DECONTAMINAREA SOLULUI

Caracteristicile contaminantului

• Volatilitatea. Volatilitatea compuşilor este caracterizată prin valoarea presiunii de

vapori şi reprezintă tendinţa de a trece În faza gazoasă a unui compus. Cu cât presiunea de

vapori este mai mare cu atât contaminantul va putea fi îndepărtat mai uşor prin metoda

EVS.

Pentru amestecuri de compuşi (ca de exemplu benzină) presiunea de vapori a unui

compus din amestec depinde de concentraţia lui în amestec conform relaţiei:,

p i =x i a i p i0

- unde: pi este presiunea parţială la echilibru în faza gazoasă a componentului i din

amestecul de compuşi organici; xi - fracţia molară a componentului i în amestec; a i -

coeficientul de activitate a componentului i din amestec ca factor de corecţie pentru

compensarea comportării neideale; pi° - presiunea de vapori a componentului i în stare

pură.

Valoarea presiunii de vapori este influenţată şi de temperatură, astfel încât create de

circa 3-4 ori la creşterea cu 10°C a temperaturii (Jury şi al., 1987). Poate fi utilizată relaţie

de aproximare:

p(T) = A exp(-B/T)

unde: T este temperatura în Kelvin; A.B - constante specifice substanţei.

În aceste condiţii creşterea temperaturii va conduce la creşterea eficienţei EVS.

Variaţiile sezoniere ale temperaturii în sol influenţează grosimea stratului vadosic.

Creşterea temperaturii solului în zona contaminată se poate realiza prin injecjie de abur, cu

unde radio sau electric. Dacă compusul organic nu se afla separat sub formă de NAPL,

presiunea de vapori din pori va fi determinată de solubilitatea sa în soluţia solului şi de

adsorbţia pe sol (Suthersan, 1999).

• Solubilitatea. Solubilitatea contaminanţilor organici în apă are un impact

considerabil asupra partiţiei ?i transportului acestora în zona vadoasa şi în zona saturată.

Compuşii mai solubili se dizolvă mai uşor şi se deplasează în zona vadoasa datorită

infiltraţiilor. Variaţia nivelului acviferului poluanţilor în sol şi în pânză freatică este un alt

factor care influenţează concentraţia contaminatului în zona vadoasa şi în cea de frânaj

capilar.

Solubilitatea în apă a unui compus dintr-un amestec organic poate fi exprimată de

relaţia:

1

ci = xi ai cio

- unde ci este solubilitatea (concentraţia la echilibru) compusului i din amestecul

organic în contact cu apă; xi- fracţia molară a compusului i în amestecul organic; a i -

coeficientul de activitate a compusului i în amestecul organic ca un factor de compensare a

comportării neideale; c io - solubilitatea (concentraţia la echilibru) compusului i pur în

contact cu apă.

În condiţii obişnuite, solurile sunt relativ umede în zona vadoasa (10-14%) şi

contaminanţii sunt în general dizolvaţi în apă din pori (Suthersan, 1999).

• Coeficientul de absorbtie a solului. Fenomenele de sorbtie sunt caracterizate de

fenomene similare:

- adsorbţia este definită ca o acumulare la o interfaţă;

- absorbţia definita ca fiind o partiţie intre două faze (de exemplu acumularea din apa

subterană a contaminanţilor in faza organică a solului);

- sorbţia care include atât la fenomenul de adsorbţie cât şi absorbtie. De cele mai

multe ori termenul de sorbţie este folosit ca un termen care descrie fenomenele de

adsorbtie.

Adsorbţia poate avea loc ca urmare a atracţiei dintre contaminant (adsorbat) şi

matricea solului (adsorbant), prin care contaminantul se acumulează la suprafaţa solului

datorită afinităţii pentru acesta (de exemplu fenomenele de schimb cationic care au loc la

suprafaţă mineralelor din sol). În acest caz legăturile care se stabilesc între contaminant şi

suprafaţa sunt legături ionice, fenomenul fiind denumit şi schimb ionic. Adsorbţia poate

avea loc şi între un contaminant hidrofob (nepolar cu solubilitate redusă în apă) şi

suprafeţele nepolare ale matricei solului (de exemplu reţinerea pe material organică din

sol). Adsorbţia contaminaţilor prin cele două mecanisme create gradul de imobilizare a

acestora reducând implicit volatilitatea lor. Aceste fenomene limitează viteza de îndepărtare

a compuşilor volatili din sol în special în cazul solurilor cu o umiditate redusă. Totuşi şi

umiditatea solului poate contribui la scăderea debitului de aer extras în timpul EVS ca

urmare a presiunii de vapori a apei care se situează în jurul valorii de 10 mmHg în condiţii

normale de temperatura a solului. În fig. 51 sunt prezentate diferite moduri de ocupare a

suprafetelor solide in conditii diferite de umiditatea solului. In cazul solurilor cu umiditate

mare, suprafata fazei solide este ocupata cu un numar mare de molecule de apa care

provoaca o scadere a capacitatii de adsorbtie pentru moleculele de contaminant organic prin

blocarea centrilor de adsorbtie. La umiditati mici. numărul centrilor de adsorbtie disponibili

2

contaminantului este mai mare decit in cazul solului umed şi implicit capacitatea de

adsorbtie mai mare.

Figura 51. Adsorbtia COV in trei lipuri de soluri cu umiditafi diferite.

Adsorbtia contaminantilor pe materie organica din sol este caracterizata cu

ajutorul coeficientului de adsorbtie Kd, caracteristic fiecarei perechi contaminant/tip de

sol. Continutul in materie organica a solului, foe influenteaza coeficientul de partitie.

Deoarece contaminantii nepolari se retin foarte putin la suprafata mineralelor

Concentratia acestora in sol nu influenteaza coeficientul de partitie in cazul in care

solul are un continut important in materie organica. Coeficientul de adsorbtie care poate fi

descris de relatia:

Kd = foc Koc

unde: Kd este coeficientul de partitie; foc - fractia de carbon organic in sol; Koc -

coeficientul de partitie a carbonului organic.

Valorile tipice pentru foe se situeaza in intervalul 1-8% pentru orizonturile superioare

ale solului, in timp ce pentru materialele nisipoase aluvionale sunt cuprinse intre 0,02-1%.

Pentru solurile cu un continut scazut de carbon organic (foc<0,1 %) este predominanta

absorbpa pe particule minerale.

Koc poate fi calculat cu ajutorul relatiilor care descriu dependenta acestuia de

coeficientul de partite octanol-apa (Kow)- Un exemplu de astfel de relate (USEPA, 1996)

este:

logKoc = 0,79191ogKow+0,0784

Majoritatea contaminantilor organici se adsorb mai ufor de catre materia organica

decat se desorb de pe aceasta, astfel incat este nevoie de un timp fi de o energie mai mare

pentru desorbtie decat pentru adsorbtie. Acest fenomen, cunoscut sub numele de histerezis,

reduce eficienta EVS fiind mai pronuntat in special spre sfarfitul operatiilor de extractie.

3

• Biodegradabilitatea contaminantului. Una dintre aplicatiile cunoscute ale

tehnologiei EVS este cea cunoscuta sub denumirea de bioventilare, prin care introducerea

fortata de aer fi crefterea continutului de oxigen din sol genereaza biodegradarea aeroba a

contaminantilor. Aceasta tehnologie poate conduce la reducerea costurilor necesare tratarii

vaporilor extrafi fi de asemenea la degradarea compuşilor organici semivolatili care se

volatilizeaza foarte greu. Defi populatiile de microorganisme in zona vadoasa sunt mai

reduse ca numar fi diversitate la adancimi mai mari, are totufi loc fi degradarea unor

compufi din aceasta zona. Majoritatea hidrocarburilor aromatice de tip BTEX fi a

alcoolilor, cetonelor fi fenolilor sunt uşor biodegradabile in conditii aerobe.

Constantă lui Henry. Distribuţia compuşilor volatili între faza apoasă şi faza gazoasă

este caracterizată de constanta lui Henry, iar în condiţii de umiditate a solului eficienţa

procesului de EVS va depinde de această constantă putemic dependenta de temperatură

(creşte de circa 1.6 ori la creşterea temperaturii cu 10°C). În cazul compufilor cu volatilitate

mare, dar şi cu solubilitate mare în apă, EVS nu este eficientă (de exemplu în cazul

acetonei, pentru care eficienţa EVS este redusă datorită biodegradabilităţii sale mari,

recomandându-se remedierea prin bioventilare) (Suthersan, 1999).

Volatilizarea compuşilor dizolvaţi în apă este descrisă de legea lui Henry care indică

tendinţa relativă a unui compus dintr-o soluţie de a trece în faza gazoasă. Prezenţa

compusului în faza gazoasă poate fi exprimată atât ca presiune parţială cât şi sub formă de

concentrate.

În Tabelul 35 sunt prezentate proprietăţile fizice ale câtorva compuşi

organohalogenaţi frecvent intalniţi în solurile contaminate.

Tabelul 35. Proprietaţile unor compuşi organocloruraţi la 20°C

Cornpus Solubilitaiea

in apa

ms>/L

Densitate

a

Presiunea de

vapori mmHg

Constanta lui

Henry aim

m'/mol

V&scozitat

ea

Tetracloretilen

a

150 1.6227 14 1.46 x 1 O'2 0.89

Tricloretilena 1,100 1.4642 57.8 9.9 x 10 J 0.57

1,2-

Dicloretilena

6,260 1.2565 265 5.23 x 10-5 0.40

Tricloretan 4,500 1.4397 19 9.09 x 10'4 0.12

1,2-Dicioretan 5,500 1.235 64 9.10 x 10‘4 0.80

Tetraclorura

de carbon

800 1.594 90 3.02 x 10'2 0.97

Clorform 8,000 1.483 160 3.20 x !O'3 0.58

4

Extractia compuşilor organici volatili nemiscibili cu apa este dependenta in special de

presiunea de vapori a acestora. In acest caz viteza de transfer de masa este de multe ori

dependenta liniar de debitul gazelor extrase. Atunci cand in sol nu sunt prezenti compuşi de

tipul NAPL, valoarea debitului de gaz extras nu este determinată de condiţii de echilibru.

Astfel pentru un sol umed in care nu sunt prezenţi compuşi de tipul NAPL partiţia

contaminanţilor in zona vadoasa poate fi descrisa de urmatoarea relatie:

CT = ρb CA + wCL + aCG

unde: Cât este cantitatea totală de contaminant pe unitatea de volum de sol; CA -

concentraţia contaminantului adsorbit; CL - concentraţia contaminantului dizolvat; Ce -

concentraţia contaminatului în faza de vapori; pt, - densitatea aparentă a solului; w -

conţinutul volumetric de apă în sol; a - conţinutul volumetric de aer în sol.

Relaţia care caracterizează echilibrul dintre concentraţia contaminantului în faza de

vapori fi concentraţia în faza apoasă din pori este dată de legea lui Henry:

CG = Kh Cl,

iar relaţia de echilibru dintre concentraţia în faza apoasă fi concentraţia

contaminantului absorbit este dată de relaţia:

CA = KdCL

5