comun ¿i anume excavarea påmântului poluat, pomparea apei din zona penei poluate, transportul acestora într-un alt loc, unde urmeazå så fie depozitate sau tratate pentru îndepårtarea poluan¡ilor. ¥n figura 5.27 este schematizatå diagrama cadru a proceselor de tratare ex situ. Ceea ce poate diferen¡ia aceste tehnici sunt metodele de depozitare ¿i tratare a påmântului ¿i apei, odatå aduse la suprafa¡å. Din punct de vedere al parametrilor de calitate ob¡inu¡i, aceastå metodå pare så convinå cel mai mult, întrucât oferå cel mai bun control al eficien¡ei depoluårii.

139

Gaze purificate

Manevrare materiale

Tratare specificå

Recuperare si tratare vapori

Depozitare materiale tratate

Evacuare agabarite

Excavare

Carbon uzat

Poluan¡i

Apå

Fig. 5.27. Fluxul tehnologic al proceselor de tratare ex situ.

Op¡iunea pentru aceastå solu¡ie este dependentå de o serie de factori a cåror evaluare trebuie atent realizatå înainte de acceptarea ei. Aceste evaluåri trebuie så cuprindå (Barcelona ¿.a., 1990):

− distan¡a pânå la locul de depozitare ¿i tratare; − traseul ¿i condi¡iile drumului între zona de excava¡ie ¿i zona de

depozitare ¿i tratare; − posibilitå¡ile de acces pentru ambele zone; − evaluarea factorilor de mediu, sociali ¿i economici, lega¡i de zona de

depozitare ¿i tratare; − posibilitå¡ile de pompare, transport, tratare ¿i evacuare a apei subterane; − controlul emisiei de noxe în timpul excavårii; − reamenajarea zonei dupå excava¡ie; − costuri.

ºinând cont de aceste considerente ¿i, în mod special, de costul excavårii, transportului, amenajårii noului loc de depozitare ¿i tratare, excavarea reprezintå ultima posibilitate ce trebuie analizatå pentru remedierea zonelor contaminate. Cu toate acestea, aceastå tehnicå poate fi luatå în considerare în cazul unei poluåri severe, în care costul este nesemnificativ, în compara¡ie cu importan¡a resurselor ce trebuie protejate. O astfel de situa¡ie este specificå surselor subterane care genereazå poluarea. Este de re¡inut cå, de fapt, excavarea nu face decât så transfere problema poluårii dintr-un loc în altul.

140

Excavarea ¿i depozitarea påmântului poluat într-un alt loc este folositå

pentru volume relativ mici ale poluårii (mai mici de 100 m3) ¿i pentru care

concentra¡ia poluantului este mare. Påmântul depozitat nu este tratat, ceea ce impune o serie de restric¡ii în alegerea locului ¿i solu¡iei de depozitare. Metoda poate fi aplicatå, în principiu, pentru toate tipurile de produse petroliere. Excavarea ¿i tratarea påmântului este, de asemenea, folositå pentru volume

mici de påmânt poluat (mai mici de 1 000 m3) ¿i aplicatå în cazul în care polua-

rea este severå sau în cazul în care tehnologiile aplicate in situ nu realizeazå nivelurile de depoluare impuse. Tratamentele tipice care se aplicå în astfel de cazuri sunt: tratarea termicå, incinerarea, tratarea biologicå.

a) Tratare termicå. Tehnologia poate fi folositå pentru diferite tipuri de påmânturi ¿i poluan¡i, în special produse petroliere ¿i poluan¡i organici. Are o serie de avantaje: (a) implementare u¿oarå ¿i rapidå; (b) distruge compu¿ii poluan¡i; (c) permite refolosirea påmântului depoluat. Solu¡ia este înså scumpå pentru volume mari de påmânt poluat cu concentra¡ii mici, umiditate ridicatå ¿i con¡inut mare în argilå. Componentele sistemului sunt relativ simple ¿i u¿or de exploatat: echipament de excavare, utilaje de transport, instala¡ii de sortare, cuptor de uscare ¿i instala¡ie de tratare a gazelor reziduale. Eficien¡a remedierii este aproape de 99%, realizatå, de regulå, într-o perioadå de numai 1 - 3 zile.

b) Tratare biologicå. Bioremedierea ¿i tratarea biologicå a påmântului poluat excavat se realizeazå prin construirea unor ramblee cu înål¡imea de pânå la 1,5 m, care sunt aerate ¿i alimentate cu substan¡e nutritive, pentru accelerarea activitå¡ii microorganismelor. Este folositå pentru compu¿i organici biodegradabili, de tipul hidrocar-burilor aromatice, uleiurilor minerale, carburan¡ilor, în cazul poluårilor de suprafa¡å pe arii extinse. Avantajele utilizårii acestei metode constau în:

− nu are nevoie de între¡inere intensivå;

− asigurå un control mai bun al aerårii, umiditå¡ii ¿i distribu¡iei substan¡elor

nutritive;

− durata tratamentului este relativ scurtå;

− solul tratat poate fi folosit ca umpluturå.

Biodegradarea este influen¡atå puternic de pH, umiditate ¿i temperaturå, astfel cå nu poate fi aplicatå în orice anotimp. De asemenea, nu îndepårteazå decât poluan¡ii degradabili ¿i necesitå sisteme de monitorizare a emisilor. Pot fi trata¡i pe aceastå cale peste 90% din componen¡ii biodegradabili, într-o perioadå de 1-2 ani, func¡ie de omogenitatea poluårii.

141

c) Incinerarea. Se aplicå în cazul compu¿ilor organici, con¡inu¡i la concentra¡ii mari în påmântul poluat. Se realizeazå prin adåugarea unui combustibil suplimentar, pentru între¡inerea combustiei. Metoda este foarte scumpå, realizeazå emisii însemnate de gaze arse care necesitå tratare înaite de a fi evacuate în atmosferå ¿i distruge toatå materia organicå din sol, sterilizându-l.

d) Aspira¡ia vaporilor. Sistemele SVE sunt utilizate, adesea, ¿i pentru remedierea påmântului excavat. Procedeul obi¿nuit constå în a¿ezarea påmântului excavat deasupra uneia sau mai multor conducte din PVC, amplasate într-un strat de pietri¿. Solul excavat este apoi acoperit cu un strat impermeabil pentru a reduce infiltra¡iile ¿i pentru a reduce emisiile de gaze în atmosferå. La punerea în func¡iune a sistemului de aspira¡ie a gazelor din conductele din PVC, racordate la un ventilator, stratul impermeabil este îndepårtat pentru a permite aerului så intre în zona påmântului poluat.

142

6

MONITORIZAREA

POLUÅRII MEDIULUI SUBTERAN

6.1. ELEMENTE GENERALE

Monitorizarea apelor subterane se realizeazå pentru diferite scopuri: evaluarea calitå¡ii apei, monitorizarea mediului ambiental, monitorizarea surselor, realizarea unor studii ¿i cercetåri, etc. ¥n consecin¡å, proiectarea ¿i realizarea pu¡urilor de monitorizare, ca ¿i strategiile folosite în exploatarea lor vor fi adaptate scopului monitorizårii. Spre exemplu, monitorizarea calitå¡ii apei într-o anumitå zonå implicå determinarea parametrilor caracteristici ai apei subterane în toate subdomeniile acviferului, pe perioade lungi de timp, pentru a se putea evalua varia¡ia calitå¡ii ei în raport cu timpul, mai ales când, datoritå folosin¡elor terenului, calitatea apei se modificå lent (v. efectul activitå¡ilor agricole). Monitorizarea calitå¡ii mediului ambiental se realizeazå, de regulå, prin prelevarea de probe de apå din pu¡urile existente pentru alimentarea cu apå. Diversitatea surselor face ca datele ob¡inute prin programul de monitorizare a mediului så nu îndeplineascå rigorile impuse de celelalte tipuri de monitorizare. Cu toate acestea, monitorizarea este importantå pentru cå oferå posibilitatea evaluårii modificårilor calitå¡ii apei, în timp ¿i în spa¡iu ¿i, în consecin¡å, a pericolului asupra sånåtå¡ii popula¡iei. Monitorizarea surselor define¿te ac¡iunea de observare a zonelor de poluare poten¡ialå a apei subterane. ¥n acest caz, pu¡urile de observa¡ie sunt proiectate ¿i amplasate astfel încât så poatå detecta migra¡ia poluan¡ilor specifici în afara unei anumite zone (groapå de de¿euri, sta¡ie de tratare, etc). Proiectarea pu¡urilor de observa¡ie trebuie så ¡inå seamå de condi¡iile hidrogeologice ale acviferului ¿i de chimismul poluan¡ilor. Rezultatele cantita-tive ale analizelor chimice realizate pentru probele prelevate în cazul monitori-zårii surselor sunt foarte importante întrucât de ele depind ac¡iunile ce vor trebui întreprinse pentru limitarea poluårii. Cele mai complicate monitorizåri sunt cele realizate în scopul studiilor de cercetare. Ele sunt necesare pentru sus¡inerea unor concepte dezvoltate teoretic sau pentru în¡elegerea unor mecanisme ale mi¿cårii apei subterane poluate.

143

Scopul ¿i utilitatea datelor de monitorizare trebuie bine analizate ¿i în¡elese înainte de a se trece la proiectarea ¿i realizarea pu¡urilor de monitorizare. La proiectarea pu¡urilor de monitorizare este necesar så se stabileascå urmåtoarele componente (US-EPA, 1990):

− zona de amplasare ¿i numårul pu¡urilor;

− diametrul ¿i lungimea coloanei pu¡ului;

− materialele de construc¡ie folosite pentru componentele de bazå ale

pu¡ului;

− adâncimea ¿i lungimea coloanei perforate;

− tehnicile de realizare ¿i securitatea pu¡ului.

6.2. CARACTERISTICILE PUºURILOR DE OBSERVAºIE

Pu¡urile de observa¡ie sunt cele mai folosite mijloace pentru monitorizarea calitå¡ii apelor subterane, fiind utilizate în acela¿i timp ¿i pentru a determina stratifica¡ia geologicå a zonei. ¥nainte de proiectarea ¿i realizarea unor astfel de pu¡uri este necesar så se stabileascå tipul ¿i caracterul informa¡iilor ce urmeazå a fi ob¡inute prin construc¡ia acestora (Barcelona ¿.a., 1990):

− determinarea cotelor apei subterane;

− determinarea nivelurilor piezometrice în cazul acviferelor sub presiune;

− prelevarea probelor de apå pentru realizarea analizelor chimice;

− prelevarea probelor de NAPL ¿i DNAPL;

− determinarea coeficientului de permeabilitate al stratului acvifer;

− asigurarea accesului instrumentelor geofizice de investiga¡ie;

− prelevarea probelor de gaze din subteran.

Elementele constructive ¿i parametrii de proiectare sunt direct dependen¡i de scopul utilizårii acestor pu¡uri. De exemplu, pu¡urile destinate prelevårii probelor de apå trebuie så aibå diametrul suficient de mare pentru a permite accesul dispozitivelor de colectare. Pe de altå parte, diametrul acestuia nu trebuie så fie prea mare, deoarece apa stagnantå în el va trebui pompatå înainte de fiecare prelevare. Astfel, cu cât este mai mare acest diametru, cu atât va trebui pompatå mai multå apå; aceasta ridicå costul monitorizårii ¿i impune necesitatea de a fi tratatå, astfel încât parametrii ei så se încadreze în limitele standardelor de calitate, înainte de a fi evacuatå într-un emisar.

144

La proiectarea unui pu¡ de observa¡ie vor trebui stabilite urmåtoarele elemente:

− materiale de construc¡ie, diametrul, lungimea, adâncimea pu¡ului; − pozi¡ia, diametrul ¿i lungimea coloanei perforate; − necesitatea filtrului invers; granulozitatea acestui filtru; − metoda ¿i tehnologia de realizare a pu¡urilor; − necesitatea ¿i schema constructivå a tubajului de protec¡ie; − tehnologia de prelevare a probelor de apå.

6.2.1. NUMÅRUL ªI POZIºIA PUºURILOR Una dintre cele mai importante componente ale proiectårii pu¡urilor de observa¡ie, în special pentru investigarea calitå¡ii apei subterane, o reprezintå amplasarea pe orizontalå ¿i verticalå a pu¡ului. Stabilirea amplasamentului pu¡urilor ¿i a numårului acestora sunt strâns legate, fiind determinate de scopul programului de monitorizare. ¥n cele mai multe cazuri, se urmåre¿te determinarea calitå¡ii apei subterane în zona din imediata vecinåtate a unei surse de poluare. La amplasarea pu¡urilor de observa¡ie trebuie så se ¡inå seama de fluctua¡iile sezoniere ¿i anuale, naturale ¿i artificiale, ale nivelului apei subterane, care, uneori, pot atinge valori considerabile. De asemenea, la stabilirea numårului pu¡urilor de observa¡ie ¿i al ampla-samentului acestora trebuie så se aibå în vedere faptul cå, poten¡ial, fiecare pu¡ creeazå condi¡ii pentru formarea cåilor preferen¡iale de migra¡ie a poluan¡ilor ¿i a curentului de apå subteranå. Forajele ¿i pu¡urile realizate într-o primå etapå vor servi la ob¡inerea informa¡iilor despre structura geologicå a acviferului, la determinarea nivelului apei subterane ¿i colectarea probelor de calitate a apei, toate acestea constituindu-se în elemente de bazå pentru stabilirea amplasamentelor viitoarelor pu¡uri. Determinarea nivelului apei subterane este necesarå pentru a compara direc¡ia localå de curgere a apei subterane cu direc¡ia generalå, determinatå prin investiga¡ii regionale. Probele preliminare de calitate a apei servesc la stabilirea amplasamentului pu¡urilor suplimentare de observa¡ie. Astfel de date sunt utile ¿i pentru stabilirea pozi¡iei pe verticalå a punctelor de prelevare, în special în cazul poluan¡ilor de tip DNAPL. Fårå aceste informa¡ii preliminare este foarte dificil så se stabileascå pozi¡ia celei mai poluate zone. Pozi¡ia ¿i numårul pu¡urilor de monitorizare sunt determinate de: carac-teristicile geologice ¿i hidrogeologice ale zonei, caracteristicile sursei de polua-re, proprietå¡ile poluan¡ilor ¿i mårimea zonei investigate. Cu cât geologia ¿i

145

hidrogeologia zonei sunt mai complicate, cu cât poluan¡ii sunt mai complec¿i ¿i cu cât aria investigatå este mai mare, cu atât numårul pu¡urilor va fi mai mare.

6.2.2. DIAMETRUL ªI LUNGIMEA

COLOANEI PERFORATE A PUºURILOR

Pânå nu demult, diametrul pu¡urilor de monitorizare era dependent de mårimea instrumentelor de prelevare a probelor de apå adicå 0,7 m - 1,0 m, egal cu cel al pu¡urilor folosite curent în alimentarea cu apå a micilor gospodårii. Aceastå practicå este acceptabilå în påmânturi foarte permeabile, unde acviferul este capabil så producå volume mari de apå. Dar, având în vedere cå pu¡urile de monitorizare sunt cel mai adesea amplasate la limitele zonelor de mare produc¡ie, pomparea unui volum de apå egal cu al pu¡ului (în condi¡ii statice, necesar împrospåtårii apei din pu¡), poate ridica probleme, dacå pu¡ul are diametrul prea mare (US-EPA, 1990). ¥n figura 6.1 sunt reprezentate diagramele de varia¡ie a volumului de apå pompat pentru golirea unui pu¡ ¿i, respectiv, a timpului necesar pentru aceastå opera¡ie, func¡ie de diametrul coloanei pu¡ului (US-EPA, 1990). Cele douå diagrame pun în eviden¡å faptul cå în condi¡iile unei produc¡ii scåzute a pu¡ului, golirea acestuia în vederea prelevårii unei probe de calitate, necesitå un timp considerabil. Mai mult, în cazul în care apa este poluatå, sunt necesare solu¡ii pentru tratarea apei pompate, înainte de a fi evacuatå într-un emisar, ceea ce ridicå mult costul monitorizårii.

0

10

20

30

40

50

0 25 50 75 100 125Diametru put [mm]

Tim

p go

lire

[min

]

0

100

200

300

400

0 50 100 150 200 250

Diametru put [mm]

Vol

um a

pa/lu

ngim

e [l/

m]

Fig.6.1. Dependen¡a volumului interior al pu¡ului (pe unitatea de lungime a coloanei) ¿i a timpului de golire, func¡ie de diametrul pu¡ului.

146

Astfel, rezultå cå reducerea volumului de apå pompat este necesarå atât pentru criterii de siguran¡å, cât ¿i pentru reducerea costurilor monitorizårii. Din aceastå cauzå, pentru pu¡urile de monitorizare a apelor subterane sunt preferate aståzi diametre de aproximativ 0,30 - 0,35 m. Diametre mai mari sunt justificate în cazul în care aceste pu¡uri vor servi într-o etapå ulterioarå ¿i pentru pomparea apei subterane poluate, în vederea tratårii. De asemenea, în cazul pu¡urilor de monitorizare de mare adâncime pot fi acceptate diametre mai mari pentru coloana pu¡ului. Uneori, pentru prelevarea probelor de apå de la mai multe adâncimi, din acela¿i amplasament într-un singur foraj, pot fi realizate mai multe pu¡uri de monitorizare; astfel de foraje necesitå diametre mai mari pentru a asigura accesul coloanelor pu¡urilor. Caracteristicile hidrogeologice ale acviferului investigat, cât ¿i scopul pentru care se realizeazå pu¡ul de observa¡ie determinå lungimea coloanei perforate ¿i adâncimea de pozi¡ionare. Cele mai importante elemente ce trebuie luate în considerare pentru stabilirea acestor dimensiuni sunt: (a) nivelul apei subterane; (b) cota piezometricå a apei; (c) necesitatea colectårii probelor de apå de la diferite adâncimi; (d) necesitatea detectårii produ¿ilor nemiscibili cu apa, mai grei sau mai u¿ori decât aceasta - LNAPL ¿i DNAPL ; (e) evaluarea dinamicii frontului poluantului etc. Pentru a se determina nivelul apei subterane sau prezen¡a produ¿ilor de tip LNAPL, coloana perforatå a pu¡ului trebuie så ajungå la nivelul probabil al apei subterane, luând în considerare ¿i fluctua¡iile sezoniere ale apei. ¥n plus coloana trebuie så fie suficient de lungå, astfel încât atunci când nivelul apei se gåse¿te la cea mai micå cotå, coloana råmaså sub nivelul apei så permitå prelevarea probelor. Este recomandat ca lungimea coloanei perforate så depå¿eascå cu 1,5 - 2 m nivelul mediu al apei ¿i så coboare cu 1,5 m sub acest nivel, în cazul în care pu¡ul este folosit ¿i pentru måsurarea nivelului apei subterane. Figura 6.2 pune în eviden¡å pozi¡ionarea corectå, respectiv incorectå, a coloanei perforate a pu¡urilor (Fetter, 1993). Pu¡urile de måsurare a nivelurilor piezometrice poartå numele de piezometre. Lungimea coloanei perforate a acestora este mai micå decât în cazul måsurårii nivelului apei subterane. La proiectarea pu¡urilor pentru prelevarea probelor de apå trebuie avutå în vedere posibilitatea varia¡iei pe verticalå a concentra¡iei poluantului. ¥n cazul în care coloana perforatå are lungime mare, probabilitatea de intercep¡ie a frontului poluant este mare, dar în coloana pu¡ului va intra atât apå poluatå, cât ¿i apå curatå din afara frontului. Probele de apå prelevate din astfel de pu¡uri vor indica o concentra¡ie mai micå decât cea a penei poluante, din cauza dilu¡iei.

147

Fig. 6.2. Exemple de amplasare corectå, respectiv incorectå,

a pu¡urilor de monitorizare utilizate ¿i la determinarea nivelului apei.

Fig. 6.3. Scheme de amplasare a pu¡urilor de monitorizare.

148

Migra¡ia poluantului pe verticalå, în interiorul pu¡ului este dificil de prevenit. Solu¡iile constructive de izolare a pu¡urilor unul fa¡å de altul, în interiorul forajului, nu au dat rezultate. Din aceastå cauzå, au fost realizate dispozitive care permit prelevarea probelor de apå dintr-un numår mare de puncte situate la nivele diferite în acela¿i pu¡. Colectarea unor probe nereprezentative pentru nivelul poluårii va avea efecte serioase asupra parametrilor de proiectare a solu¡iilor de remediere. Evitarea unor astfel de inconveniente poate fi fåcutå prin utilizarea mai multor pu¡uri de observa¡ie, amplasate foarte aproape unul de altul, cu coloane perforate la diferite adâncimi. Costul unei astfel de configura¡ii este mai ridicat, nu neapårat din cauza existen¡ei mai multor pu¡uri ci, în special, din cauza numårului mare de analize ce vor trebui realizate ¿i interpretate. Solu¡ia are înså avantajul cå oferå date complete despre calitatea apei. Pentru monitorizarea surselor poten¡iale de poluare a apelor subterane este necesar så se cunoascå stratifica¡ia acviferului, iar coloana perforatå så fie, cu precådere, amplasatå în stratele cele mai permeabile. Monitorizarea poluårilor cu compu¿i de tip DNAPL este mai dificilå decât în cazul altor compu¿i poluan¡i, deoarece direc¡ia de migrare a acestora nu este datå de gradientul hidraulic al apei subterane, ci de dispunerea stratelor geologice cu permeabilitate mai mare. Monitorizarea efectelor solu¡iilor de depoluare implicå alte criterii în alegerea configura¡iei pu¡urilor de observa¡ie. Dacå zona perforatå va fi amplasatå în stratul cu cea mai mare permeabilitate, sub efectul pompårii apa va circula preferen¡ial prin aceste zone ¿i pu¡ul va indica faptul cå acviferul este rapid curå¡at, dar, de fapt, zonele mai pu¡in pemeabile, din imediata lui vecinåtate nu au fost încå depoluate.

6.2.3. COLOANA DE PROTECºIE. COLOANA PERFORATÅ Tubajul de protec¡ie reprezintå piesa de legåturå între suprafa¡a terenului ¿i coloana perforatå, realizat în scopul împiedicårii accesului apei ¿i a påmântului în pu¡ ¿i pentru prevenirea formårii curen¡ilor de apå de la un orizont la altul. Tubajul este construit dintr-o conductå oarbå, al cårei diametru este dependent de adâncimea pu¡ului. Pentru realizarea acestui tubaj sunt folosite o serie de materiale care trebuie sa fie chimic inerte, durabile, rezistente, u¿or de manevrat ¿i ieftine. De asemenea, durata de exploatare a pu¡ului este importantå în alegerea materialului din care sunt confec¡ionate. Cele mai folosite materiale sunt: fluoropolimerii, o¡elul galvanizat, PVC-ul, fibrele de sticlå, polipropilena, o¡elul

149

inoxidabil, mai des folosite fiind o¡elul inoxidabil ¿i PVC-ul, acoperite cu teflon. O¡elul are rezisten¡å mai mare, nu este influen¡at de varia¡iile de temperaturå, dar este mai greu ¿i deci mai dificil de montat. Teflonul este mai fragil ¿i are o rezisten¡å mai micå decât PVC-ul, fiind, totodatå, mai pu¡in durabil. Are greutate mare pe unitatea de lungime, ceea ce limiteazå folosirea sa la adâncimi mari. La alegera materialului pentru tubajul pu¡urilor de observa¡ie trebuie luate în considerare ¿i reac¡iile chimice posibile între acest material ¿i apa subteranå. Ideal este ca aceste materiale så nu con¡inå componen¡i care så se dizolve în apå ¿i nici så nu adsoarbå substan¡ele chimice din apå. Accesul apei în pu¡ se face prin orificiile sau fantele coloanei perforate, dimensionate astfel încât så nu permitå antrenarea particulelor solide din structura mediului poros în interiorul pu¡ului. ¥n general, diametrul coloanei perforate este egal cu cel al coloanei oarbe la care este legatå. ¥n mod normal coloana perforatå este confec¡ionatå din acela¿i material ca ¿i tubajul de protec¡ie, fiind valabile, ¿i în acest caz, considerentele prezentate pentru tubaj. Materialele cel mai des utilizate pentru coloana perforatå a pu¡urilor de observa¡ie sunt PVC-ul ¿i fluoropolimerii, pentru care se practicå deschideri sub formå de fante. Mårimea fantelor sau a orificiilor sitei trebuie så fie riguros dimensionatå, de regulå fiind utilizatå o gamå largå de valori variind între 1,5 mm ¿i 30 mm.

6.2.4. FILTRUL PUºULUI ¥n multe cazuri, se utilizeazå pu¡uri formate natural, adicå pu¡uri la care coloana perforatå este amplasatå direct în sedimentele naturale. Acest tip poate fi utilizat în cazul sedimentelor nisipoase cu con¡inut scåzut de argilå ¿i loess. Primele pompåri dintr-un astfel de pu¡ vor produce o apå încårcatå cu particule fine antrenate de curentul de apå, dar va deveni rapid curatå dupå ce particulele fine din jurul pu¡ului au fost îndepårtate prin procesul denumit formarea pu¡ului (Fetter, 1993). Alegerea dimensiunilor fantelor coloanei perforate este foarte importantå ¿i este dependentå de curba granulometricå a sedimentelor din jurul pu¡ului. Comparativ cu pu¡urile de pompare, pu¡urile de observa¡ie trebuie så re¡inå o cantitate mai mare din sedimentele forma¡iunilor naturale, având în vedere cå pomparea lor este mai dificilå. Pentru acviferele formate din nisip ¿i pietri¿, cu con¡inut scåzut în partea finå, dimensionarea fantelor este relativ simplå. ¥n cazul påmânturilor coezive care con¡in argilå, este necesar så se foloseascå un filtru artificial în jurul coloanei perforate; rolul acestuia este de a stabiliza forma¡iunea geologicå naturalå ¿i de a nu permite transportul

150

particulelor fine în interiorul pu¡ului. Dimensionarea sa se face dupå criteriile utilizate la lucrårile hidrotehnice.

6.2.5. PUNEREA ¥N FUNCºIUNE A PUºULUI ¥n timpul forårii pu¡urilor de observa¡ie stratul acvifer din vecinåtate se colmateazå, ceea ce determinå reducerea coeficientului de permeabilitate ¿i a capacitå¡ii de produc¡ie a stratului acvifer. Astfel, este necesar så se decolmateze acest strat, pentru a facilita intrarea apei în pu¡ ¿i pentru recuperarea materialului fin rezultat, mai ales în cazul stratelor acvifere cu produc¡ie reduså. La punerea în func¡iune a pu¡urilor de monitorizare trebuie så se asigure, de asemenea, îndepårtarea particulelor solide aflate în suspensie în apa din pu¡. Acest lucru este necesar, în special, în cazul în care probele de apå prelevate servesc la determinarea ionilor de metale sau a altor constituen¡i anorganici care impun filtrarea acestor probe. Dacå suspensiile nu sunt îndepårtate din apå prin filtrare vor colmata filtrele chimice, alterând calitatea analizelor chimice. Pentru punerea în func¡iune a pu¡urilor sunt utilizate mai multe metode, diferen¡iate prin utilajele ¿i echipamentele folosite, în principiu toate bazându-se pe acela¿i mecanism: crearea unui curent fluid în afara ¿i în interiorul pu¡ului, care va sparge stratul colmatat ¿i va introduce materialul fin în pu¡, de unde, apoi, este pompat la suprafa¡å. Prin aceste procedee se realizeazå, în acela¿i timp, spålarea materialului fin natural din stratul acvifer, ajutând astfel la formarea filtrului invers de pietri¿ din jurul pu¡ului. La început, pentru pu¡urile de diametru mic, cea mai folositå metodå consta în realizarea unei mi¿cårii rapide pe verticalå, în sus ¿i în jos, a unei linguri de foraj, care punea în mi¿care apa din pu¡, fåcând-o så intre ¿i så iaså din stratul acvifer adiacent pu¡ului. Materialul fin din forma¡iunea geologicå era antrenat ¿i depus în forajul pu¡ului de unde putea fi apoi recuperat. Func¡ie de adâncimea apei în pu¡, de lungimea coloanei perforate ¿i de volumul de apå dislocat de lingura de foraj, aceastå metodå nu este totdeauna eficientå. O îmbunåtå¡ire a acestei metode este aduså prin folosirea unui plonjor în locul lingurii de forare. Acesta reprezintå un bloc pulsator care este introdus ¿i scos cu vitezå din apa din pu¡, transferând energia sa apei din vecinåtatea pu¡ului. Blocul pulsator are capacitatea de a pune în mi¿care volume mai mari de apå cu viteze mai mari. Manevrarea sa trebuie så se facå cu precau¡ie, deoarece poate deteriora coloana perforatå a pu¡ului, dacå sec¡iunea sa transversalå este apropiatå de cea a pu¡ului. ¥n acviferele productive, suprapomparea este cea mai folositå metodå pentru definitivarea ¿i punerea în func¡iune a pu¡ului. Aceastå opera¡ie constå în pom-parea alternativå a apei din pu¡, pornit-oprit, la debite mari, mai mari decât

151

debitul capabil al pu¡ului. Suprapomparea nu ac¡ioneazå înså asupra stratelor fine naturale din compozi¡ia acviferului, liniile de curent tinzând så ocoleascå aceste zone, limitând transportul materialului fin în pu¡ ¿i, desigur, eficien¡a metodei. Injectarea aerului sub presiune în stratul acvifer, cu ajutorul unor ajutaje montate la limita coloanei perforate, în interiorul pu¡ului, este, de asemenea, o metodå des folositå. Aerul pompat ac¡ioneazå energic asupra stratului acvifer din vecinåtatea pu¡ului, antrenând totodatå apa spre suprafa¡a terenului. Metoda are efecte negative în situa¡iile în care la suprafa¡a apei subterane se gåsesc produ¿i poluan¡i de tip LNAPL, care prin volatilizare sunt antrena¡i la suprafa¡å de curentul de aer, mårind astfel aria zonei poluate. De asemenea, aerul poate determina declan¿area unor reac¡ii chimice cu compu¿ii prezen¡i în apå, în special cu componen¡ii volatili. Trebuie avut grijå ca filtrul pu¡ului så nu se polueze cu ulei sau al¡i lubrifian¡i folosi¡i la compresorul de aer. Punerea în func¡iune a pu¡urilor în strate geologice cu permeabilitate scåzutå este dificilå. Debitele de apå ce pot fi pompate sunt mici ¿i astfel mi¿carea induså apei este reduså, ritmul de intrare a apei din acvifer este inadecvat ¿i eficien¡a antrenårii particulelor fine, care colmateazå acviferul din vecinåtatea pu¡ului, este foarte reduså.

6.2.6. PROTECºIA PUºULUI

La partea superioarå a forajului, spa¡iul circular dintre coloana oarbå ¿i peretele forajului se etan¿eazå pentru a preveni intrarea apelor de suprafa¡å în pu¡. Etan¿area se realizeazå, de regulå, cu materiale cu permeabilitate reduså ¿i care pot asigura o bunå legåturå între pu¡ ¿i forma¡iunea geologicå naturalå: bentonitå simplå, nisip amestecat cu bentonitå, ciment cu bentonitå, mortar de ciment cu adaos de aditivi de bentonitå. Noroiul de bentonitå granularå este un amestec de bentonitå praf ¿i bentonitå granularå. Mortarul de bentonitå ¿i ciment este un amestec de bentonitå praf ¿i ciment Portland. Apa utilizatå pentru aceste amestecuri trebuie så provinå dintr-o surså curatå cunoscutå ca nepoluatå, fårå produse petroliere. La realizarea etan¿årii pu¡ului trebuie avut în vedere cå materialele folosite pot afecta calitatea apei subterane. Din aceastå cauzå, se recomandå ca deasupra filtrului invers så se a¿eze un strat de nisip fin cu grosimea de aproximativ 0,6 m, care så facå trecerea la materialul de etan¿are, izolând astfel apa ce intrå în pu¡, de acest material. Protec¡ia fizicå a pu¡urilor de observa¡ie se realizeazå în scopul evitårii distrugerii lor accidentale sau inten¡ionate. ¥n figura 6.4. se prezintå schema constructivå a unui sistem de protec¡ie a pu¡urilor, amplasate în teren neamenajat (US-EPA, 1990).

152

Fig. 6.4. Scheme de protec¡ie a pu¡urilor de observa¡ie.

Diametrul interior al coloanei de protec¡ie trebuie så fie suficient de mare, astfel încât så permitå efectuarea opera¡iilor de între¡inere ¿i exploatare a pu¡urilor. Uneori, este recomandat ca în jurul pu¡urilor så se prevadå un tub de drenaj pentru a preveni acumularea apelor ¿i înghe¡ul acestora în spa¡iul dintre carcasa protectoare ¿i colona pu¡ului. ¥n cazul în care nu este posibil ca pu¡ul, prin coloana sa de protec¡ie, så depå¿eascå cota terenului (spre exemplu, în interiorul sta¡ilor de distribu¡ie a carburan¡ilor), coloana de protec¡ie se înlocuie¿te cu un capac de protec¡ie. ¥n acest caz, amplasarea pu¡urilor trebuie så evite zonele de acumulare a apelor de precipita¡ii, astfel încât acestea så nu poatå intra în pu¡ ¿i deci în acvifer. Este necesar ca aceste capace de protec¡ie så fie marcate clar ¿i distinct, pentru a se evita orice fel de confuzii ¿i descårcåri accidentale de lichide în interiorul pu¡urilor. ¥n orice caz, pu¡ul trebuie så fie astfel marcat încât så poatå fi u¿or vizualizat ¿i identificat, chiar ¿i atunci când este amplasat în terenuri naturale. Se va marca distinct, eventual cu stegule¡e, astfel ca så nu fie umbrit de cre¿terea ierbii ¿i a arbu¿tilor sau så nu fie acoperit de depunerile de zåpadå. Partea exterioarå se vopse¿te în culori strålucitoare, portocaliu sau galben, care pot fi u¿or våzute de la distan¡å. Opera¡ia de vopsire trebuie executatå cu multå precau¡ie, pentru a nu polua cu vopsea probele de apå.

153

Toate pu¡urile de monitorizare vor fi riguros localizate pe hår¡i detaliate, care vor cuprinde numerele de identificare ale pu¡urilor, iar în tabele anexå se vor preciza datele de caracterizare ale acestora. Personalul care exploateazå aceste pu¡uri va fi instruit asupra importan¡ei monitorizårii ¿i a necesitå¡ii men¡inerii integralitå¡ii pu¡urilor. O måsurå pentru reducerea riscului de deteriorare a pu¡urilor constå în avizarea, informarea ¿i avertizarea publicului din zonå asupra necesitå¡ii ¿i utilitå¡ii monitorizårii.

6.3. MONITORIZAREA GAZELOR DIN SUBTERAN

Compu¿ii organici volatili pot degaja gaze în mediul subteran care vor ocupa zona nesaturatå. Monitorizarea gazelor din mediul subteran se face pentru a se determina amploarea zonei poluate, extinderea acesteia, tipul ¿i calitatea poluan¡ilor. Prezen¡a compu¿ilor chimici în stare gazoaså în mediul subteran nesaturat este un indicator al existen¡ei compu¿ilor poluan¡i care plutesc la suprafa¡a apei subterane. ¥n anumite condi¡ii, prin monitorizarea gazelor din mediul subteran, informa¡iile asupra gradului de poluare a subsolului ¿i apei subterane sunt ob¡inute mai repede ¿i la costuri mai reduse decât prin utilizarea metodelor de investiga¡ie directå a apei subterane. Pentru controlul gazelor din subteran sunt utilizate trei cåi: (1) prelevarea probelor de sol; (2) aspira¡ia gazelor prin metode ¿i instala¡ii speciale ¿i (3) folosirea unor instala¡ii de colectare pasivå a gazelor din subteran. Prelevarea probelor de sol se face u¿or, uneori direct cu dispozitivul de forare. Dupå prelevare, probele sunt puse în ni¿te flacoane, substan¡ele organice volatile fiind måsurate la partea superioarå a acestora. Este greu de apreciat viteza cu care se vor volatiliza aceste substan¡e, dar este evident cå, în acest caz, concentra¡ia måsuratå va fi mai micå decât cea naturalå. ¥n påmânturile nisipoase monitorizarea gazelor se poate face prin introducerea dinamicå a unui tub în påmânt, racordarea acestuia la o instala¡ie de vacuum ¿i aspira¡ia, pe aceastå cale, a gazului din spa¡iile libere ale mediului poros. Gazul din probe poate fi adsorbit pe cårbune activ ¿i analizat apoi în laborator. Controlul pasiv al prezen¡ei gazelor în subteran se realizeazå cu ajutorul unor substan¡e adsorbante amplasate în påmânt. Pentru aceasta se realizeazå foraje de micå adâncime în zona nesaturatå, în care se pune cårbune activ, cårbune organic sau alte substan¡e adsorbante. Partea superioarå a forajului este închiså pentru o perioadå datå de timp. La deschiderea forajului, substan¡a adsorbantå este scoaså afarå, închiså într-un container ¿i analizatå în laborator.

154

Monitorizarea gazelor din subteran în scopul depistårii penei poluante a apei subterane oferå bune rezultate în zonele în care aria poluatå este alcåtuitå din påmânturi granulare uscate ¿i la care adâncimea apei nu este prea mare. Este greu de stabilit o corela¡ie între concentra¡ia gazului din sol ¿i cea a poluantului din apa subteranå. Rezultatele måsuråtorilor asupra gazelor din subteran sunt influen¡ate de tehnica de prelevare a probelor ¿i de permeabilitatea la aer a solului. Dacå în apa subteranå se vor gåsi mai mul¡i poluan¡i, ei se descompun în gaz, conform constantei proprii a legii Henry. Compusul organic cu cea mai mare concentra¡ie în fazå gazoaså poate avea cea mai mare valoare a constantei legii Henry, dar poate så nu aibå cea mai mare concentra¡ie în apa subteranå. O aten¡ie specialå trebuie acordatå interpretårii datelor ob¡inute din måsuråtorile de teren, rezultatele trebuind supuse unei riguroase sortåri, de cele mai multe ori acestea având numai un caracter calitativ.

6.4. PRELEVAREA PROBELOR DE APÅ

Prelevarea probelor de apå se face dupå un program stabilit în conformitate cu strategia monitorizårii, cu amploarea informa¡iilor necesare ¿i cu hidrogeologia zonei. Mediul subteran nu este la fel de u¿or accesibil ca mediul suprateran, astfel cå prelevarea probelor de apå ¿i sol se face prin perturbarea condi¡iilor naturale ale acestuia. Pe de altå parte, mediul subteran influen¡eazå mobilitatea ¿i persisten¡a substan¡elor chimice, ca ¿i transformarea componen-¡ilor originali ai amestecurilor poluante. ¥n orice ac¡iune de monitorizare, este important a se asigura prelevarea acelor probe ce pot fi considerate reprezentative pentru caracterizarea condi¡iilor hidrogeologice ¿i geochimice ale mediului subteran poluat. Reprezentativitatea probelor este legatå nemijlocit de locul ¿i periodicitatea prelevårilor, pe de o parte ¿i de constituen¡ii chimici ce vor fi analiza¡i, pe de altå parte. Probele reprezentative de apå sunt definite ca fiind acele probe care asigurå o perturbare minimå a mediului subteran ¿i permit determinarea constituen¡ilor de interes la un nivel certitudine ¿i precizie predeterminat. Analiza chimismului apei subterane trebuie så ¡inå seama de caracteristicile chimice ini¡iale ale acesteia, pe acestå bazå stabilindu-se apoi compu¿ii probabili ce vor fi analiza¡i. Importan¡a acestui deziderat este datå de faptul cå interferen¡a substan¡elor chimice în mediul subteran poate masca prezen¡a ¿i mai ales nivelul concentra¡iilor la care se gåse¿te un anume poluant. ¥n stabilirea amplasamentului punctelor de prelevare trebuie pornit de la conceptul cå aceastå ac¡iune poate fi etapizatå în timp, re¡eua de monitorizare fiind extinså sau restrânså, func¡ie de evolu¡ia parametrilor deja monitoriza¡i. Metodele geofizice pot fi folosite în determinarea pozi¡iei optime a pu¡urilor de monitorizare, respectiv a punctelor de prelevare a probelor. Se urmåre¿te ca

155

punctele de prelevare så îndeplineascå urmåtoarele deziderate: (a) så fie durabile; (b) så fie inerte fa¡å de constituen¡ii chimici de interes; (c) så asigure evacuarea apei stagnante; (d) så asigure suficientå apå, conform normelor de analizå; (e) så producå perturbåri minime subteranului; (f) så permitå evaluarea caracteristicilor hidrogeologice ale acviferului. Prelevarea probelor de apå dintr-un pu¡ de monitorizare trebuie så fie precedatå de evacuarea (purjarea) volumului de apå stagnantå din sec¡iunea pu¡ului. Stabilirea numårului de volume de apå ce trebuie purjate dintr-un pu¡ înainte de prelevarea probelor, depinde de caracteristicile hidrogeologice ale acviferului, de parametrii constructivi ai pu¡ului, de debitul de pompare ¿i de metodologia de prelevare. Este important de ¿tiut cå apa care råmâne în sec¡iunea pu¡ului mai mult de 2 ore interac¡ioneazå cu materialele din componentele constructive ale pu¡ului ¿i poate realiza schimburi de gaze cu atmosfera. ¥n aceste condi¡ii, apa stragnatå în pu¡ nu este reprezentativå pentru apa stratului acvifer. Este evident cå prelevarea probelor de apå induce adesea erori care pot fi minimizate dacå este bine cunoscutå originea lor ¿i etapele în care pot så aparå. ¥n tabelul 6.1 sunt prezentate, schematic, etapele monitorizårii în care pot apare aceste erori ¿i, de asemenea, sursele lor (US-EPA, 1991a).

Tabelul 6.1

Etapele ¿i sursele erorilor în colectarea probelor de apå subteranå

Etape Sursa erorilor

Stabilirea punctelor de prelevare

Construc¡ia incorectå a pu¡urilor, amplasament necorespunzåtor, materiale de construc¡ie improprii.

Måsuråtori în teren Func¡ionarea defectuoaså a aparaturii de måsurå; erori de operare.

Colectarea probelor Erori ale mecanismului de prelevare, erori de operare.

Predarea/transferul probelor Expunerea ¿i oxigenarea probelor, degajarea gazelor; erori ale mecanismului de predare.

Probe martor/etalon Erori de operare; influen¡e perturbatoare ale echipamentelor.

Determinåri in situ Func¡ionarea defectuoaså a aparaturii de måsurare, erori de operare, condi¡ii specifice mediului.

Stocarea/conservarea probelor

Influen¡a perturbatoare a containerelor, erori de marcare ¿i manipulare.

Transport Pierderea probelor, întârzierea predårii lor.

156

Controlul riguros al erorilor este necesar pentru fiecare etapå a procesului de monitorizare. Evaluarea corectå a acestora ¿i mai ales depistarea operativå asigurå prelevarea unor probe reprezentative, de înaltå calitate. ¥n acest fel, monitorizarea poate fi consideratå eficientå.

6.5. MECANISME ªI MATERIALE DE PRELEVARE

O primå cerin¡å impuså materialelor folosite în prelevarea probelor este ca acestea så fie durabile ¿i inerte fa¡å de proprietå¡ile chimice ale probelor sau ale subteranului, astfel ca nici un poluant så nu fie eliminat din aceste probe. Se asigurå astfel eliminarea unei categorii de erori greu de depistat ¿i asupra cåreia ar fi imposibil de intervenit. Datoritå perioadei lungi de exploatare a pu¡urilor, materialele ce intrå în compozi¡ia elementelor lor constructive trebuie så fie durabile ¿i inerte chimic. Deoarece înlocuirea elementelor unor componente ale sistemului de monitorizare este foarte dificilå sau chiar imposibilå, se impune ca de la început materialele din care sunt realizate acestea så fie atent alese. ¥n tabelul 6.2 sunt prezentate câteva tipuri de materiale utilizate în confec¡ionarea echipamentelor ¿i instala¡iilor de monitorizare, cu recomandarea domeniilor în care pot fi aplicate (US-EPA, 1991a).

Tabelul 6.2

Materiale folosite în ativitatea de monitorizare

Materiale Domenii de utilizare

Teflon (politetrafluoretilenå) Recomandat pentru majoritatea lucrårilor de monitorizare, în special pentru echipamentele de analizå chimicå a compu¿ilor organici; introduce erori minime ¿i nu modificå compozi¡ia probelor; este u¿or de curå¡at, prevenind astfel poluarea parazitå.

Polipropilenå; Polietilenå Recomandat pentru solu¡iile corozive ¿i puternic dizolvante de substan¡e solide; introduce erori minime în rezultatele analizelor chimice, mai mici decât PVC-ul sau alte materiale flexibile, cu excep¡ia teflonului.

PVC (flexibil). Nu este recomandat pentru dispozitivele de anali-zå chimicå ale compu¿ilor organici; plastifian¡ii ¿i stabilizan¡ii din compozi¡ia sa trasferå un procent important din masa lor, atâta timp cât ramâne flexibil; sunt posibile influen¡e perturbatoare asupra unor categorii importante de poluan¡i.

157


Silicon; Neopren. Materiale elastomere flexibile, folosite, în special, pentru confec¡ionarea garniturilor, inelelor sau la îmbinarea tuburilor. Performan¡ele sunt depen-dente de tipul solicitårilor chimice sau de altå naturå. Recomandat numai când nu sunt dispo-nibile alte materiale.

¥n multe cazuri practice este imposibil ca încå din faza de proiectare så se prevadå cu precizie care sunt cele mai bune materiale ce pot fi folosite pentru diversele componente ale sistemului de monitorizare: coloana pu¡ului, tipul pompei, elementele de etan¿are, etc. Cerin¡ele de bazå pentru toate aceste componente råmân durabilitatea, rezisten¡a ¿i nonreac¡ia cu constituen¡ii mediului subteran. Este important de re¡inut cå unele din aceste componente sunt u¿or de înlocuit în timpul exploatårii re¡elei de monitorizare, pentru altele acest lucru fiind aproape imposibil. ¥n tabelul 6.3 sunt sintetizate etapele principale ale programului de prelevare a probelor din sistemul de monitorizare, specificându-se scopul ¿i rolul fiecåreia.

Tabelul 6.3

Etapele generale ale prelevårii probelor de apå

Etape Scop Recomandåri

Masuråtori hidraulice

Stabilirea nivelului ini¡ial al apei subterane.

Måsurarea nivelului apei (± 0,3 cm).

Purjarea pu¡ului Evacuarea apei stagnante, care ar putea induce erori în ob¡inerea probelor reprezentative. Elimi-narea poluårii parazite.

Pomparea apei din pu¡ pânå ce parametrii måsura¡i (pH, Eh, debit, temperaturå etc) se stabilizeazå la ± 10% pentru douå volume de pu¡, succesiv pompate.

Colectarea probelor Colectarea probelor din pu¡ sau de la suprafa¡a terenului, cu perturbarea minimå a chimis-mului acestora.

¥n cazul prezen¡ei compu¿ilor volatili, de-bitul pompat va fi men-¡inut cât mai redus (≈ 100 ml/min).

158


Filtrare/Conservare Filtrarea permite determinarea constituen¡ilor solubili, fiind, totodatå, o formå de conservare. Trebuie fåcutå în teren, cât mai curând posibil dupå prelevare.

Se filtreazå: cationii ¿i anionii anorganici; metale marcate. Nu se filtreazå: probele care con¡in TOC, TOX, VOC ¿i al¡i compu¿i.

Determinåri în teren Analiza în teren a probelor permite evitarea erorilor în determinarea constituen¡ilor, pa-rametrilor care nu pot fi bine conserva¡i (gaze, pH, alcali-nitate).

Probele pentru deter-minarea gazelor, alcali-nitå¡ii, aciditå¡ii sau a pH-ului trebuie anali-zate în teren, dacå este posibil.

Probe martor/etalon Aceste probe martor ¿i etalon vor permite corec¡ia rezultatelor analizelor chimice pentru modi-ficårile care se pot produce dupå colectare: conservare, stocare, transport.

Cel pu¡in o probå martor ¿i una etalon vor trebui realizate, în teren, în fiecare zi de prelevare.

Stocarea/Transportul Protejarea ¿i, eventual, råcirea probelor pentru a minimiza alterarea compozi¡iei chimice înainte de a fi analizate.

Se va ¡ine seamå de perioada maxim accep-tatå de påstrare a probe-lor; se va asigura inte-gritatea probelor.

Pentru asigurarea utilitå¡ii maxime a ac¡iunilor de colectare a probelor ¿i a datelor rezultate, este esen¡ialå cunoa¿terea programului de prelevare, a¿a cum s-a desfå¿urat el în teren. Sunt câteva date ce trebuie înregistrate cu precådere, în teren, încå, în perioada prelevårii probelor: (1) nivelul apei subterane înainte de prelevarea probelor; (2) volumul ¿i debitul purjårii apei din pu¡ înainte de prelevare; (3) colectarea propriu ziså a probelor, incluzând måsuråtorile în timpul purjårii pu¡ului, modalitå¡ile de conservare ¿i manipulare a probelor. Colectarea probelor de apå poate fi fåcutå dupå ce opera¡ia de purjare a pu¡ului indicå stabilizarea parametrilor caracteristici ai acesteia, printre care trebuie considera¡i în mod special pH-ul, Eh-ul ¿i temperatura. ¥n practicå stabilizarea se considerå realizatå dacå pentru douå volume de pu¡, succesiv pompate, parametrii men¡iona¡i, dar ¿i o serie de alte caracteristici ale apei, variazå în limitele a ± 10%. Colectarea începe cu probele pentru determinarea concentra¡iei compu¿ilor organici volatili ¿i pentru acei constituen¡i care necesitå filtrare ¿i determinåri în teren. Sunt colectate apoi volume mai mari de apå pentru determinarea în laborator a compu¿ilor organici extractibili, a

159

metalelor dizolvate ¿i a altor compu¿i. Ordinea în care se colecteazå probele pentru diferitele tipuri de substan¡e chimice analizate trebuie hotårâtå func¡ie de sensibilitatea la manipulare, cele mai sensibile fiind colectate primele. Este recomandabil ca probele prelevate pentru determinarea TOC, TOX sau a altor compu¿i organici så nu fie filtrate, deoarece manevrarea prelungitå conduce la pierderea unor constituen¡i importan¡i. ¥n astfel de circumstan¡e, este preferabilå decantarea probelor, în locul filtrårii. Probele care con¡in mai mul¡i constituen¡i ¿i care au fost depozitate perioade lungi pot pierde din calitate. De multe ori, este mai eficient så se realizeze determinåri rapide în teren (ca de exemplu, alcalinitatea, pH, sulfuri, nitra¡i, fier feror sau amoniu), decât så se conserve probele perioade lungi ¿i apoi så se analizeze în laborator. O etapå importantå, ce adesea este neglijatå, în colectarea probelor o constituie transportul ¿i stocarea acestora. Transportul trebuie astfel fåcut încât så nu depå¿eascå timpul de înmagazinare admis. Colectarea probelor de apå din subteran este inevitabil mai dificilå decât prelevarea probelor de aer sau a probelor de apå de la suprafa¡å, în special, din cauza perturbårilor determinate de realizarea forajelor pentru pu¡uri ¿i din cauza inaccesibilitå¡ii zonei de prelevare. Prelevarea probelor reprezentative necesitå reducerea la minim a perturbårilor cauzate mediului subteran. Regulamentul de prelevare a probelor este determinat de cadrul hidrogeologic al zonei ¿i de gradul de detaliere impus prin programul de monitorizare. Controlul calitå¡ii apelor subterane începe prin evaluarea parametrilor hidraulici ai punctelor de måsurare ¿i stabilirea echipamentelor ¿i mecanismelor de purjare ¿i colectare a probelor. Realizarea unor programe automate de formare a bazelor de date ob¡inute prin monitorizare, cât ¿i evaluarea modificårilor în timp ¿i spa¡iu a parametrilor de interes, consituie faza finalå în asigurarea succesului monitorizårii.

160

BIBLIOGRAFIE 1. Appelo, D. Aj. ¿i D. Postma, Geochemistry, Groundwater and Pollution, Balkema,

Rotterdam, 1994. 2. Backer, J. F. ¿i J. T. Wilson, Narural bilogical attenuation of aromatic

hydrocarbons under anaerobic conditions. Proceeedings of The Sunsurface Resoration Conference, Dallas, Texas, 1992.

3. Barcelona, M. ¿.a., Contamination of Groundwater. Prevention, Assessment,

Restoration, Noyes Data Corporation, Park Ridge, New Jersey, 1990. 4. Bear, J., Dynamics of fluids in porous media. American Elsevier Publishing

Company, New York, 1972. 5. Bear, J., Hydraulics of groundwater, McGraw-Hill, New York, 1979.

6. Beckett, G. D. ¿i D. Huntley, Characterisation of flow Parameters Controlling Soil Vapor Extraction. Groundwater, vol. 32, no. 2, 1994.

7. Bedient, Ph. ¿.a., Groundwater Contamination. Transport and Remediation,

Prentice Hall, New Jersey, 1994. 8. Bica, I., A. Farber ¿i C. Betz, Experimental Cleanup of Kerosene using Steam

Injection. 1D-Column Experiment. University of Stuttgart, 1995. 9. Bica, I., A. Farber ¿i C. Betz, Laboratory studies of naphthalene recovery by steam

injection. University of Stuttgart, 1996. 10. Bica, I., Analiza limitelor folosirii pompårii în decontaminarea acviferelor.

Hidrotehnica, nr. 7, vol. 42, pp. 13-17, Bucure¿ti, 1997. 11. Bica, I. ¿i V. D. Mocanu, Complexitatea decontaminårii resurselor de apå

subteranå, Simpozionul Na¡ional: Reducerea pierderilor energetice ¿i a consumurilor de apå în sistemele de alimentare cu apå, CNPDAR, Bucure¿ti, 1997.

12. Bica, I., Evaluarea calitativå a factorilor care limiteazå decontaminarea apelor

subterane, Simpozionul Na¡ional: Måsuri non-structurale în gospodårirea apelor, Editura *H*G*A*, Bucure¿ti, 1997.

161

13. Breckenridge, R. P. ¿i A. B. Crockett, Determination of Background Concentrations of Inorganics in Soils and Sediments at Hazardous Waste Sites, US Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, EPA/540/5-96/500, 1995.

14. Brown, R., Air Sparging: A Primer for Application and Design. Groundwater

Technology, Inc., Trenton, 1992. 15. CGWCA, Alternatives for Groundwater Cleanup. Committee on Groundwater

Cleanup Alternatives, Water Science and Technology Board, Board on Radioactive Waste Management, Commission on Geosciences, Environment and Resources. National Academy Press, Washington DC, 1994.

16. Cherry, A. J., Developing rational goals for in situ remedial technologies.

Subsurface Restoration Conference, Dalas, USA, 1992. 17. Cherry, A. J., The Role of the Borden Field Site in Technology Development and

Assessment, VEGAS Symposium, Universitat Stuttgart, 1995. 18. Chouke, R. L., ¿.a., The instability of slow, viscous liquid-liquid displacements in

permeable media transactions, American Institute of Mining Engineers, v. 216, pp. 188-194, 1959.

19. Cirpka, O., G. Bisch ¿i H. Kobus, Dechlorination in an artificial anaerobic

aquifer - flow and transport studies. Symposium: In Situ Subsurface Remediation: Research and Strategies. Universitat Stuttgart, 1995.

20. Cohen, N. M. ¿.a., Guidance for conducting remedial investigations and feasibility

studies under CERCLA, Washington DC, US-EPA, 1993. 21. Damke, A. ¿i W. Wust, Development and improvement of permeable in-situ

treatment walls. Symposium: In Situ Subsurface Remediation: Research and Strategies. Universitat Stuttgart, 1995.

22. Danko, J., Applicability and Limitations of Soil Vapor Extraction Systems for In

Situ Removal of Volatile Organic Comopunds. Soil Vapor Extraction Technology Workshop on Soil Vacuum Extraction, US-EPA, New Jersey, 1989.

23. DePaoli, D. W. ¿.a., Performance of In Situ Soil Venting System at Jet Fuel Spill

Site. Soil Vapor Extraction Technology Workshop on Soil Vacuum Extraction, US-EPA, New Jersey, 1989.

24. Deutsch, M., Incidents of chromium contamination of Michigan. Proceedings of

the 1961 Symposium, Cincinnati, Ohio, PB-214895, 1961.

162

25. Devlin, J. F. ¿i J. F. Barker, A semipassive nutrient injection scheme for enhanced in situ Bioremediation, Ground Water, v. 32, no. 3, pp. 374-379, 1994.

26. Dempsey, B. A., ¿.a., Surface ionisation and complexation at the oxide/water

interface: I. Computation of electrical double layer properties in simple electrolytes, Journal of Colloid and Interface Science, v. 63, no. 3, pp 480-499, 1978.

27. Dottridge, J. ¿.a., Groundwater pollution. A short course given in Bucharest,

University of London - Universitatea Bucure¿ti, 1993. 28. Dragun, J., The soil chemistry of hazardous materials. Silver springs MD:

Hazardous Materials Control Research Institute, 1988. 29. Drever, J. I., The geochemistry of natural waters, Prentice-Hall, Englewood Cliffs,

NJ, 1982. 30. Engelmann, W. H., Ultrasound Examined for In Situ Monitoring. Groundwater

Curents, Solid Waste and Emergency Response, EPA-542-N-95-002, 1995. 31. Evans, D. W., ¿.a., Reversible ion-exchange of caesium-137 leading to

mobilisation from reservoir sediments, Geochemica et Cosmochimica Acta, v.47, no. 11, pp. 1041-1049, 1983.

32. Falta, R. W., ¿.a., Numerical modelling of steam injection for the removal of NAPL

from the subsurface. Water Resources Research, vol. 28, 1992. 33. Farber, A., Grundwasserhydraulik. IWS, Universitat Stuttgart, 1993. 34. Farber, A., G. Betz, V. Kaleris, H. Kobus ¿i A. Weber, Thermally enhanced soil

vapor extraction. Experimental setup, results and modellig. Symposium: In Situ Subsurface Remediation: Research and Strategies. Universitat Stuttgart, 1995.

35. Feenstra, S. ¿i J. A. Cherry, Dense organic solvents in groundwater: an

introduction, Dense Chlorinated Solvents in Groundwater. Progress Report, no. 083985, Institute for Groundwater Research, University of Waterloo, 1987.

36. Fetter, C. W., Contaminant Hydrogeology, Macmillan Publishing Company, New

York, 1993. 37. Focht, R. ¿.a., Field Application of Reactive Iron Walls for In-Situ Degradation of

Volatile Organic Compounds in Groundwater. The Journal of Environmental Cleanup Costs, Technologies and Techniques, 1996.

163

38. Fountain, C. J., Surfactant Flushing of Groundwater Removes DNAPLs. Groundwater Currents, Solid Waste and Emergency response, EPA/542/N-92/006, 1992.

39. Freeze, R. A. ¿i J. A. Cherry, Groundwater, Prentice-Hall, Englewood Cliffs, New

Jersey, 1979. 40. Gilham, R. W. ¿i J. A. Cherry, Contaminant migration in saturated

unconsolidated geologic deposits, Recent Trends in Hydrogeology, Paper 189, pp 31-62, Boulder CO, 1982.

41. Gilham, R. W., In situ treatment of Groundwater: Metal enhanced degradation of

chlorinated organic contaminants, Advanced in Groundwater Protection, Control and Remediation, pp. 249-274, Netherlands, 1996.

42. Hadim, A. ¿.a., Laboratory Studies of Steam Stripping of LNAPL - Contaminated

Soils. Journal of Soil Contamination, v.2(1), pp. 37-58, 1993. 43. Hinchee, R. E. ¿.a., Enhanced Bioreclamation Soil Venting and Groundwater

Extraction: A Cost-Effectiveness and Feasibility Comparison. Proceedings of Petroleum Hydrocarbons and Organic Chemicals in Groundwater: Prevention, Detention, and Restoration. Houston, Texas, 1987.

44. Hinchee, R. E. ¿i R. N. Miller, Bioventing for in situ treatment of hydrocarbon

contamination. Hazardous Material Control, no. 9, pp. 30-34, 1990. 45. Hinchee, R. E. ¿i S. K. Ong, A rapid in situ respiration test for measuring aerobic

biodegradation rates of hydrocarbons in soil. Journal of the Air & Waste Management Association, vol. 42(10), 1992.

46. Homsy, G. M., Viscous fingering in porous media, Annual Review of Fluid

Mechanics, v. 19, pp. 271-311, 1987. 47. Hunt, J. R. ¿i N. Sitar, Nonaqueous Phase Liquid Transport and Cleanup. 2

Experimental Studies. Water Resources Research, vol. 24, no.8, 1988. 48. Hutzler, P. ¿.a., State of Technology Review: Soil Vapor Extraction Systems. EPA-

600-2-89-024. Cincinnati, 1989. 49. Hutzler, P. ¿.a., Vaporizing VOCs. Civil Engineering, vol. 60(4), pp. 57-60, 1990. 50. Ivan, C., Calculul sistemelor de drenaj. Editura Tehnicå, Bucure¿ti, 1985. 51. Johnson, R. L. ¿.a., Subsurface chemical processes, Transport and Fate of

Contaminants in the Subsurface, US Environmental Protection Agency, ADA/625/4-89/019, 1989.

164

52. Johnson, R. L. ¿.a., A practical approach to design, operation, and monitoring of in situ soil venting systems. Groundwater Monit. Rev, no. 159, 1990.

53. Johnson, R. L. ¿.a., Quantitative Analysis for the Cleanup of Hydrocarbon

Contaminated Soils by In Situ Soil Venting. Groundwater, no. 5, pp. 413-429, 1990.

54. Kerr, R. S., Up-to-date ways to assess when bioremediation works. Groundwater

Currents, Solid Waste and Emergency response, EPA/542-N-94-007, 1994. 55. Kobus, H., The VEGAS Research Facility for Subsurface Remediation: Concept,

Developments and Objectives. Symposium: In Situ Subsurface Remediation: Research and Strategies. Universitat Stuttgart, 1995.

56. Marvin, D. P. ¿i J. W. Keeley, Basic Concepts of Contaminant Sorption at

Hazardous Waste Sites, US - Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, EPA/540/4-90/053, 1990.

57. Mckee, J. E., Research needs in groundwater contamination. Proceedings of the

1961 Symposium, Cincinnati, Ohio, USA, 1961. 58. McKinsey, T., Treat Contaminants With Permeable Walls, International

Groundwater Technology, v. 2, no. 2, 1996. 59. Murdoch, L. C., ¿.a., Hydraulic and Impulse Fracturing to Enhance Remediation.

US - Environmental Protection Agency, EPA/600/2-92/012, 1992. 60. Neuzil, C. E., Groundwater flow in low-permeability environments, Water

Resources Research, v. 22, pp. 1163-1195, 1986. 61. Noonan, D. C. ¿.a. Enhanced Performance of Soil Vapor Extraction, Chemical

Engineering Progress, 1993. 62. Nyer, E. K., Practical techniques for groundwater and soil remediation, Lewis

Publishers, Boca Raton, Fl, 33431, 1992. 63. Palmer, C. D. ¿i R. L. Johnson, Physical processes controlling the transport of

contaminants in the aqueous phase, Transport and Fate of Contaminants in the Subsurface, US Environmental Protection Agency, ADA/625/4-89/019, 1989.

64. Palmer, C. D. ¿i R. L. Johnson, Physical processes controlling the transport of non

aqueous phase liquids in the subsurface, Transport and Fate of Contaminants in the Subsurface, US Environmental Protection Agency, ADA/625/4-89/019, 1989.

165

65. Palmer, C. D., Hydrogeochemistry of the subsurface, Chemistry of Groundwater, Lewis Publishers, Boca Raton, Fl, 1990.

66. Pedersen, T.A. ¿i J. T. Curtis, Soil Vapor Extraction Technology, Noyes Data Corporation, Park Ridge, New Jersey, 1991.

67. Perkins, T. K. ¿i O. C. Johnson, A review of diffusion and dispersion in porous

media. US Geological Survey Professional Paper, 411-A, 1963. 68. Saffman, P. G. ¿i G. Taylor, The penetration of fluid into a porous medium or

hele-shaw cell containing a more viscous liquid, Proceeding of the Royal Society of London Series A, v. 245, pp. 312-329, 1958.

69. Schnitzer, M., Reactions between fulvic acid, a solic humic compound, and

inorganic soil constituents, Soil Science of America Proceedings, v. 33, pp. 75-81, 1969.

70. Schuring, J. R. ¿.a., Using Pneumatic Fracturing for In Situ Remediation of

Conatmianted Sites. Remediation, pp. 77-90, 1995. 71. Schwille, F., Dense Chlorinated Solvents in Porous and Fractured Media. Lewis

Publishers, 1988. 72. Shikaze, S. G. ¿.a., The Hydraulics of a Funnel and Gate System: A three

Dimensional Analysis, Solutions’ 95, International Association of Hydrologists, Edmonton, Canada, 1995.

73. Simon, M., Air lift/Air stripping Combine to Clean Aquifers. Groundwater

Currents, Solid Waste and Emergency Response, EPA/542-N-96-001, 1996. 74. Sims, J. L. ¿.a., Reductive Dehalogenation of Organic Contaminants in Soils and

Groundwater, US - Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, EPA/540/4-90/054, 1991.

75. Sims, J. L. ¿.a., In Situ Bioremediation of Contaminated Unsaturated Subsurface

Soils, US - Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, EPA/540/S-93/501, 1993.

76. Smith, L.A. ¿i R. E. Hinchee, In Situ Thermal Technologies for Site Remediation,

Lewis Publishers, Boca Raton, Fl, 1993. 77. Starr, B. C. ¿i J. C. Cherry, Funnel and Gate System Directs Plumes to In Situ

Treatment. Groundwater Currents, Solid Waste and Emergency Response, EPA-542-N-93-006, 1993.

166

78. Starr, B. C. ¿i J. C. Cherry, In Situ Remediation of Contaminated Ground Water: The Funnel and Gate System. Ground Water, v. 32, no. 3, pp. 465 - 476, 1994.

79. Stephen, G. S. ¿i R. R. Ross, Contaminant Transport in Fractured Media: Models

for Decision Makers, US - Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, 1993.

80. Stumm, W. ¿i J. J. Morgan, Aquatic chemistry, second edition, Wiley Interscience,

New York, NY, 1981. 81. Sudicky, E. A., A natural gradient experiment on solute transport in a sand

aquifer: spatial variability of hydraulic conductivity and its role in the dispersion process. Water Resources Rev. 22, 1986.

82. Teutsch, G., Physical and Chemical Heterogeneity - A Limitting Factor to

Cleanup Efficiency. Symposium: In Situ Subsurface Remediation: Research and Strategies. Universitat Stuttgart, 1995.

83. Thomson, N. R. ¿.a., One-dimensional immiscible displacement experiments,

Journal of Contaminated Hydrology, no. 10, pp. 197-223, 1992. 84. Udell, K. S. ¿i L. D. Stewart, Combined steam injection and vacuum extraction for

aquifer cleanup, Subsurface Contamination by Immiscible Fluids, Balkema, Rotterdam, 1992.

85. Udell, K. S., Thermally enhanced removal of liquid hydrocarbon contaminants

from soils and groundwater, Subsurface Restoration, C. H. Ward (ed.), 1994. 86. US - Congress, Protecting the Nation’ s Groundwater from Contamination, v. I

and II. OTA - 0 - 233 and OTA - 0 - 276, Office of Technology Assessment, Washington DC, 1984.

87. US-Environmental Protection Agency, Guidance on Remedial Actions for

Contaminated Ground Water at Superfund Sites. Office of Emergency and Remedial Response, Washington DC, EPA 540/G-88/003, 1988.

88. US-Environmental Protection Agency, Evaluation of Ground Water Extraction

Remedies. Office of Emergency and Remedial Response, Washington, 1989. 89. US-Environmental Protection Agency, Handbook, Groundwater. Vol. I.

Groundwater and Contamination, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/625/6-90/016A, 1990.

167

90. US-Environmental Protection Agency, Handbook, Groundwater. Vol. II. Methodology, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/625/6-90/016B, 1991a.

91. US-Environmental Protection Agency, Guide for Conducting Treatability Studies under CERCLA: Soil Vapor Extraction, Office of Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA/540/2-91/019B, 1991b.

92. US-Environmental Protection Agency, Guide for Conducting Treatability Studies under CERCLA: Soil Vapor Extraction, Interim Guidance, Office of Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA/540/2-91/019A, 1991c.

93. US-Environmental Protection Agency, Treatment of Lead-Contaminated Soils,

Office of Research and Development, Cincinnati OH, EPA 540/2-91/009, 1991d. 94. US-Environmental Protection Agency, Guide for Conducting Treatability Studies

Under CERCLA: Aerobic Biodegradation Remedy Screening. Interim Guidance, Washington DC, EPA/540/2-91/013A, 1991e.

95. US-Environmental Protection Agency, Guide for Conducting Treatability Studies

Under CERCLA: Solvent Extraction. Interim Guidance, Washington DC, EPA/540/R-92/016A, 1992.

96. US-Environmental Protection Agency, Solidification/Stabilisation of Organics

and Inorganics. Office of Emergency and Remedial Response, Washington DC, EPA/540/S-92/015, 1993a.

97. US-Environmental Protection Agency, Considerations in Deciding to Treat

Contaminated Unsaturated Soils in Situ, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/540/S-94/500, 1993b.

98. US-Environmental Protection Agency, Guidance for evaluating the technical

impracticability of groundwater restoration, Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington, DC, Directive 9234.2-25, 1993c.

99. US-Environmental Protection Agency, Physical/Chemical Treatment Technology

Resource Guide, Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA 542-B-94-008, 1994a.

100. US-Environmental Protection Agency, Superfund Innovative Technology

Evaluation Program: Technology Profiles. Seventh Edition, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/540/R-94/526, 1994b.

101. US-Environmental Protection Agency, Bioremediation of Hazardous Wastes:

Research, Development and Field Evaluation, Office of Research and Development, Washington DC, EPA/540/R-95/532, 1995a.

168

102. US-Environmental Protection Agency, Soil Vapor Extraction (SVE) Enhancement Technology Resource Guide: Air Sparging, Bioventing, Fracturing, Thermal Enhancements. Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA 542-B-95-003, 1995b.

103. US-Environmental Protection Agency, Bioremediation in the field, Office of Solid

Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA/540/N-95/500, 1995c. 104. US-Environmental Protection Agency, In Situ Remediation Technology Status

Report: Hydraulic and Pneumatic Fracturing, Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, EPA/542/K-95/005, 1995d.

105. US-Environmental Protection Agency, Abstracts of Remediation Case Studies,

Federal Remediation Technologies Roundtable, EPA-542-R-95-001, 1995e. 106. US-Environmental Protection Agency, Technology Evaluation Report:

Surfactants/Cosolvents, GWRTAC, Pittsburgh, PA 15238, 1996a. 107. US-Environmental Protection Agency, Innovative Treatment Technologies:

Annual Status Report (Eighth Edition), EPA, 542-R96-010, 1996b. 108. Vidio, R. D. ¿i F. G. Pohland, Treatment Walls. GWRTAC - NETAC, Pittsburg,

PA, 15238, 1996c. 109. Wilson, J. D. ¿i C. H. Want, Biotransformation of trichlorethylene in soil. Aplliend

Environmental Microbiology, no. 49, pp. 242-243, 1985. 110. Wilson, J. D., Soil Cleanup by In Situ Aeration. V. Vapor Stripping from

Fractured Bedrock. Separation Science and Technology, vol. 25(3), pp. 243-262, 1990.

111. Wilson, J. D., You don’t need DNAPLs for pump-and-treat to fail. National

Research Council's Committee on Groundwater Cleanup Alternatives, Las Vegas, Nevada, 1992

169

Date post:	29-Nov-2015
Category:	Documents
Upload:	piedone1988
View:	93 times
Download:	3 times

Poluarea Acviferelor

Documents