Tratamiento del suelo y agua freática contaminada. Juan M. Rogel Quesada Dr. Ingeniero de Caminos, Canales y Puertos Profesor Titular de la UPM. ETSICCP Departamento de Ordenación del Territorio, Urbanismo y Medio Ambiente Jefe de División de Protección Ambiental. GEOCISA RESUMEN: Se presentan los métodos más eficaces de descontaminación de suelos, distinguiendo entre técnicas “ex – situ”, que requieren de excavación previa, de aquéllas “in – situ”, en las que no se excava el suelo. Se indican los parámetros fundamentales en cada proceso y sus rendimientos habituales en función del contaminante, así como su control. De modo complementario se relacionan las técnicas de tratamiento de aguas subterráneas contaminadas, ya que ambas están relacionadas y se abordan conjuntamente de modo habitual con el proceso de saneamiento del suelo.

1. INTRODUCCIÓN

La protección ambiental del suelo tiene una creciente importancia para la sociedad, tanto por seguridad y calidad ambiental como por sus repercusiones económicas. En este contexto la ley de residuos 10/1998 indica la obligación del causante para la limpieza de un suelo contaminado, o bien en este orden por el propietario del suelo. Por otro lado la ley de Prevención y Control Integrado de la Contaminación (IPPC) 16/2002 indica que las actividades potencialmente contaminantes, tienen que llevar un plan de control de sus emisiones al aire, suelo y aguas, así como adoptar las mejores técnicas disponibles para su tratamiento. Siguiendo este contexto y en la línea predominante a nivel internacional, la tendencia técnica y legislativa (RD 9/2005) prima aquellas actuaciones orientadas a la descontaminación del suelo, sobre todo las efectuadas en el mismo emplazamiento que puedan evitar la generación traslado y depósito en vertedero de los suelos, de modo que una vez tratado pueda ser utilizado, de ser compatible y tener las características adecuadas, en el propio emplazamiento o en último término para otro uso.

En definitiva se pretende el “reciclaje del suelo” en vez de su depósito en vertedero, que además de no constituir una mejor técnica disponible, en el marco de la Directiva Europea IPPC, tiene una menor imagen social y fomenta la disminución de un recurso (depósito en vertedero) cada vez más escaso y que debe ser reservado para aquéllos residuos que no dispongan de una alternativa de gestión viable. La presencia de contaminantes en el suelo proviene del desarrollo de actividades en las que se emplean productos provenientes fundamentalmente del petróleo y otras actividades extractivas. Estos productos se pueden utilizar como combustible para diversos usos (calefacción, transporte, energía,…), constituyentes de otros compuestos, como disolventes (pinturas, barnices,…), fertilizantes, pesticidas, herbicidas, tratamiento de maderas, metales, productos farmacéuticos, fabricación de grasas y aceites, fabricación de máquinas y armas,… En toda esta actividad, se puede producir de modo accidental escapes y fugas de estos productos que constituyen habitualmente un riesgo ambiental significativo para las distintas especies, presentando una toxicidad que puede provocar mutagénesis, riesgo de cáncer, afección a distintos órganos, … . Esta situación obliga cada vez más a un mayor control medioambiental, en los que los sistemas de gestión ambiental, además de la cada vez más creciente regulación e inspección por parte de las administraciones, permite detectar situaciones antiguas o actuales que puedan constituir un riesgo ambiental. Actualmente es habitual que sobre todo con el desarrollo urbanístico de las ciudades, así como de las obras asociadas, se identifique la presencia de suelos contaminados en antiguas instalaciones industriales, fugas de depósitos cercanos,… . Ese momento es adecuado para abordar paralelamente aquéllas actuaciones de saneamiento ambiental que fueran precisas.

2. PLANTEAMIENTO

Se van a considerar los tratamientos más efectivos disponibles de descontaminación del suelo. No se van a citar aquéllas técnicas que únicamente pretenden el confinamiento de la contaminación, de modo que se impida su dispersión o contacto, esta última alternativa solo se considera admisible cuando no existe técnica viable, económica ó técnicamente. Las técnicas de descontaminación se pueden clasificar como “ex - situ”, cuando se efectúan sobre el suelo excavado e “in - situ”, cuando se ejecutan sobre el propio terreno sin excavar. Las técnicas “ex – situ” permiten de modo general un mayor control del proceso, sin embargo en zonas urbanas (molestias al entorno) o cuando la profundidad a alcanzar es elevada, pueden no ser adecuadas, o precisar de medidas correctoras adicionales. Las técnicas “in – situ” son adecuadas en zonas urbanas o en instalaciones que tienen que seguir en operación, y presentan de modo general un menor grado de molestias al entorno. Dentro de las técnicas “ex – situ” son potencialmente ventajosas aquéllas técnicas que se efectúan en el propio emplazamiento, ya que evitan el transporte del suelo al punto de tratamiento, con un medio de transporte, evitando molestias al entorno y transporte de residuos. Por otra parte si se alcanza en el proceso de saneamiento un nivel de limpieza fuera de riesgo, compatible con su uso presente y futuro en el emplazamiento, se puede volver a redepositar el suelo, constituyendo de hecho una regeneración y reciclaje del suelo, acorde a los requerimientos de la sociedad.

3. TÉCNICAS “EX SITU”

3.1. Compuestos Orgánicos

3.1.1. Biorremediación

Fundamentos La Biorremediación consiste en la degradación de los contaminantes orgánicos del suelo mediante la estimulación de las poblaciones de microorganismos, presentes en el suelo o introducidos en caso necesario. La degradación se produce por el metabolismo de dichas poblaciones, que precisan para su crecimiento tanto carbono y nutrientes, provenientes normalmente de los contaminantes orgánicos y de adiciones (nutrientes), para la generación de material celular (anabolismo), y de la energía necesaria que sustente dichas reacciones (catabolismo). Los contaminantes orgánicos con un importante contenido en carbono puede proporcionar la fuente de carbono precisa para el crecimiento de la población de microorganismos, la fórmula empírica del material celular C42 H100N11O13P (McCarty, 1965) muestra la importancia de este componente, así como de los nutrientes principales, Nitrógeno y Fósforo. Cuando se cumple este objetivo el metabolismo se denomina heterótrofo. La fuente de energía habitual empleada en los procesos de degradación de contaminantes orgánicos en suelos proviene de la oxidación (reacciones Redox) de compuestos químicos (metabolismo quimiótrofo). Si el aceptor de electrones es la propia materia orgánica el proceso se llama de fermentación, si el aceptor es exógeno a dicha materia el proceso se llama de respiración, que puede ser aerobia o anaerobia. Los procesos de respiración son los más habituales en la degradación de los compuestos orgánicos el suelo. Por otra parte la respiración aerobia (oxígeno) desprende una mayor cantidad de energía que la anaerobia, por lo que los microorganismos aerobios crecen con mayor rapidez y degradan en menos tiempo los compuestos orgánicos. En el caso de no existir oxígeno (respiración anaerobia) los aceptores de electrones más habituales son nitratos y sulfatos, los óxidos de hierro (Fe+3) y de manganeso (Mn+3) dan mayor energía libre, pero al ser insolubles son poco accesibles a los microorganismos. El CO2 es empleado como aceptor de electrones por bacterias anaerobias estrictas que generan metano, en un lento proceso metabólico y muy sensible. La energía generada se almacena en las células en forma de compuestos fosfatados, con un alto potencial energético cuando son hidrolizados. Dicha hidrólisis se produce progresivamente durante los procesos anabólicos. Entre los compuestos fosfatados cabe destacar el adenosin-trifosfato (ATP) y difosfato (ADP). Hay microorganismos que no emplean un determinado compuesto orgánico como fuente de carbono o energía, pero que son capaces de degradarlo dentro de su proceso metabólico. Esta situación se llama cometabolismo, y ha sido observada en la degradación de algunos compuestos persistentes como TCE, PCB,…. Normalmente a escala de laboratorio. Los productos finales de la biodegración, además del incremento de masa celular, es CO2 y o bien agua (respiración aerobia) ó aceptores de electrones reducidos procedentes de la respiración anaerobia (N2, Mn+2, S+2, Fe+2, CH4).

Degradación de Contaminantes Orgánicos Las técnicas de descontaminación basadas en la biorremediación emplean normalmente procesos de respiración aerobia, por su mayor rendimiento y facilidad de control de proceso. Sin embargo ciertos compuestos pueden requerir procesos de respiración anaerobia, como por ejemplo en la biodegradación de compuestos halogenados. Es necesario en un proceso de degradación evaluar si existen productos intermedios que pudieran ser volátiles y más tóxicos que los iniciales. Normalmente en procesos de biodegración aerobios de productos alifáticos o aromáticos no se produce esta situación, sin embargo cuando se consideran productos poliaromáticos o bien procesos anaerobios para la degradación del tetracloroetileno (TCE) a dicloroetileno (DCE) y cloruro de vinilo puede ocurrir. En esta situación deben de controlarse y tratar las emisiones de volátiles. La capacidad de biodegración de algunos compuestos habituales se facilita en el cuadro 1. Los compuestos más fácilmente degradables son los alcanos o parafinas, normalmente hasta C15, luego los alcanos con ramificaciones y alquenos hasta C12, luego los monoaromáticos, los cicloalcanos y los aromáticos policíclicos (PAH). La presencia de cloro en estos compuestos reduce la biodegrabilidad de modo notable, ya que estabiliza la molécula y puede hacer necesario combinar ciclos anaerobios (dehalogenación reductiva para rotura de anillos) con ciclos aerobios.

Cuadro 1

Biodegradabilidad Compuestos Productos donde se encuentran

Más degradable n-butano, I-pentano ○ Gasolina n- octano

▀ Nonano ○ Diesel fuel

█ Metil butano ○ Gasolina

█ Dimetilpentano

Metiloctanos

█ Benceno, tolueno ○ Gasolina

█ Etilbenzeno, xilenos

Propilbenzenos ○ Diesel, Queroseno

█ Decanos ○ Diesel

█ Dodecanos ○ Queroseno

█ Tridecanos ○ Fuel de Calefacción

▼ Tetradecanos ○ Aceites lubricantes

Menos degradable Naftalenos ○ Diesel Fluorantenos ○ Queroseno Pirenos ○ Fuel de Calefacción ○ Aceites lubricantes

Técnicas de descontaminación Las técnicas de descontaminación “ex – situ” de biorremediación se pueden clasificar en dos grupos: técnicas por vía sólida y técnicas por vía suspensión.

Técnicas por vía sólida. Las técnicas por vía sólida son las más habituales, se basan en el control del proceso de biodegración del suelo excavado, a través de sus parámetros fundamentales en función del tipo de degradación seleccionado, normalmente aerobio.

Los parámetros fundamentales del proceso aerobio son:

Aireación, humedad, temperatura, PH, nutrientes. Por otra parte para que el proceso sea efectivo hay que asegurarse que no existen inhibidores del proceso, como una excesiva concentración de compuestos orgánicos o presencia significativa de otros compuestos como metales pesados. En general concentraciones de hidrocarburos totales del petróleo (TPH) entre 10.000 y 50.000 ppm (1-5%) se consideran tóxicas para la mayoría de los microorganismos, así como concentraciones de metales pesados mayores de 2.500 ppm. En estas situaciones puede ser necesario la introducción de suelos limpios o agentes esponjantes o bien la ejecución de ensayos de biodegradabilidad, que muestran su no toxicidad. Un indicador de si existe o no toxicidad es la medida de las colonias de bacterias del suelo, si está por debajo de 1.000 colonias/gr de suelo seco, puede indicar esta toxicidad. Los hongos, especialmente el hongo blanco de la putrefacción, también pueden ser efectivos en los procesos de biorremediación. Este hongo no metaboliza los contaminantes orgánicos, emplea ligninas. En este proceso segrega enzimas que degradan los contaminantes (cometabolismo). La humedad del suelo es fundamental para el desarrollo microbiano, sirve para su crecimiento, desplazamiento, la disolución y asimilación de compuestos, sin embargo una saturación excesiva evita la correcta aireación del suelo, dando lugar al desarrollo de zonas anaerobias, de menor rendimiento de biodegradación. Normalmente un rango óptimo de contenido de humedad del suelo se encuentra entre el 50-80% de la capacidad de campo del suelo. La temperatura del suelo habitual en estos tratamientos se mantiene en el rango para las bacterias mesofílicas: 15-45ºC, las habituales en el suelo y que degradan adecuadamente los compuestos orgánicos más habituales (Sims y Otros, 1990, USEPA,1985).. No obstante para la degradación de ciertos compuestos puede ser más adecuado el empleo del rango de las bacterias termofílicas 45-65ºC. Dentro de cada rango el incremento de 10ºC en la temperatura duplica aproximadamente la tasa de degradación (USEPA, 1985), debido a la mayor energía de la actividad, a la mayor solubilidad de los contaminantes y a su menor adsorción al suelo. El PH del suelo óptimo se encuentra en el rango 6-8 para que los procesos de biorremediación sean efectivos. Normalmente los suelos presentan un carácter más ácido, por lo que puede requerir una enmienda que eleve el PH. Con este objeto se pueden emplear compuestos de calcio o Magnesio. Si hubiera que rebajar el PH se suelen emplear compuestos de azufre (sulfuros, sulfatos, azufre elemental,….). El contenido de nutrientes del suelo presenta una relación típica carbono-nitrógeno-fósforo (C:N:P) = 100:10:1/100:1:0,5, dependiendo de los microorga-nismos presentes y el compuesto a degradar. La colocación del suelo debe garantizar una adecuada textura que permita el acceso de los microorganismos, oxígeno y nutrientes a la masa. Este aspecto es fundamental en suelos arcillosos, en los que será necesario su mezcla con paja, serrín u otros elementos esponjantes, además de su disgregación previa. Otros aspectos a considerar son los climáticos. Cuando la temperatura ambiente puede exceder del rango de operación señalado se tendrá que plantear la interrupción del proceso o bien su protección, mediante cubiertas, calentamiento,… dependiendo de la situación. La necesidad de cubrición puede

provenir de la posibilidad de intensas lluvias, que pueden afectar a la humedad del suelo y del viento, con el riesgo añadido de erosión y transporte. En estos procesos es necesario considerar que muchos componentes volátiles de los compuestos orgánicos, se volatilizarán en el proceso antes que se biodegraden. Ello puede hacer que sea necesario su cubrición, captación y tratamiento, dependiendo de la importancia de dicha emisión. Las técnicas por vía sólida se pueden clasificar en dos tipos:

• Land – Farming (fig. 1) Consiste en la disposición del suelo contaminado, una vez excavado, en una capa de espesor no superior a unos 50 cm. En el caso que el suelo sea arcilloso se puede reducir a unos 30 cm, con enmiendas esponjantes sin son precisas. El espesor se fija en función de las necesidades de aireación del suelo que deberá ser volteado o arado al menos una vez cada una o dos semanas.

Fotografía Nº 1 - Operación de Land – Farming

En esta situación y mediante el control de los parámetros del proceso mencionados se producirá, si el compuesto orgánico es biodegradable, un incremento de la actividad de los microorganismos (rango mesófilo), que degradará los compuestos orgánicos presentes. Para no provocar contaminación adicional, habitualmente se construye un depósito impermeabilizante con una geomembrana y un drenaje y recogida de aguas infiltradas en el suelo contaminado (fig. 2).

Fotografía Nº 2 - Impermeabilización de la zona de trabajo

Los plazos de tratamiento habituales pueden ser entre 6 y 24 meses, con unas reducciones de los contaminantes de hasta un 90-95%. En absoluto no se alcanzan concentraciones de contaminantes menores de 0.1 ppm. Entre sus inconvenientes está la gran superficie que precisa de terreno para el tratamiento. El control del proceso de land farming se ejecuta por muestreos de los parámetros del proceso y del contaminante de modo periódico (1-3 meses), por otro lado se controla mensualmente la calidad del aire en el entorno, y las aguas subterráneas de modo anual.

• Compostaje (fig. 3) Consiste la disposición del suelo contaminado en capas de un cierto espesor (1-3 m), en las que la generación de calor en su interior es mayor que su disipación en superficie, con un efecto de calentamiento del suelo. Cuando se requiere una alta temperatura en el suelo (rango termofílico) es normalmente necesario, añadir materia orgánica al suelo que permita sostener la actividad microbiana (estiércol, residuos alimentarios,…). Para la composición del suelo es habitual el empleo de agentes esponjantes, que prevengan de la compactación del suelo, faciliten su aireación y trabajabilidad, además de adicionar materia orgánica, nutrientes,… . Los más frecuentes son paja, serrín, compost,… Al igual que en el caso anterior es necesario impermeabilizar la superficie para evitar su contaminación por los posibles lixiviados (fig. 4). El compostaje se puede aplicar por el método de hileras, pilas estáticas (biopilas) o reactores cerrados. Los más habituales son los dos primeros, ya que el tercero es una planta de tratamiento con una elevada inversión y con un mayor control del proceso y de sus emisiones. La diferencia entre los dos primeros sistemas estriba en el método de aireación, en el método de hileras se efectúa mediante volteo con una pala, mientras que en el segundo se efectúa mediante una red de tuberías basal que aspira aire o lo impulsa. En las hileras la altura son del orden de 1,5 m (Cookson, 1995) y en las biopilas pueden llegar a 3 m o más. La aireación del suelo, se efectúa en función de la temperatura que se alcanza. El sistema de biopilas ofrece un mayor grado de control de las emisiones de gases, de importancia dadas las mayores temperaturas alcanzadas en el suelo, ya que la extracción de aire por la red basal permite en gran medida su captación y tratamiento. Los plazos de actuación con un sistema de compostaje son menores que con el land farming (habitualmente 5-12 meses), pero precisa de un mayor control del proceso. Necesita de menos espacio, permite tratar más compuestos, es más tolerante a la presencia de metales pesados. El control del proceso es similar al establecido con el método anterior, añadiendo los controles del aire extraído de la red de ventilación (CO2, O2, CH4, SH2, COV’s).

Tratamiento por vía suspensión En estas técnicas se crea una suspensión de agua-suelo contaminado con algún aditivo preciso. Esta suspensión debidamente aireada y con el control de nutrientes y PH permite una rápida degradación de los compuestos orgánicos presentes. Esta actuación se suele efectuar de modo discontinuo, de modo que la mezcla se introduce en el reactor, y una vez aireada y mezclada se deja que decanten los sólidos, se retiran los productos en flotación (hidrocarburos menos densos que el agua) y el agua restante se puede enviar a una planta de tratamiento de agua residual, si aún no cumple los objetivos de calidad. Estas técnicas son ventajosas cuando la contaminación el suelo por compuestos orgánicos es muy alta y prácticamente se comporta como un fluido, sobre todo cuando se puede aplicar en el mismo emplazamiento.

3.1.2. Desorción Térmica (fig. 5)

Fundamentos La desorción térmica es un proceso que usa el calor para separar físicamente el agua y los compuestos orgánicos del suelo mediante su volatilización, de modo que el suelo sale libre de estos compuestos. La temperatura de calentamiento de suelo es la adecuada a sus características y al tipo de compuesto que se va a separar, para los compuestos orgánicos habituales (combustible de automoción, queroseno y fuel) el rango de temperaturas oscila entre 300 y 600ºC.

Figura Nº 5 Esquema de un sistema de desorción térmica En este rango de temperaturas de trabajo no se produce la combustión (incineración) del suelo y el proceso se denomina desorción térmica a baja temperatura. No se pretende la destrucción de los compuestos volatizados en la cámara de desorción, algunos componentes más volátiles pueden descomponerse parcialmente. Cuando se trabaja en el rango de menor temperatura no se destruye la estructura del suelo, como ocurre en un proceso habitual de incineración, por lo que puede ser más fácilmente regenerado. Este suelo con una contaminación muy reducida, mucho menor que con otros métodos, puede reponerse en el mismo emplazamiento, o darle uso como material inerte. Esta última característica, junto con su gran rendimiento (10-20t/hora), y su gran capacidad de control ambiental hace que sea una técnica muy utilizada en Estados Unidos y cada vez más empleada a nivel internacional. Los compuestos orgánicos volatilizados se extraen de la cámara con una corriente de aire y una vez separadas las partículas se tratan en una unidad secundaria, mediante su condensación y filtrado en carbón activo o bien con una oxidación o quemador. Antes de la emisión se puede disponer de modo adicional un filtrado final o, de modo previo, el lavado de gases en vía húmeda. Para evaluar la idoneidad de la técnica en un caso determinado hay que definir las características del suelo y del contaminante a tratar.

A

BC Ciclón

Enfriado de gases

Tratamiento de suelos

Tratamiento de gases

Suelo contaminado

Filtrado de gases

Suelo limpio Partículas en suspensión Suelo contaminado

Gases

Características del suelo Los suelos arcillosos de plasticidad alta tienen un menor rendimiento, debido a que la adsorción de los contaminantes es mayor y a su tendencia a crear terrones y a pegarse a los dispositivos, lo que puede interrumpir el proceso. Esta característica es más importante tanto en cuanto el suelo presente una mayor humedad, lo que incrementa su grado de plasticidad. Puede ser necesario para mejorar el proceso su secado, disgregado o mezcla con otros suelos que mejoren sus características. El tamaño máximo de entrada al proceso se suele situar en 5 cm. El contenido de humedad es uno de los factores que más influye en el proceso, tanto en el rendimiento como en el coste energético, ya que el contenido de agua del suelo va a ser evaporado. Un contenido habitual de humedad del suelo se encuentra en el rango 10-25%, por encima es recomendable secarlo o mezclarlo con suelo más seco. Por encima de un 10% de humedad el consumo para evaporar el agua predomina sobre el resto. La presencia de un porcentaje elevado de materia orgánica en el suelo (raíces, humus,…) reduce el rendimiento del proceso, por su gran afinidad a los contaminantes. La presencia en el suelo de metales pesados no influye de modo general en el tratamiento, ya que en el rango normal de temperaturas no van a ser separados del suelo, salvo unos compuestos concretos como Plomo, Cadmio, Arsénico, Mercurio. Sin embargo puede influir en el destino final del suelo tratado. Características del contaminante Dado que la temperatura del proceso está controlada, al ser un método de volatilización, no de combustión, es necesario limitar la concentración de contaminantes en el suelo a tratar, de modo que no se sobrepase en el gas efluente un límite superior al 20% del límite de explosividad del compuesto (LEL). Normalmente se controla el contenido total de hidrocarburos del petróleo (TPH), estableciendo una concentración mínima del 5% en peso del suelo (50.000 mg/kg). Para no dañar el equipo se suele establecer un poder calorífico máximo de 4000 KJ/kg de suelo seco. La temperatura que hay que alcanzar debe alcanzar el punto de evaporación del compuesto, de este modo para una gasolina o queroseno hay que alcanzar temperaturas mayores de 300ºC y para el diesel/fuel mayores de 400/500ºC. Con este método se pueden tratar organoclorados, siendo habitual la disposición adicional de un filtro de vía húmeda (Scrubber), que pueda captar antes de la emisión cualquier concentración residual de subproductos obtenidos del proceso de tratamiento de gases. El tiempo de residencia dependerá de la capacidad de adsorción del contaminante al suelo, un indicador de esta capacidad es el coeficiente de reparto octanol-agua (Kow), cuanto mayor sea este valor, mayor será su capacidad de adsorción y por lo tanto su tiempo de residencia. Resultados del tratamiento y control del proceso El tratamiento de desorción puede reducir la contaminación del suelo a valores residuales muy por debajo de 100 ppm de TPH. Con estos niveles se puede reponer el suelo en el emplazamiento o bien darle un uso como inerte.

El control del proceso se basa en el muestreo tanto del suelo entrante como el efluente. Normalmente cada 100 m3 de suelo, se suele medir el contenido de TPH y aquéllos constituyentes de interés. Respecto a los gases se controlará al menos mensualmente las emisiones (partículas, CO2, constituyentes,…), así como en el caso que existan efluentes líquidos (separador en vía húmeda).

3.1.3. Otros Existen tratamientos para el suelo una vez excavado y definido un tipo de contaminante existente. Dicho tratamiento puede ir por una extracción previa del contaminante del suelo, mediante un surfactante o disolvente, y luego aplicar el tratamiento más adecuado, biológico (como el citado en vía suspensión), oxidación química, … Los tratamientos basados en la inertización de un suelo con compuestos mediante cal y aditivos, no son del todo satisfactorios, ya que no se llega a tratar y/o inmovilizar el contaminante, si que puede provocar una estabilización parcial. Por último, si se efectúa una incineración del suelo deberá de cumplir las prescripciones establecidas en esta materia sobre incineración de residuos, con un estricto control de emisiones.

3.2. Compuestos Inorgánicos

3.2.1. Inertización – Estabilización Fundamento El tratamiento de suelos contaminados mediante inertización se basa en la fijación de los componentes lixiviables en la matriz del suelo, impidiendo o dificultando su movilización y reduciendo, al mismo tiempo, el riesgo de impacto sobre la salud de las personas y el medio ambiente. En el caso de suelos contaminados por metales pesados se recomienda la estabilización-solidificación. Este proceso consiste en la adición de un reactivo que haga precipitar los iones metálicos (estabilización) y, posteriormente la adición de un aglomerante (solidificación), de esta manera quedan estabilizados química y mecánicamente. Proceso El proceso de estabilización/solidificación se realiza a través de tres procesos complementarios:

A) Estabilización. Consiste en la adición de aditivos para que los contaminantes del suelo reaccionen químicamente con los mismos y se mantengan el su estado de menor solubilidad, movilidad y toxicidad.

B) Microencapsulación. Los compuestos contaminantes del suelo se absorben en la matriz del

suelo.

C) Solidificación. Configura una matriz sólida de fácil manejo. Los aditivos principales para llevar a cabo los procesos son los siguientes:

- CaCO3. Aumenta la superficie de contacto, el número de centros activos disponibles para el proceso de absorción facilitando la mezcla del resto de aditivos

- CaO. Reactivo principal. Provoca una reacción exotérmica que favorece el resto y la formación de hidróxido de calcio.

CaO + H2O → Ca(OH)2 + 15.500 cal

- Ca(OH)2. Aporta el OH- necesario para la formación de hidróxidos metálicos. Estado en el

cual los metales presentan menor solubilidad, movilidad y toxicidad. Además ejerce una función de control sobre el pH global del proceso, la textura y porosidad de la masa solidificante y la temperatura de la reacción completa de maduración del solidificado. Algunas de las reacciones que se producen se indican a continuación:

2 Fe3+ + 3 Ca (OH)2 -> 2 Fe(OH)3 + 3 Ca2+

Pb4+ + 2 Ca(OH)2 -> Pb(OH)4 + 2 Ca2+

Zn2++ Ca(OH)2 -> Zn(OH)2 + Ca2+

2 Cr3+ + 3 Ca (OH)2 -> 2 Cr(OH)3 + 3 Ca2+ Zn2++ Ca(OH)2 -> Zn(OH)2 + Ca2+ Cu2++ Ca(OH)2 -> Cu(OH)2 + Ca2+

- Aglomerante. La solidificación del precipitado (hidróxido metálico) en la matriz del suelo,

se conseguirá con aplicación del aglomerante, que además de mejorar las propiedades mecánicas, reducirá la movilización de la potencial carga contaminante hacia el exterior del sistema. Es decir, permitirá: la retención por absorción del contaminante en la matriz estructural del suelo, la estabilización por adsorción del precipitado en la estructura cristalina y la inmovilización, transformando las sustancias contaminantes en parte de su estructura mineral. El aglomerante utilizado puede ser un cemento Porland.

El balance de masas del proceso puede expresarse mediante la siguiente ecuación:

m Ri – m H2O + m Ad = m S + H2O↑

Donde mRi es la masa inicial del residuo (suelo contaminado), mAd la masa de aditivos añadidos, mS la masa del solidificado final y H2O↑ el vapor de agua. Para que las reacciones principales tengan lugar es necesario que el suelo tenga entre un 5% y un 15% de humedad. No obstante es posible tratar suelos con humedades hasta el 60% con un incremento considerable de la masa de aditivos. Esta oscilará entre un 10% y un 40% de la masa de suelo a tratar. Teniendo en cuenta que el hecho de que las reacciones exotérmicas provocarán un elevado incremento de temperatura (entre 65ºC y 135ºC) y la consiguiente evaporación de agua, en numerosas ocasiones no se produce un incremento de la masa del residuo por el hecho de ser tratado. La dosis estequiométrica de los agentes mencionados, dependiente de las concentraciones y tipo de contaminantes existentes en el suelo junto con los análisis de otros parámetros tales como la velocidad de mezcla del material, tiempos de residencia en contacto con reactivos, granulometría y humedad son las condiciones que hay que particularizar para garantizar el resultado del inertizado en cada caso. Aplicación La aplicación puede realizarse mediante plantas de tratamiento de gran capacidad o equipos compactos móviles.

Las plantas de tratamiento se componen de diferentes elementos tales como tolvas, cintas transportadoras, trómeles de mezclado, silos de almacenamiento de aditivos depósitos de agua etc.

La capacidad de tratamiento de estas plantas puede oscilar entre las 50t/h y las 200t/h.

Los equipos compactos móviles tienen menor capacidad (entre 2t/h y 15 t/h) pero permiten un mayor control del proceso. Resultados El material resultante del tratamiento presenta las siguientes características.

- Escasa permeabilidad al agua. - Humedad entorno al 2% - Fracción lixiviable muy pequeña - Alta cohesividad - pH entre 9 y 12

El éxito del tratamiento se deberá comprobar mediante ensayos de lixiviación, normalmente según el método DIN 38414-S4. El objetivo perseguido será que estos ensayos sitúen las concentraciones del lixiviado por debajo de los valores límite de la directiva europea de vertederos para clasificar un residuo como inerte. No obstante a lo comentado y con objeto de reutilizar el material se pueden

fijar objetivos más estrictos en función del análisis de riesgos correspondiente para los usos a los que se destinen los suelos. El material resultante del tratamiento puede configurarse de diferentes formas en función de los usos a los que se destine. La configuración se puede realizar en forma pulverulenta, granular, briquetas, bloques etc. Obviamente la configuración final que se pretenda afectará a las dosificaciones de los distintos aditivos y aglomerantes así como puede dar lugar a la mezcla con otros suelos de diferente granulometría.

3.2.2. Lavado de suelos Fundamento El proceso de lavado de suelos para todo tipo de contaminantes o “soil – washing” incluye una serie de actividades que se basan en los siguientes puntos:

Existencia de fracciones limpias de suelo Concentración de contaminantes en una granulometría. Extracción del contaminante en dicha fracción o gestión

Normalmente los contaminantes inorgánicos se adhieren a las fracciones más finas, favorecidos por su habitual carga negativa y mayor superficie específica. Por ello una separación de las fracciones gruesas consigue normalmente una reducción del volumen de suelo contaminado. De modo habitual estos métodos no son óptimos, frente a otras técnicas, cuando el contenido de finos es superior al 30%. Proceso El proceso de lavado es el siguiente:

Fluidificación del suelo Disgregación y clasificación granulométrica. Mediante cribas e hidrociclones. Lavado, si procede, de las fracciones contaminadas. Se efectúa en un tanque con

agitación y con aditivos específicos, mediante los procesos de precipitación / extracción / flotación. El lavado es generalmente efectivo para contaminantes orgánicos y en fracciones gruesas.

Deshidratación de las fracciones. Tratamiento del agua del proceso y reutilización.

3.2.3. Métodos Térmicos

Ciertos metales volátiles como el mercurio, pueden pasar a una fase gaseosa a temperaturas del suelo por debajo de 600ºC con la técnica de desorción térmica. La captación del mercurio se hace de modo posterior en un filtro húmedo con presencia de azufre. La incineración puede volatizar otros metales, a temperaturas del suelo del orden de 1000ºC.

4. TÉCNICAS “IN SITU”

4.1. Compuestos Orgánicos 4.1.1. Sistema de extracción de vapores (SVE) (fig. 6).

Consiste en la aplicación de un vacío a la zona no saturada del suelo a través de una serie de pozos, estancos en cabeza. Esta depresión genera una corriente de aire hacia los pozos, arrastrando los compuestos volátiles o semivolátiles del suelo. Los vapores extraídos son tratados en superficie antes de su emisión a la atmósfera.

Fotografía Nº 3 – Sistema de extracción de vapores. Detalle de pozos, extractor y filtro de carbón

activo. Para incrementar el radio de influencia de los pozos y para reducir la emisión de volátiles del suelo se recomienda su cubrición con una capa impermeable, si no existe ya un pavimento que cumpla esta función. Las depresiones que se alcanzan son del orden de 0,1 a 0,2 atm, dependiendo de la permeabilidad del suelo al aire, con unos caudales de extracción por pozo entre 60 y 300 m3/h. La efectividad de un SVE (fig. 7) dependerá de dos parámetros fundamentales: Permeabilidad: Determinará el caudal de extracción de vapores del suelo. Volatibilidad: Determinará la capacidad a la que se volatizará el compuesto. Cuanto más permeable sea el suelo el método será más efectivo. Dentro de los combustibles habituales, la gasolina que es una mezcla de más de 100 constituyentes es el más adecuado para el tratamiento. El combustible diesel y el fuel son parcialmente tratados, sólo las fracciones más volátiles. Considerando el suelo, estableciendo un límite de permeabilidad se adopta el siguiente criterio de aplicabilidad del SVE, a partir de la permeabilidad intrínseca del suelo k’:

k’ > 10-8 cm2. Efectivo 10-8 ≥ k’ ≥ 10-10 cm2. Probablemente efectivo k’ < 10-10 cm2. No efectivo

k’ = k x µ / ρ.g k’: permeabilidad intrínseca (cm2) k: Conductividad hidráulica (cm/s) µ: Viscosidad del agua (g/cm.s) ρ: Densidad del agua (g/cm3) g: Aceleración de la gravedad (cm/s2) a 20ºC: µ/ ρ.g = 1,02 x 10-5 cm.s La estratificación del suelo es importante, ya que la presencia de zonas más permeables ocasionará que casi todo el flujo de aire se produzca en dicha zona. La situación del nivel freático marca la profundidad de tratamiento, ya que el sistema no opera por debajo, hay que considerar también que en la franja capilar, al estar el suelo saturado no hay circulación de aire, por lo que no es efectivo. Normalmente el tratamiento se puede aplicar siempre que el nivel freático esté a más de 2 m. La presencia de materia orgánica o un suelo muy seco retrasará el plazo de saneamiento. Respecto a la volatibilidad del compuesto se suele admitir que aquéllos compuestos con presiones de vapor mayores de 0.5 mm de Hg y constante de Henry mayor de 0,1 son volátiles. Los gases extraídos se tratan de modo habitual en una unidad separada, los métodos habituales son mediante filtro de carbón activo o bien un método térmico. La distancia entre pozos vendrá fijada por el radio de influencia. Se establecerá en las pruebas de vacío previas a la puesta en marcha del sistema, de modo habitual se encuentra entre 5 y 10 m, partiendo de una superficie con capa impermeable. La presencia de una capa de producto libre encima del nivel freático implicará su eliminación previa antes que se inicie el SVE. Los plazos habituales se pueden encontrar en el rango de 6-18 meses. Se pueden obtener rendimientos de limpieza de hasta un 90%.

4.1.2. Bioventing (fig. 8)

Es un método de Biorremediación en el que se emplean de modo habitual los microorganismos autóctonos para biodegradar los contaminantes orgánicos en el suelo, de la zona no saturada, por vía aerobia. Los suelos en la franja capilar y zona saturada no son tratados.

Fotografía Nº 4 - Sistema de Bioventing. Pozos centrales de inyección de aire y laterales de extracción

La actividad de las bacterias se desarrolla introduciendo aire por una serie de pozos y extrayendo por otros, de modo que se genera una circulación de aire por el suelo con el subsiguiente aporte de oxígeno, puede ser necesaria la adición de nutrientes. El sistema es similar al de SVE, la diferencia estriba en que aquél sólo volatiza contaminantes, mientras que el bioventing los degrada. En la práctica siempre se produce en cierto modo un tratamiento mixto. Mediante bioventing se pueden tratar casi todos los constituyentes del petróleo que se pueden degradar por vía aerobia. En el caso del bioventing los parámetros fundamentales son:

Permeabilidad del suelo: Igual que con el SVE Biodegradabilidad del contaminante.

Las características del suelo fueron comentadas con el SVE, de modo adicional, ya que se va a producir una biodegradación es necesario controlar las variables del proceso (3.1.) esto es:

Presencia de bacterias en el suelo (> 1000 colonias/g suelo seco) PH: 6-8 Contenido de humedad 40-80% de la capacidad de campo Temperatura: 15-40º Nutrientes: CNP: (100 : 10 : 1/100 : 1 : 0,5)

Respecto a la biodegradabilidad en el Cuadro 1 se refirió su capacidad, reduciéndose al aumentar el peso molecular y el número de anillos (aromáticos), así como la presencia de cloro y enlaces no saturados. Respecto a la toxicidad ya se refirió en el apartado 3.1. Los compuestos volátiles (presión de vapor mayor de 0.5mm de Hg), se volatizarán probablemente antes de que se degraden. El control del proceso se efectúa diariamente con mediciones de caudal de aire (inyección/extracción), presiones, COV’s, CO2, O2. Los plazos de actuación pueden ir de 6 meses a 24 meses y se pueden alcanzar niveles de saneamiento de hasta un 95%, no se suele alcanzar concentraciones de compuestos por debajo de 0,1 ppm.

4.1.3. Fitorremediación Es un proceso que usa las plantas para captar y eliminar contaminantes del suelo. Está limitado a la zona de acción de las raíces. Pueden asimilar pesticidas, disolventes, petróleos, explosivos, aromáticos policíclicos. Algunos árboles pueden también asimilar estos compuestos.

Fotografía Nº 5 - Descontaminación por Fitorremediación de lodos orgánicos con metales pesados.

Los plazos de actuación con esta técnica son muy elevados, se considera que efectúa una contención de la contaminación, una degradación en la Rizosfera y acumulación y degradación en la propia planta. Las especies deben ser específicamente seleccionadas, ya que no todas pueden asimilar estos compuestos.

4.1.4. Otros métodos

Entre estos métodos cabe citar el lavado de suelo, en el que se introducen agentes surfactantes en el suelo, desde superficie o zanjas, para arrastrar los contaminantes orgánicos hasta el acuífero donde serán captados por pozos. El control debe ser estricto para evitar la contaminación del acuífero. Se pueden tratar casi todos los compuestos del petróleo. En vez de surfactantes se puede introducir una mezcla de agua, nutrientes, oxígeno y otros aditivos para degradar los contaminantes orgánicos del suelo, contando con los microorganismos del medio. Esta reacción se puede producir por vía aerobia (preferentemente) o anaerobia. Factores a controlar en este proceso es la toxicidad de los compuestos presentes (por naturaleza y concentración) y la homogeneidad del tratamiento, además de la idoneidad de los microorganismos presentes. Los plazos de tratamiento son muy variables desde 6 meses al menos hasta varios años. La oxidación química de modo alternativo a los anteriores, provoca una rápida destrucción por vía química de los contaminantes orgánicos, como agentes oxidantes se suele emplear ozono, peróxido y permanganato potásico.

4.2. Compuestos Inorgánicos

4.2.1. Inertización – Estabilización

Tiene el mismo fundamento ya explicado en el apartado de técnicas “ex-situ” El suelo una vez tratado puede permanecer en el propio emplazamiento o ser excavado una vez tratado para destinarse a otros usos. Estas técnicas pueden aplicarse en profundidad (“deep mixing”) mediante equipos de perforación dotados con barrenas helicoidales (simples o dobles) a través de las cuales se inyectan los aditivos permitiendo la mezcla del material “in situ”.

Otra forma de aplicación “in situ” es la aplicación en superficie mediante equipos recicladores de suelo/cemento.

La aplicación se realiza en tongadas de 30-40cm. El equipo está dotado de una carcasa con capacidad variable, que permite regular la altura a la que trabaja el rotor aumentando su rendimiento y adaptándose a la profundidad de suelo con la que se está trabajando. Este reciclador, dispone de inyectores dentro de la carcasa que inyectan agua y aditivos a la vez que el rotor realiza la mezcla de suelo. Se programa fácilmente las cantidades deseadas de cada uno de estos aditivos (en % en peso) y la máquina, mediante un microprocesador, los dosifica automáticamente, con precisión. Esta técnica es de aplicación en aquellos casos en los que la contaminación del suelo se presenta de forma somera en una superficie suficientemente nivelada. Debido a que el espesor de suelo tratado en cada pasada del equipo es pequeño, requiere de la excavación del material tratado de forma previa a acometer la siguiente tongada

4.2.2. Electrorremediación Los principios de la electrorremediación se basan en la aplicación de una corriente eléctrica de baja intensidad a través del suelo o sedimento. La aplicación de corriente produce una serie de procesos fisicoquímicos en la matriz (electrocinéticos y electroquímicos) que pueden ser utilizados para el tratamiento de distintos contaminantes. Existen diferentes aplicaciones a través de las cuales la electrorremediación puede ser utilizada como técnica de tratamiento tanto in situ , principalmente , como ex situ y se presentan en el siguiente cuadro:

APLICACIÓN DIRECTA DE CORRIENTE

REMEDIACIÓN ELECTROQUÍMICA(FENÓMENOS ELECTROQUÍMICOS)

REMEDIACIÓN ELECTROCINÉTICA(FENÓMENOS DE TRANSPORTE)

GENERACIÓN DE COMPUESTOS DECOORDINACIÓN DE CONTAMINANTES IÓNICOS

Y POLARES(FAVORECE FENÓMENOS DE TRANSPORTE)

GEO - OXIDACIÓN ELECTROQUÍMICA(INDUCCIÓN DE REACCIONES REDOX YMINERALIZACIÓN DE CONTAMINANTES)

TRANSPORTE DE SUSTANCIAS POLARES,METALES Y POSTERIOR RECUPERACIÓN

O TRATAMIENTO

PROCESOS INCENTIVADOS POR LAELECTROLISIS DEL AGUA

Los mecanismos de actuación sobre los contaminantes se resumen a continuación:

- Electro-ósmosis: flujo neto del liquido intersticial de la matriz sólida inducido eléctricamente.

- Electromigración: migración de contaminantes iónicos disueltos presentes en el fluido

intersticial

- Electroforesis: migración de partículas cargadas tales como coloides, partículas de arcilla en

suspensión en el fluido intersticial y partículas orgánicas.

Estos tres mecanismos están implicados en los procesos de transporte. Por otra parte existen dos mecanismos adicionales que también juegan un papel de relativa importancia en la aplicación de esta tecnología:

- Efecto Joule: desprendimiento de calor generado por la resistencia ejercida por el suelo al paso

de corriente eléctrica. Este efecto cobra mayor importancia en el tratamiento de contaminantes

volátiles.

- Electrolisis: disociación del agua a especies hidrogenadas y oxigenadas en el entorno de los

electrodos (H+, OH-, H2 y O2 principalmente).

La electrolisis del agua es uno de los aspectos más importantes en los fenómenos electrocinéticos (de transporte) ya que genera la migración de un frente ácido del ánodo al cátodo. El aumento de la concentración de protones crea un frente reactivo capaz de movilizar contaminantes, mediante la disolución de los precipitados metálicos. Asimismo, la variación temporal y espacial del pH y del potencial redox del medio, afecta tanto a las propiedades superficiales de las partículas de suelo o sedimento, como a las propiedades de los contaminantes: especiación y solubilidad. La combinación de estos mecanismos puede ser utilizada para el tratamiento de toda una gama de contaminantes como metales, compuestos orgánicos clorados y no clorados principalmente a través de dos fenómenos: electrocinéticos (de transporte) y electroquímicos (degradación inducida de contaminantes orgánicos).

Fenómenos electrocinéticos (fenómenos de transporte – movilización de metales) La diferencia de potencial (ddp) favorece los fenómenos de transporte y migración de contaminantes hacia los electrodos. Este fenómeno es más acusado en sustancias iónicas: cationes y aniones principalmente lo que hace que sea una técnica apta para el tratamiento de suelos y sedimentos contaminados por metales. Los fenómenos electrocinéticos también tienen efecto en sustancias polares como los compuestos organoclorados (su transporte se ve favorecido bajo la influencia de un campo eléctrico). De forma esquemática, los fenómenos electrocinéticos de migración de contaminantes se representan en la siguiente figura:

Figura 1. - Representación gráfica de los fenómenos electrocinéticos

Fenómenos electroquímicos (degradación inducida de compuestos orgánicos) La aplicación de corriente favorece la degradación de los compuestos orgánicos a través de la inducción de una serie de reacciones redox en el medio. Los procesos de degradación de los diferentes compuestos orgánicos se resumen a continuación:

- Organoclorados: sufren reacciones de reducción a compuestos orgánicos no clorados.

- Compuestos orgánicos no clorados: sufren reacciones de oxidación que pueden llegar a

mineralizar completamente el contaminante (CO2 y H2O).

- Rendimientos de eliminación y gasto energético:

o Metales: 75 % - 95 % → 60 – 220 kWh/m3

o Orgánicos: 85 % - 95 %

4.2.3. Fitorremediación

Ya se ha citado para contaminantes orgánicos. Su efectividad en la captación e inmovilización de metales es mayor, siempre en la zona de actuación de las raíces, lo que constituye una limitación. Los plazos de actuación asociados a esta técnica son largos.

5. TRATAMIENTO DEL AGUA FREÁTICA La contaminación del suelo lleva asociada de modo frecuente la contaminación de las aguas subterráneas, por este motivo cuando se acomete una actuación de saneamiento de un suelo, hasta una situación fuera de riesgo, se efectúa de modo conjunto la recuperación de las aguas subterráneas. En esta situación gran parte de las infraestructuras de saneamiento (pozos) son comunes a ambos objetivos.

5.1. Contaminantes orgánicos En el caso que sobre el nivel freático se haya acumulado por la importancia del vertido, una capa de hidrocarburo sobrenadante, indicativo de una menor densidad que el agua (gasolina, diesel, fuel,…) es necesario de modo habitual su retirada de modo previo, antes de los procesos de saneamiento del suelo. En el caso que el acuífero sea transmisivo (arenas, limos-arenosos, gravas,…) para la retirada del hidrocarburo flotante se puede emplear o bien una bomba neumática a cota de nivel freático, si la transmisividad no es elevada, o bien un sistema de doble bombeo, con una bomba eléctrica adicional en el fondo del pozo, para atraer el hidrocarburo. Si el acuífero es de baja permeabilidad, se utiliza un sistema dual de extracción de agua/hidrocarburo (fig. 9), o de alto vacío, en el que se extraen conjuntamente vapores del suelo, agua e hidrocarburos a partir de un vacío aplicado en cabeza del pozo. Este sistema tiene una aplicabilidad en suelos que tienen un rango de permeabilidad intrínseca entre 10-9 y 10-11 cm2 (limos y limos arenosos), y es efectivo en la zona capilar donde se acumula una gran parte de contaminantes y que otros sistemas por sí solos (SVE) no podrían tratar, dada su elevado contenido de humedad. El radio de influencia del vacío en cada pozo varía entre 1,5 m (suelos más finos) y 10 m (suelos más granulares), con unos caudales de extracción de vapores típicos en el rango 25 – 100 m3/h y un vacío en cabeza de pozo entre 0,1 y 3 m. Cuando la profundidad de tratamiento es elevada y/o no existe alimentación de aire de superficie será necesario, al igual que con el SVE, la disposición de pozos o calicatas u otros dispositivos que permitan la introducción de aire y el arrastre/volatilización de contaminantes. La generación de vacío se puede efectuar con bombas centrífugas (vacios bajos, alto flujo de aire), bombas de palas rotativas y de anillo líquido. Respecto a la situación del nivel freático, para evitar el riesgo de conexiones del flujo de aire con superficie, es necesario que se encuentre a profundidades mayores de 2 m, disponiendo si es preciso de una impermeabilización en superficie que evite esta posibilidad. En el caso que tenga fluctuaciones el nivel freático y se emplee una tubería ajustable de pequeño diámetro, para la extracción conjunta de vapores y líquidos es preciso su ajuste frecuente, para optimizar las tasas de extracción. Una vez retirada la capa de hidrocarburo flotante es normalmente preciso la descontaminación del agua subterránea hasta un nivel que no suponga riesgos. Para ello existen dos opciones, su captación y tratamiento en superficie o bien su descontaminación “ in – situ”.

Dentro de la primera opción están las más habituales de bombeo para acuíferos transmisivos o bien las de sistema dual de extracción, con los límites de aplicación establecidos anteriormente. La solución de bombeo puede dar lugar a plazos de tratamiento muy largos, de varios años, en los que es muy difícil llegar a la situación de calidad inicial del acuífero y/o a unos niveles prefijados en distintas normas, en esta situación se sugiere el empleo de la evaluación de riesgos para establecer el plazo de tratamiento (Ken y Mann, 1993).

Fotografía Nº 6 - Bomba de alto vacío de un sistema dual de extracción con filtro de carbón activo.

Se suele recomendar un bombeo intermitente, debido a que al ser hidrófobos los contaminantes orgánicos, suele reducirse de modo notable la concentración en cada periodo respecto al inicio, al ser menor la velocidad de desorción del suelo que el caudal de extracción. Este aspecto se nota tanto en cuanto es más reducida la transmisividad del acuífero.

Fotografía Nº 7. - Bombas eléctricas para deprimir el nivel freático en un sistema de doble bombeo.

Dentro del segundo grupo de métodos se diferencian los métodos físico-químicos de los de biorremediación. Entre los primeros cabe citar en primer lugar el “air-sparging” (fig. 10) que consiste en la volatilización mediante inyección de aire de contaminantes disueltos en el agua o absorbidos en el suelo, este método se suele emplear combinado con un SVE para la captación de los gases volatizados en la zona no saturada. Para que el método sea efectivo el acuífero debe de presentar al menos una permeabilidad intrínseca de 10-9 cm2 (limos arenosos), de modo que el aire pueda transferirse adecuadamente, debiendo prestar atención a posibles heterogeneidades, que impidan el correcto tratamiento de los niveles afectados. El contenido de hierro disuelto (Fe+2) no debe sobrepasar 10 mg/l para evitar precipitaciones en el proceso que reduzcan la permeabilidad. Respecto a los contaminantes estos deben ser volátiles, por lo que los compuestos procedentes de la gasolina serían tratables por este método. En el caso de compuestos no volátiles el aporte de oxígeno puede favorecer los procesos de biorremediación “in – situ”, en este caso el método se llama “biosparging”. La introducción de aire se produce mediante pozos que alcanzan el nivel freático, la inyección de aire se produce por debajo de la zona objeto de tratamiento. Normalmente el caudal de inyección de aire por pozo se encuentra en el rango 0.1 – 0.5 m3/min, la presión de inyección se encuentra en el entorno de 0,5-1 kg/cm2. Es necesario analizar la existencia o no de niveles de distinta permeabilidad dentro del suelo y el flujo de aire una vez introducido en el acuífero, tanto en cuanto puede provocar una heterogeneidad en el tratamiento y zonas sin saneamiento. En un acuífero que esté confinado no sería efectivo el proceso de volatilización de contaminantes, sí el de biodegradación. En esta situación es necesario llevar un control de migración de gases, para evitar su dispersión. El radio de acción de cada pozo puede variar desde unos 2 m en suelos de baja permeabilidad, hasta unos 10 m. Periodos de tratamiento habituales están entre 1-3 años. El método de oxidación química transforma los contaminantes orgánicos del suelo en compuestos menos tóxicos y más estables, o bien los destruye. Es muy efectiva en una amplia variedad de compuestos orgánicos (> 90%) y es una reacción muy rápida. Se suelen emplear una vez que los sistemas habituales de tratamiento han llegado a su capacidad, y se requiere una mayor calidad.

Los compuestos empleados para la oxidación más habituales son los siguientes:

Peróxido de Hidrógeno En presencia de hierro disuelto (Fe+2) produce el reactivo de Fenton que produce grupos hidroxilos libres (OH-) con un alto poder oxidante, su efectividad óptima se produce en un rango de PH entre 2 y 4, y no es efectivo en condiciones básicas. Las reacciones son rápidas con una cinética de segundo orden.

Ozono Oxida directamente los compuestos o bien de modo indirecto por la formación de grupos hidroxilo (OH-), es efectivo en ambientes ácidos y su reacción es muy rápida. Debido a su alta inestabilidad se genera “in – situ” y requiere puntos de aplicación muy próximos entre sí.

Permanganato Normalmente se emplea permanganato potásico, su reacción no es tan rápida como las anteriores pero presenta un amplio rango de PH para su acción: 4-12, y es más persistente en el subsuelo, por lo que requiere un mayor control. Cualquiera de estos compuestos tiene una acción sobre cualquier forma de materia orgánica presente en el suelo. Para su aplicación se emplean pozos de inyección o bien “air sparging”. Estas reacciones de oxidación pueden reducir el PH, por lo que es necesario evaluar el efecto que puede tener en la disolución de metales, microorganismos,… . Al igual que en el método anterior se requiere que el acuífero tenga una mínima transmisividad, para que el oxidante pueda acceder a los compuestos sobre todo si se emplea peróxido ó ozono. La última técnica que se menciona es la de pantallas permeables reactivas, que se introducen en el terreno y que degradan los contaminantes mientras que el agua subterránea la atraviesa. El material a emplear depende del contaminante a eliminar, habitualmente son metales de valencia cero (Hierro es el más frecuente), sorbentes, bacterias, … El hierro de valencia cero es muy efectivo con organoclorados como tricloroetano, dicloroetano, cloruro de vinilo, …, cuando el hierro se oxida se elimina el cloro de estos compuestos, en reacciones sucesivas de dehalogenación. Las pantallas reactivas se colocan en aquéllos emplazamientos en los que las concentraciones son bajas o bien se ha llegado a la máxima capacidad que puede dar un bombeo y sea necesario una reducción adicional. La pantalla se puede colocar continua y homogénea o bien impermeable dejando unas puertas donde se dispone el material reactivo, su ejecución debe ser cuidada para que sea efectiva (Marti, 2001). Los métodos de biorremediación “in – situ” pueden ser incentivados o bien de control de los procesos de biorremediación dentro de la atenuación natural. Centrándose en la biorremediación “in – situ” se pretende el crecimiento de microorganismos existentes que degraden los contaminantes presentes, tal y como se expone en 3.1, para ello hay que tener un preciso conocimiento y control de los parámetros que influyen en el proceso, ya descrito en 3.1. Este crecimiento se suele fomentar, salvo para ciertos contaminantes específicos, por vía aerobia dado su mayor rendimiento y generación de compuestos intermedios y finales menos tóxicos y estables.

La permeabilidad requerida para el desarrollo de este proceso es de al menos 10-4 cm/s y que el contenido en hierro disuelto del acuífero (Fe+2) sea menor de 10 mg/l, para evitar una precipitación excesiva que pueda reducir la capacidad del pozo. El resto de condiciones tanto del acuífero como del contaminante ya se han expuesto en 3.1. Es necesario evaluar con esta técnica la posibilidad de oclusión del acuífero por el crecimiento de los microorganismos, que puede ser crítico en las proximidades de los pozos, y que puede provocar la reducción de su capacidad en un breve plazo, y la necesidad de nuevos pozos. Esta situación es común a las técnicas que emplean la biorremediación “in-situ”. Este método se puede emplear de modo conjunto con otros, (SVE, bombeo y tratamiento, air sparging,…), de modo que se potencie la efectividad del proceso de descontaminación.

5.2. Contaminantes Inorgánicos Los tratamientos del agua freática contaminada por compuestos inorgánicos (metales) son principalmente de dos tipos:

Bombeo, tratamiento en superficie y posterior reinyección si procede. Tratamientos pasivos.

Los primeros se pueden aplicar en acuíferos permeables. Los tratamientos son los habituales de aguas contaminadas por metales, principalmente coagulación floculación, con ajuste de pH y filtrado. En tratamientos más específicos, con mayor calidad demandada, se pueden aplicar métodos como la técnica de intercambio iónico, ósmosis microfiltración. Dentro de los tratamientos pasivos se destaca el uso de barreras reactivas, ya citadas anteriormente, en los que el empleo de ciertos reactivos, como magnesita, controladores de pH,… crea unas condiciones químicas en la barrera que favorece la adsorción y precipitación de compuestos inorgánicos. Estas técnicas, colocadas con métodos convencionales de excavación de suelos, permiten el uso del agua, una vez descontaminada, aguas abajo. Estos tratamientos para que sean eficaces deben abordarse de modo conjunto con la eliminación del foco de contaminación.

6. CONCLUSIONES La descontaminación de un suelo con presencia de contaminantes orgánicos se puede acometer actualmente con un conjunto de técnicas que abarca la práctica totalidad de dichos compuestos, hasta un nivel de saneamiento compatible con el uso del suelo. Estas técnicas son competitivas y permiten la reutilización del suelo frente a la solución convencional de excavación y gestión en vertedero, que siguiendo la línea marcada por la Directiva IPPC no constituye la mejor técnica disponible de tratamiento, además de reducir un recurso cada vez más escaso. La tendencia técnica y legislativa internacional tiene esta misma orientación. Dentro de las técnicas de tratamiento se consideran más adecuadas aquéllas en las que el saneamiento se realiza en el propio emplazamiento, evitando de este modo el transporte de residuos, en ocasiones de carácter peligroso. No se consideran en este artículo las técnicas de aislamiento de la contaminación, al no ser una descontaminación.

7. BIBLIOGRAFÍA

Cookson, J.T. (1995) “Bioremediation Engineering Design and Application”. McGraw Hill. Nueva York.

Marti, M. (2001). “Tecnología de pantallas reactivas permeables”. Jornadas de Investigación, Gestión y Recuperación de Acuíferos Contaminados. ITGE.

Mc Carty, P (1965). “Thermodynamics of Biological Sínthesis and Growth”. Proceedings, 2th Int. Conf. on Water Pollution Research, Pergamon Press, Nueva York.

Sims, J.L. Sims, R.C. y Mathews, JE. (1990). « Approach to Bioremediation of Contaminated Soil ». Hazardous Waste and Hazardous Materials, vol. 7, número 4.