Una barrera reactiva permeable ( PRB ), también conocida como zona de tratamiento reactiva permeable (PRTZ), es una tecnología en desarrollo que ha sido reconocida como una tecnología rentable para la remediación de aguas subterráneas in situ (en el sitio) . Las PRB son barreras que permiten que algunos materiales, pero no todos, pasen a través de ellas. Una definición de PRB es una zona de tratamiento in situ que captura pasivamente una columna de contaminantes y elimina o descompone los contaminantes, liberando agua no contaminada. [1] Los principales métodos de eliminación incluyen: (1) sorción y precipitación , (2) reacción química y (3) reacciones que involucran mecanismos biológicos. [2]
Existen diversas formas de utilizar membranas reactivas permeables para remediar las aguas subterráneas. Los dos procesos principales son la inmovilización (también conocida como secuestro) y la transformación.
La inmovilización del contaminante puede ocurrir a través de la sorción a los materiales de barrera o precipitación del estado disuelto. Los compuestos orgánicos tienden a sufrir sorción debido a la expulsión hidrófoba del agua circundante. Los metales, sin embargo, tienden a ser sordos a través de atracción electrostática o reacciones de formación de complejos en la superficie. La sorción y la precipitación son potencialmente reversibles y, por lo tanto, pueden requerir la eliminación del medio reactivo y los productos acumulados para continuar con la remediación. [3]
La transformación implica tomar el contaminante y transformarlo en una forma menos dañina o no tóxica. Uno de los principales beneficios de la transformación es que no necesariamente requiere la eliminación del medio reactivo (a menos que el medio reactivo deba reemplazarse debido a una disminución de la eficacia o se produzca una obstrucción). La transformación más comúnmente toma la forma de una reacción redox irreversible . El medio puede suministrar directamente electrones para la reducción o estimular microorganismos para facilitar la transferencia de electrones. [3]
Además, se pueden utilizar varios materiales diferentes. A continuación, se indican los más destacados:
El hierro cerovalente fue el primer material que se utilizó en las barreras de protección para la recuperación de aguas subterráneas . Sigue siendo el principal material utilizado en la construcción de estas barreras. [3] Además del hierro a escala convencional, también se puede utilizar hierro a escala nanométrica .
En ocasiones, se introduce material en el suelo para estimular el crecimiento de microbios que facilitan la remediación de las aguas subterráneas . Muchos contaminantes ambientales están altamente reducidos , por lo que la oxidación de estos contaminantes a compuestos inofensivos es termodinámicamente viable. Otros contaminantes, como los disolventes clorados, están altamente oxidados y, como tales, se reducen fácilmente. Los microorganismos suelen facilitar estas reacciones redox , explotando la degradación de contaminantes como un medio para obtener energía y materiales para la síntesis celular. [3]
La biodegradación oxidativa requiere aceptores de electrones que los microbios utilizan para "respirar" los electrones extraídos de los contaminantes objetivo. Esta transferencia de electrones libera energía para impulsar las funciones vitales microbianas. En condiciones aeróbicas , se utiliza oxígeno molecular para este propósito. Cuando no hay oxígeno presente, una variedad de otras moléculas pueden servir como aceptores de electrones . El oxígeno se utiliza preferentemente sobre los aceptores de electrones anaeróbicos porque el uso de oxígeno proporciona más energía y, como beneficio adicional, da como resultado velocidades de oxidación de contaminantes más rápidas. Desafortunadamente, el oxígeno disponible a menudo no es suficiente para los contaminantes en áreas altamente contaminadas y, como resultado, se deben utilizar los aceptores de electrones anaeróbicos. Las barreras reactivas que contienen compuestos liberadores de oxígeno se han utilizado con éxito para estimular la biodegradación aeróbica de hidrocarburos monoaromáticos . [3]
Las arcillas, zeolitas y otros materiales naturales tienen una alta capacidad de intercambio de cationes. Lo hacen creando una carga negativa neta al sustituir cationes de valencia más baja (por ejemplo, Al 3+ ) con un catión de valencia más alta (por ejemplo, Si 4+ ) dentro de la estructura mineral. [4] La adición de surfactantes absorbidos puede cambiar la afinidad por los aniones y los compuestos orgánicos no polares. [3] Los surfactantes que se han acumulado en la superficie crearán un recubrimiento orgánico hidrófobo que promueve la sorción de compuestos orgánicos no polares. Las zeolitas modificadas con surfactantes (SMZ) son prometedoras para el tratamiento de contaminantes orgánicos no polares. Sin embargo, la baja permeabilidad de la arcilla significa que no se puede usar en PRB de flujo continuo, [3] pero se han propuesto para su uso en muros de lodo , revestimientos de vertederos y barreras de contención. [5] Sin embargo, las zeolitas tienen cavidades para mantener la conductividad hidráulica , lo que permite su uso en PRB.
La turba tiene una gran superficie específica (>200 m 2 /g) y una alta porosidad . [6] Los metales son absorbidos por la turba a través de una reacción de intercambio iónico donde el metal desplaza un protón si el pH es bajo o un metal existente si el pH es alto del grupo de función aniónica. [7] Los aniones, como CrO2−
4y MnO2−
4se eliminan más eficazmente a pH < 3 debido a la superficie cargada positivamente creada por la adición de protones a los grupos funcionales de la superficie, mientras que los cationes, como UO2+
2, Ni2+
, Cu2+
, se eliminan de manera más efectiva a valores de pH más altos . [8] La turba parece ser un material de intercambio iónico eficaz para eliminar metales pesados y algunos aniones. La eficiencia de eliminación de cationes se acerca al 100% a pH bajo, pero se debe considerar la fuerte dependencia del pH y la concentración inicial de iones metálicos.
El modelado del flujo de agua subterránea es importante para optimizar el diseño de una PRB. Lo más importante es que, al modelar el flujo, se puede determinar el ancho de la zona de captura hidráulica (HCZW) y el tiempo de residencia. El HCZW es el ancho de la zona de agua subterránea que pasará a través de la celda reactiva o compuerta (para configuraciones de embudo y compuerta). El tiempo de residencia es el tiempo que el agua subterránea contaminada pasará en la zona de tratamiento para su descontaminación. La contaminación fuera de la zona de captura o que no tenga un tiempo de residencia lo suficientemente largo no se descontaminará adecuadamente. El modelado de agua subterránea también se puede utilizar para lo siguiente:
La figura adjunta muestra dos enfoques para la aplicación de partículas de hierro para la remediación de aguas subterráneas : Fig. A, una PRB convencional hecha con hierro granular de tamaño mm y Fig. B, una "zona de tratamiento reactivo" formada por inyección secuencial de hierro de tamaño nanométrico para formar zonas superpuestas de partículas absorbidas por los granos de material del acuífero nativo. En A, el agua subterránea fluye a través de la barrera y se remedia. En B, las nanopartículas de hierro están representadas por puntos negros; las nanopartículas tienen poca movilidad en el medio poroso. Tenga en cuenta que la reacción solo ocurrirá cuando los contaminantes, ya sea disueltos en el agua subterránea o como DNAPL , entren en contacto con las superficies de hierro. [10]
Los sistemas de embudo y compuerta se utilizan para canalizar la columna de contaminantes hacia una compuerta que contiene el material reactivo. Los embudos son impermeables y el diseño más simple consiste en una sola compuerta con paredes que se extienden desde ambos lados. La principal ventaja del sistema de embudo y compuerta es que se puede utilizar una región reactiva más pequeña para tratar la columna, lo que resulta en un menor costo. Además, si es necesario reemplazar el medio reactivo, es mucho más fácil hacerlo debido a la pequeña compuerta. [11]
Las barreras de protección contra el agua subterránea se instalan generalmente cavando una zanja larga en el camino del flujo de las aguas subterráneas contaminadas. Luego, la zanja se llena con los materiales reactivos (normalmente hierro, carbono o piedra caliza). Se puede mezclar arena con el material reactivo para facilitar el flujo del agua subterránea a través de los materiales. A veces, habrá una pared que dirija el agua subterránea hacia las partes reactivas de la barrera. Una vez que la zanja se ha llenado con material reactivo, normalmente se utilizará tierra para cubrir la barrera de protección contra el agua subterránea, eliminando así la visibilidad desde la superficie. [12]
Para la instalación de las primeras PRB se utilizaron tablestacas y excavaciones. Este método implica contener el área de excavación utilizando tablestacas antes de excavar con una excavadora . Este método puede ser lento (y por lo tanto costoso) y solo es viable para columnas de menos de 35 pies de profundidad. [13]
La excavación continua implica el uso de un sistema de excavadora de cadena de corte grande y luego el uso de la caja de zanja y la tolva para rellenar continuamente la zanja con medios reactivos. La excavación continua puede ser rápida y, por lo tanto, económica, pero solo se puede utilizar para zanjas de menos de 50 pies de profundidad. Además, la maquinaria utilizada para esta técnica no se puede utilizar de manera efectiva para suelos con adoquines grandes. [13]
La tecnología Mendrel consiste en introducir verticalmente una viga hueca larga en el suelo. La viga se cubre a medida que se introduce y la cubierta se retira una vez que se ha colocado la viga. A continuación, el hueco se rellena con limaduras de hierro. A continuación, se hace vibrar el Mendrel a medida que se retira, lo que permite que el hierro fluya hacia el fondo y forme la PRB. A continuación, se desplaza el Mendrel un ancho más, se repite el proceso y se crea una PRB continua. [13]
Este método utiliza hierro de grano fino inyectado en fracturas debajo de la superficie creadas mediante aplicaciones controladas de alta presión. Los chorros de agua erosionan una zona que luego se llena con goma guar y hierro. La goma guar mantiene el hierro en su lugar antes de degradarse, dejando una zona permeable de hierro (PRB). [13]
La mezcla profunda del suelo agrega hierro al suelo nativo y lo mezcla con grandes barrenas . Este proceso crea una serie de zonas de tratamiento en forma de columna que forman una PRB cuando se alinean. Este método puede tratar columnas a una profundidad de 100 pies, pero la zona de tratamiento tiene una proporción relativamente baja de hierro. [13]
El componente clave para evaluar el éxito de un PRB es si elimina satisfactoriamente los contaminantes. Esto se puede hacer monitoreando los niveles en el agua inmediatamente aguas abajo del PRB. Si los niveles están por debajo de los niveles máximos de contaminantes, entonces el PRB ha cumplido su función.
Al analizar los PRB, se ha hecho hincapié en las pérdidas de reactividad y permeabilidad en el pozo reactivo; sin embargo, la caracterización hidráulica de las pocas fallas de PRB que se han informado es defectuosa. Potencial de oxido-reducción , [pH] del afluente y concentraciones del afluente de [alcalinidad], [nitrato NO−
3] y [cloruro Cl − ] son los predictores más fuertes de una posible disminución del rendimiento de los PRB. La reactividad del medio, en lugar de una reducción en la permeabilidad, es más probablemente el factor que limita la longevidad de los PRB de campo. Debido a que esta tecnología es relativamente nueva, todavía es difícil predecir la longevidad de los sitios. Dependiendo de los supuestos de los factores de control, las estimaciones de longevidad pueden diferir en un orden de magnitud (por ejemplo, 10 a 100 años). [14]
Una aplicación a escala de campo de las PRB en la remediación de aguas subterráneas consistió en una zona de tratamiento formada mediante la excavación de un área aislada por tablestacas , rellenando el agujero con una mezcla de hierro granular y arena, y retirando las tablestacas para dejar una zona de tratamiento in situ , permeable y con contenido de hierro. Se eliminaron los contaminantes, etilenos clorados (PCE y TCE), dejando, en su mayor parte, agua subterránea completamente declorada ( se observó poco cloruro de vinilo ).
La primera implementación a escala de campo de PRB se realizó en Sunnyvale, California , en el sitio de una planta de semiconductores que estaba en funcionamiento anteriormente. En ese momento, la mejor tecnología de remediación disponible era la tecnología de bombeo y tratamiento . Las PRB presentaron una solución más rentable al problema en cuestión, al poder remediar pasivamente el agua subterránea. Se eligió el metal granular como medio reactivo después de realizar pruebas de laboratorio utilizando agua contaminada del sitio. Después de la instalación, los contaminantes se redujeron a los niveles objetivo. Como resultado, se pudo retirar la maquinaria de bombeo y tratamiento y la superficie del suelo quedó libre para usarse con fines comerciales. Los ahorros por usar la PRB en lugar de bombear y tratar permitieron pagar la instalación en aproximadamente tres años. [13]
En 1996, se instaló una barrera de contención de aguas residuales de 46 m de largo, 7,3 m de profundidad y 0,6 m de espesor en una instalación de la Guardia Costera cerca de Elizabeth City, Carolina del Norte. El objetivo de esta barrera de contención de aguas residuales era remediar una columna de contaminantes de tricloroetileno (TCE) y cromo hexavalente (Cr (VI)). La barrera de contención de aguas residuales tardó sólo 6 horas en instalarse utilizando una técnica de excavación continua, que eliminó simultáneamente el sedimento preexistente mientras se instalaba el medio reactivo (hierro granular). La barrera de contención de aguas residuales se configuró como una pared continua en lugar de una configuración de embudo y compuerta porque las simulaciones por computadora en 3D sugerían que las dos tendrían la misma eficacia, pero los análisis de costos mostraron que la configuración continua sería más barata de instalar. El costo total de la instalación fue de aproximadamente $1 millón, mientras que la Guardia Costera de los EE. UU. predice que en 20 años se ahorrarán $4 millones en comparación con un sistema de bombeo y tratamiento. [15]
En el campo Moffett, California, se instaló una PRB a escala piloto iniciada por la Marina de los EE. UU. en 1995. La PRB de campo Moffett utilizó un diseño de embudo y compuerta, en el que el embudo estaba compuesto por pilotes de chapa de acero entrelazados, mientras que la compuerta estaba compuesta de hierro granular de valencia cero. Los principales contaminantes fueron tricloroeteno (TCE), cis-1,2 dicloroeteno (cDCE) y percloroeteno (PCE). Los datos del monitoreo trimestral, las pruebas de trazadores y la extracción de núcleos de celdas de hierro se han utilizado para determinar la eficacia del sitio. Desde el primer evento de muestreo en junio de 1996, las concentraciones de todos los compuestos clorados se han reducido a niveles no detectables o por debajo de los niveles máximos de contaminantes. [16]
El sitio de Fry Canyon fue seleccionado en 1996 como un sitio de demostración de campo para evaluar las capacidades de remoción de PRB para uranio . Se llevaron a cabo experimentos de laboratorio en tres materiales potenciales de PRB (fosfato, hierro de valencia cero y hierro férrico) para determinar las eficiencias de remoción de uranio y las propiedades hidrológicas. Se seleccionó un material de PRB de cada clase para la demostración. Los materiales seleccionados tenían una conductividad hidráulica satisfactoria, alta eficiencia de remoción de U y altas resistencias de compactación. Se utilizó un diseño de embudo y compuerta. Los embudos canalizaron el agua subterránea hacia las compuertas de PRB. Durante el primer año, el hierro de valencia cero había reducido la concentración de U en más del 99,9%, mientras que la cantidad eliminada tanto en el fosfato como en el hierro férrico superó el 70% para la mayoría de las mediciones realizadas. Los mecanismos para eliminar uranio son similares a los de eliminar otros contaminantes inorgánicos, lo que significa que este estudio tiene una amplia aplicabilidad. [17]
En 1994, los analistas estimaron que en los Estados Unidos los costos totales de limpieza de las aguas subterráneas ascendían a entre 500 mil millones y un billón de dólares. [18] Hasta aproximadamente el año 2000, la mayor parte de la remediación de las aguas subterráneas se hacía utilizando "tecnologías convencionales" (por ejemplo, sistemas de bombeo y tratamiento), que han demostrado ser costosas para cumplir con los estándares de limpieza aplicables. [19]
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