líquido de fase no acuosa

El agua subterránea ha sido históricamente una fuente importante de agua para los sistemas públicos de abastecimiento, los pozos privados y los sistemas agrícolas durante generaciones. Se creía comúnmente que, a medida que el agua viajaba a través del suelo, se despojaba de impurezas antes de poder ingresar a los depósitos de agua subterránea; como resultado, no había mucha preocupación general sobre la contaminación del medio ambiente subterráneo. ^{[ 3 ]}

En 1960, se observaron contaminantes orgánicos, incluidos hidrocarburos de petróleo, derivados del alquitrán de hulla, detergentes sintéticos y pesticidas, en una extensa revisión bibliográfica sobre la contaminación de aguas subterráneas que proporcionó la primera indicación de NAPL en el subsuelo. ^{[ 4 ]} A principios de la década de 1970, el desarrollo tecnológico de la cromatografía de gases proporcionó un nuevo método para detectar contaminantes de aguas subterráneas imperceptibles para los sentidos humanos. Este desarrollo condujo al descubrimiento y posterior análisis de disolventes clorados, una de las formas más nocivas de NAPL. ^{[ 2 ]} Se comprendió que los NAPL son difíciles tanto de detectar como de eliminar del subsuelo. ^{[ 1 ]} Debido a que los NAPL participan en una cadena biológica de degradación, producen sustancias químicas intermedias que crean peligros particularmente agudos para la salud humana. ^{[ 2 ]}

Estas preocupaciones sanitarias cobraron mayor relevancia pública tras el informe de 1976 del Niagara Falls Gazette sobre la contaminación del suelo cerca de Love Canal . El descubrimiento de volúmenes tan elevados de estos contaminantes, su amplia distribución geográfica y sus peligrosos efectos en la salud condujeron finalmente a la aprobación de la Ley Integral de Respuesta, Compensación y Responsabilidad Ambiental (CERCLA) y el programa Superfund . Esta mayor atención a la contaminación de las aguas subterráneas incrementó los fondos para la investigación, y los estudios posteriores revelaron una contaminación generalizada de las aguas subterráneas en Estados Unidos. Posteriormente, se amplió la comprensión de los mecanismos de transporte y el desarrollo de estrategias de remediación para contaminantes orgánicos, incluidos los NAPL. ^{[ 2 ]}

Las primeras estrategias de remediación se centraron en la restauración de la calidad del acuífero mediante la construcción de pozos para extraer y tratar el agua subterránea (la estrategia de bombeo y tratamiento), pero pronto quedó claro que el volumen de agua a extraer y tratar era excesivamente grande e inviable. ^{[ 2 ]} Además, la construcción de pozos puede ser invasiva para el entorno subterráneo y puede causar una infiltración más profunda de NAPL, lo cual es contraproducente. ^{[ 3 ]} Si bien algunos expertos han propuesto que la eliminación completa de NAPL del entorno subterráneo es imposible, otros ven el desafío como una oportunidad para expandir e innovar las tecnologías de remediación. ^{[ 2 ]} Como resultado, se han desarrollado diversas innovaciones para detectar y mitigar los NAPL desde la década de 1980 hasta mediados de la década de 2000, proporcionando alternativas a la estrategia de bombeo y tratamiento. ^{[ 5 ]}

Las propiedades microscópicas de los NAPL determinan su comportamiento en el campo. ^{[ 1 ]} Si entran en la zona saturada, su densidad relativa a la del agua determinará cómo se comportan. Como resultado, los NAPL se clasifican según su densidad relativa en dos tipos principales: líquidos de fase no acuosa ligeros (LNAPL) y líquidos de fase no acuosa densos (DNAPL) . Los LNAPL tienden a flotar en el nivel freático , mientras que los DNAPL tienden a hundirse y, en algunas condiciones, a acumularse en el fondo. En comparación con los LNAPL, los DNAPL son más tóxicos y menos biodegradables. ^{[ 3 ]}

Existen diversos parámetros específicos del entorno subsuperficial que son importantes a considerar en los modelos cuantitativos del comportamiento de los NAPL. Algunos de estos parámetros incluyen la permeabilidad del suelo , la humedad, la distribución del tamaño de las partículas, la fuerza capilar , la humectabilidad y la velocidad del flujo de agua subterránea. ^{[ 1 ] [ 3 ]} La recopilación de estos datos es heterogénea y compleja. ^{[ 3 ]}

La zona no saturada comprende un medio poroso compuesto por pequeñas partículas, alrededor de las cuales existe una fina película de agua que actúa como membrana . El resto del espacio entre estas partículas está formado por aire. Por lo tanto, los NAPL pueden permanecer como un hidrocarburo inmiscible, disolverse en agua, adsorberse en un material poroso sólido o vaporizarse en forma gaseosa. ^{[ 3 ]}

Este modelo de cuatro fases es altamente variable e incluso puede cambiar dentro de un sitio particular durante las diferentes etapas de remediación del sitio. Por lo tanto, es importante monitorear continuamente la distribución de fases caso por caso. Cada una de estas fases difiere en términos de su movilidad y las técnicas de remediación disponibles. Las fases más móviles de NAPL son la fase volatilizada/gaseosa y la fase solubilizada/acuosa, mientras que las fases menos móviles de NAPL son la fase adsorbida/sólida y la fase líquida inmiscible. ^{[ 1 ]} Debido a estas complejidades, el flujo es más difícil de medir en la zona no saturada que en la zona saturada. ^{[ 3 ]}

La contaminación de la zona no saturada es peligrosa debido tanto al potencial de filtración hacia la zona saturada, donde se encuentran los acuíferos, como al potencial de dañar la vida ecológica. ^{[ 3 ]} El hecho de que el NAPL alcance o no la zona saturada está determinado por un parámetro llamado saturación residual. La saturación residual es causada por la acción capilar, que inmoviliza los NAPL y restringe su infiltración en la zona saturada. ^{[ 1 ]}

En la zona saturada, los espacios entre las partículas se llenan de agua. Por lo tanto, en esta zona se utiliza un modelo trifásico de distribución de fases de NAPL, que excluye la fase gaseosa. ^{[ 3 ]} Una vez que los NAPL alcanzan el nivel freático en la zona saturada, los LNAPL flotarán mientras que los DNAPL se hundirán. Tanto los LNAPL como los DNAPL pueden permanecer en el nivel freático durante largos períodos de tiempo, disolviéndose lentamente y formando plumas químicas nocivas; por esta razón, la remediación en la zona saturada es de particular importancia para los científicos. ^{[ 3 ] [ 5 ]}

La mitigación de LNAPL tiende a ser menos compleja y requiere estrategias de ingeniería más sencillas. Por el contrario, los DNAPL pueden filtrarse en las grietas del material original del subsuelo, lo que complica tanto su movimiento como la tecnología necesaria para su mitigación. ^{[ 3 ]} En el mejor de los casos, el DNAPL es continuo y se ha acumulado formando un reservorio por encima de la capa impermeable. En este caso, se puede perforar e instalar un pozo de recuperación. En lo que respecta a la remediación de DNAPL, cuanto antes se elimine, mejor. ^{[ 6 ]}

Las estrategias de remediación química suelen implicar reacciones redox , entre las que destacan la oxidación química directa, la reducción química directa, la oxidación secundaria de la reducción y la decloración potenciada por metales . El tratamiento adecuado depende en gran medida del contaminante específico. Las estrategias químicas son el método más directo y rápido para remediar disolventes clorados, que constituyen uno de los tipos más frecuentes de NAPL. ^{[ 6 ]}

Uno de los desafíos de las estrategias químicas es la existencia de reacciones competitivas que limitan la eficacia del tratamiento. Otro desafío es la presencia de subproductos que podrían provocar la propagación del contaminante objetivo. ^{[ 6 ]}

Las técnicas de aplicación incluyen la inyección a través de pozos o la colocación de una matriz de tratamiento sólida . En última instancia, el factor más importante que determina la viabilidad de un enfoque de tratamiento químico es si las condiciones del subsuelo permitirán una aplicación eficaz. ^{[ 6 ]}

Se ha logrado acelerar los procesos biológicos naturales aeróbicos , anaeróbicos y secuenciales aeróbicos y/o anaeróbicos para minimizar la presencia de NAPL en el subsuelo. La mayoría de las estrategias de biorremediación se basan en la presencia de poblaciones específicas de bacterias/microorganismos y la adición de carbono orgánico para estimular la biodegradación. Este carbono orgánico puede suministrarse mediante la inyección de fuentes de carbono orgánico solubles, como lactato , alcoholes , suero de queso, etc., y la colocación de donantes de electrones de liberación lenta, como emulsiones de aceite vegetal y aceite de soja . ^{[ 6 ]}

Para la biodegradación aeróbica, debe haber suficiente oxígeno disuelto, el cual puede suministrarse mediante estrategias como la inyección de aire y la extracción de vapores supercríticos (SVE). Sin embargo, la capacidad de suministrar suficiente oxígeno es un factor limitante que afecta el éxito de este tipo de estrategia de remediación. Además, en muchos casos se requiere la presencia de inductores como metano , propano , amoníaco o tolueno , contaminantes que, por sí mismos, son intrínsecamente dañinos para el medio ambiente subterráneo. ^{[ 6 ]}

Otro desafío consiste en mantener una población suficiente de bacterias/microorganismos frente a la competencia de bacterias autóctonas y otras presiones externas. También existe resistencia regulatoria al uso de bacterias genéticamente modificadas . Además, los NAPL pueden no ser fácilmente biodisponibles , lo que limita la eficacia de las estrategias de biodegradación. En este sentido, la biodegradación puede no ser apropiada como solución única, pero sin duda puede utilizarse junto con otras estrategias. ^{[ 6 ]}