martes, 10 de julio de 2012
lunes, 9 de julio de 2012
Metanogénesis
Bioquímica de la metanogénesis
Producción de metano por reducción del CO2
La metanogénesis por reducción del CO2 es una forma de respiración anaeróbica. Los metanógenos no utilizan
el oxígeno para respirar; de hecho, el oxígeno inhibe el crecimiento de los
metanógenos. El aceptor de electrones terminal en la metanogénesis no es el
oxígeno, sino el carbono. El carbono puede aparecer en un pequeño número de
compuestos orgánicos con poco peso molecular. Los dos caminos mejor descritos
implican la utilización de dióxido de carbono y acetato
como aceptores terminales de electrones:
CO2
+ 4 H2 → CH4 + 2H2O
Producción de metano a partir de moléculas
orgánicas
Las bacterias metanógenas pueden producir también metano a partir de
sustratos orgánicos sencillos como el ácido acético, el formiato,
el metanol,
la metilamina,
el sulfuro de dimetilo y el metanotiol.
Mediante C se ha demostrado que el metano se origina exclusivamente a partir
del carbono metílico
del ácido acético:
CH3COOH
→ CH4 + CO2
Por tanto, estas bacterias pueden producir metano a partir de formas
parcialmente reducidas de carbono contenido en compuestos orgánicos: tales
reacciones pueden considerarse como verdadereas fermentaciones.
La bioquímica de la metanogénesis es relativamente compleja e implica a
las siguientes coenzimas y cofactores: F430, coenzima B,
coenzima M,
metanofurano y metanopterina.
Ocurrencia de la metanogénesis
Artículo principal: Arquea metanógena.
Los organismos capaces de realizar la metanogénensis se llaman metanógenos.
Los microbios que realizan la metanogénesis no tienen núcleo ni orgánulos
separados por membranas (es decir, son procariotas).
Los metanógenos son un grupo muy antiguo de organismos, miembros de las arqueobacterias
(o arqueas).
Los metanógenos son anaerobios estrictos (mueren en presencia
de oxígeno), por lo que sólo se encuentran en entornos en los que el oxígeno es
reducido. Sobre todo son entornos que experimentan una descomposición de
materia orgánica, como terrenos pantanosos, el tracto digestivo de los animales
y sedimentos acuáticos. La metanogénesis también se da en zonas donde no hay
presencia de oxígeno ni descomposición de materia orgánica, como el subsuelo
profundo terrestre, las fuentes hidrotermales de las profundidades
marinas y las reservas de petróleo.
Importancia en el ciclo del carbono
La metanogénesis es el paso final en la descomposición
de la materia orgánica en condiciones anaeróbicas. Durante el proceso de
descomposición, aceptores de electrones (como el oxígeno,
hierro,
sulfato,
nitrato
y manganeso)
se reducen, mientras que se acumulan hidrógeno
(H2) y dióxido de carbono. También se acumulan
compuestos orgánicos ligeros por fermentación.
Durante las fases avanzadas de la descomposición orgánica, todos los aceptores
de electrones quedan reducidos excepto el dióxido de carbono. El dióxido de
carbono es un producto de la mayoría de los procesos catabólicos, por lo que no
se reduce como otros aceptores de electrones potenciales.
Solo la metanogénesis y la fermentación pueden darse en ausencia de
aceptores de electrones distintos al carbono. La fermentación sólo permite la
ruptura de compuestos orgánicos más grandes y produce compuestos orgánicos
pequeños. La metanogénesis elimina con efectividad los productos casi finales
de la descomposición: el hidrógeno, los compuestos orgánicos pequeños y el
dióxido de carbono. Sin la metanogénesis se acumularía una gran cantidad de
carbono (en forma de productos de la fermentación) en los ambientes
anaeróbicos.
La metanogénesis es útil para la humanidad. Mediante ella, los residuos
orgánicos se pueden convertir en el útil biogás metano. La metanogénesis se da en el intestino
de muchos animales. Aunque se piensa que la metanogénesis no es esencial para
la digestión humana, es necesaria en la nutrición de los animales rumiantes,
como las vacas
y las cabras.
En el rumen,
organismos anaeróbicos (incluyendo metanógenos) digieren la celulosa
en formas utilizables por el animal. Sin los microbios del rumen, las vacas no
podrían sobrevivir sin ser alimentadas con una dieta especial.
Algunos humanos producen producen flatulencias
que contienen metano. En un estudio de las heces en nueve adultos,
solo cinco contenían microorganismos metanógenos. Se obtienen resultados similares tomando
muestras de gas del recto.
La proporción de metano en las flatulencias humanas oscila entre el 0% - 10%.
Metanogénesis inversa
Los metanógenos también pueden utilizar el metano como sustrato en
conjunción con la reducción del sulfato y el nitrato.
martes, 24 de abril de 2012
contaminacion de aguas subterraneas
PRINCIPALES AGENTES CONTAMINANTES
Se pueden
establecer los siguientes grupos: Contaminantes químicos, contaminantes
biológicos
y contaminantes radioactivos
El grupo
genérico de iones normales comprende
los iones cloruro, sulfato, bicarbonato, sodio,
calcio,
magnesio y los parámetros derivados: residuo seco y dureza. Un exceso general
de
sales en
el agua de bebida, por encima de los 1500 mg/l prescritos en la RTS no suele
acarrear
graves
consecuencias para un consumidor sano normal así, un exceso de cloruro, más de
300 mg/l, proporciona al agua sabor salado. El sulfato a elevada concentración
da sabor amargo, al igual que el magnesio cuando aparece en concentraciones de
varios centenares de mg/l. Efectos
laxantes
suelen aparecer ligados a la asociación de sulfatos y magnesio o sodio en
cantidades
importantes
En cuanto
a los iones nitrogenados, sobre
todo se trata de los nitratos derivados de la
utilización
de fertilizantes. La presencia de nitritos y amonio puede indicar que proceden
de la
descomposición
de la materia orgánica de algún vertido de residuos y que puede venir
acompañada
de organismos patógenos.
Se
incluyen bajo la denominación de metales
pesados los iones metálicos que, aunque suelen
aparecer
como trazas en las aguas subterráneas, pueden ser indicio fundado de
contaminación
cuando sus
concentraciones son anormalmente altas. La presencia de Fe y Mn no constituye
un
problema para la salud ya que mucho antes de alcanzar niveles tóxicos el agua
es
intolerable
por su sabor. La presencia de Al, fácilmente eliminable por el organismo, no
parece
plantear
especiales inconvenientes para la salud. Tampoco el Cu, ya que a elevadas
concentraciones
comunica al agua un sabor desagradable. El Pb es muy peligroso por ser
acumulativo
pudiendo provocar anemia, dolores abdominales, parálisis musculares etc..
cuando se
ingiere de manera continuada en concentraciones altas. El Cr hexavalente es muy
tóxico y
especialmente peligroso por su persistencia.
El
principal problema que puede entrañar la contaminación microbiológica de las
aguas
subterráneas
consiste en la posible propagación de enfermedades producidas por bacterias o
virus que
sean introducidas en el acuífero por los vertidos de productos fecales de
origen
humano o
animal.
A pesar
del cuidadoso control de las sustancias radioactivas y de lo esporádico del
vertido
accidental
de las mismas, el riesgo de contaminación por estas sustancias no es
despreciable
aunque no
sea grande.
MECANISMOS
DE INTRODUCCION Y PROPAGACION DE LA CONTAMINACION
EN EL
ACUIFERO
Los
principales mecanismos de llegada de contaminantes son los de propagación a partir de
la superficie, que incluyen los casos de
arrastre de contaminantes desde la superficie del
terreno
por las aguas de infiltración (vertidos sobre el terreno, uso de fertilizantes,
etc..) y los de
infiltración
de aguas superficiales contaminadas desde ríos, acequias, etc.., provocados por
la
acción
humana; los de propagación desde la
zona no saturada cuyos ejemplos más típicos
son los
derivados de los sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas y de
embalsamiento
superficial de residuos líquidos de diversa procedencia y, finalmente, los de
propagación originados en la zona saturada cuyos casos
más típicos son los pozos de
inyección y la progresión de la
intrusión salina por alteración del régimen de flujo.
CAUSAS DE CONTAMINACIÓN
- por
actividades urbanas
- por
actividades agrícolas
- por
actividades industriales
- por
aguas salinas
- por actividades
mineras
- por
vertidos de origen urbano
- otros
MIGRACIÓN DE CONTAMINANTES
Es el
conjunto de procesos de transporte,
almacenamiento, intercambio y transformación
(transferencia), que por causas
físicas, químicas y biológicas afectan a los solutos en el suelo
y las
aguas subterráneas
CONTAMINANTE
El
transporte de solutos o de contaminantes en medios porosos, saturados, homogéneos
e
isótropos
está regido por una ecuación de conservación de masa, que tiene en
consideración
que el
flujo está afectado por los siguientes mecanismos:
a)
movimiento convectivo (desplazamiento medio)
b)
dispersión aparente (difusión molecular y dispersión mecánica)
c)
reacciones geoquímicas (cambio iónico, adsorción,...)
d)
procesos bioquímicos, radiológicos (degradación biológica, decrecimiento
radioactivo,..)
Los medios
porosos constituyen sistemas heterogéneos formados por una matriz sólida, con
constituyentes
minerales y orgánicos, y un complejo sistema de poros interconectados que
están
rellenos de fluidos (aire o agua).
Los
diferentes solutos de la fase fluida pueden interaccionar o no entre ellos o
con la matriz
sólida,
modificando o no sus propiedades físicas y químicas. Pueden sufrir también
transformaciones
bióticas y abióticas dando lugar a productos de transformación que, en el
caso de
algunos contaminantes, pueden ser incluso más tóxicos que los compuestos
originales.
TRANSPORTE
DE SOLUTOS EN EL ACUÍFERO
Las
sustancias disueltas, contaminantes o no, una vez incorporadas al sistema de
flujo del
acuífero,
pueden ser transportadas bien por el propio movimiento del agua bien por
difusión
molecular,
o por ambos medios simultáneamente.
Cuando son
transportadas por el agua en movimiento, tienden a moverse en la dirección
general
del flujo y, si no existen interacciones con el terreno, a una velocidad que es
igual a la
velocidad
media del agua subterránea. Sin embargo, a causa de las tortuosidades del
terreno,
los
solutos tienden a separarse de la trayectoria ideal del agua y a moverse con
diferente
velocidad.
En la difusión no se produce movimiento de
solutos a través del movimiento del agua. El
movimiento
es debido sólo a la existencia de un gradiente de concentración, no hidráulico.
Su
efecto es
la tendencia a la igualación de concentración en cualquier parte del sistema.
TRANSFERENCIA
DE MASAS
Durante el
transporte de las sustancias disueltas, potencialmente contaminantes, a lo
largo del
flujo
subterráneo, éstas están sometidas a una serie de procesos que tienden a
atenuar sus
efectos
(autodepuración del agua subterránea). Estos procesos de atenuación pueden ser
de
distinta
naturaleza, actuar de manera preferente en una u otra parte del acuífero y ser
de
eficacia
selectiva en relación con determinado tipo de contaminante. Los principales
procesos
que pueden
tener lugar son:
Procesos físicos
Dispersión
Filtración
Circulación de gases
Procesos geoquímicos
Formación de complejos y fuerza iónica
Neutralización - reacciones ácido-base
Oxidación - reducción
Precipitación - disolución
Adsorción - desorción.
Procesos bioquímicos
Degradación biológica y asimilación
Síntesis celular
PROCESOS EN LA ZONA NO SATURADA
Las
entradas de agua son debidas a las lluvias, al riego, recarga artificial y
lixiviados de
vertidos,
cuyas características físico-químicas es necesario conocer.
La volatilización puede afectar al
amonio y aciertas sustancias orgánicas (plaguicidas).
Realmente,
en esta zona también tienen lugar la mayoría de los procesos que se indican en
la
zona
intermedia o zona no saturada propiamente dicha, e incluso con mayor
intensidad, como
puede ser
el caso de la adsorción de metales pesados o de nitrificación del amonio.
Los
procesos de adsorción, incluido
el cambio iónico, afectan
fundamentalmente a cationes.
Las
reacciones de oxidación en
ambiente aerobio, capaz de aportar oxígeno, son
especialmente
intensas en los compuestos del nitrógeno (nitrificación del amonio y nitrito) y en
los
sulfuros, que son transformados a sulfatos. Por el contrario, las reacciones de
reducción, en
ambiente
anaerobio y con presencia de materia orgánica, conducen a la formaciónde amonio
(desnitrificación) y sulfuros (reducción de sulfatos).
Un plaguicida necesita conocer informacion fisico-quimica de las moleculas y su mecanismo de transporte para su comportamiento
A pesar de lo complejo del problema, los cientifios han logrado determinar ciertas caracteristicas fisico-quimicas cuantificables para los plaguicidas como la solubilidad, presion de vapor, cte. de la ley de Henry, el coeficiente de carbono organico (koc) y el coeficiente de particion octanol-agua (kow)
Con el tiempo los plaguisidas sufren una degradacion influenciada por microorganismos, actividad quimica, pH, clima y contenido de materia organicadel suelo, entre otro
1.-Caracteristicas medio ambientales.
El plaguicida puede estar presente en materiales de desech, agua subterranea, aire, suelo,subsuelo,sedimento y biota.
2.-Mecanismos de transporte ambiental de los plaguicidas.
Es la forma en donde se mueven los plaguicidas en el medio ambiente desde la fuente emisora hasta donde esta el ser humano o biota.
Difucion
Lixiviacion
Evaporacion
3.- Influencia de las caracteristicas del sitio en el transporte de plaguicidas.
Las características físicas y las condiciones climáticas del sitio de estudio contribuyen al transporte de los contaminantes. Por consiguiente, es necesaria la información acerca de la topografía, tipos de suelo y ubicación, tipo de cubierta del suelo, precipitación anual, condiciones de temperatura, entre otros, para poder estimar hacia donde pudiera desplazarse el plaguicida aplicado
A pesar de lo complejo del problema, los cientifios han logrado determinar ciertas caracteristicas fisico-quimicas cuantificables para los plaguicidas como la solubilidad, presion de vapor, cte. de la ley de Henry, el coeficiente de carbono organico (koc) y el coeficiente de particion octanol-agua (kow)
Con el tiempo los plaguisidas sufren una degradacion influenciada por microorganismos, actividad quimica, pH, clima y contenido de materia organicadel suelo, entre otro
1.-Caracteristicas medio ambientales.
El plaguicida puede estar presente en materiales de desech, agua subterranea, aire, suelo,subsuelo,sedimento y biota.
2.-Mecanismos de transporte ambiental de los plaguicidas.
Es la forma en donde se mueven los plaguicidas en el medio ambiente desde la fuente emisora hasta donde esta el ser humano o biota.
Difucion
Lixiviacion
Evaporacion
3.- Influencia de las caracteristicas del sitio en el transporte de plaguicidas.
Las características físicas y las condiciones climáticas del sitio de estudio contribuyen al transporte de los contaminantes. Por consiguiente, es necesaria la información acerca de la topografía, tipos de suelo y ubicación, tipo de cubierta del suelo, precipitación anual, condiciones de temperatura, entre otros, para poder estimar hacia donde pudiera desplazarse el plaguicida aplicado
4.-Factores físico-químicos que influyen en el destino de los
contaminantes y en el transporte ambiental.
Volatilización
La
volatilidad representa la tendencia del plaguicida a pasar a la fase gaseosa.
Todas las sustancias orgánicas son volátiles en algún grado dependiendo de su
presión de vapor, del estado físico en que se encuentren y de la temperatura
ambiente.
Presión de Vapor
La
presión de vapor varía; se incrementa la presión cuando se incrementa la
temperatura y disminuye cuando disminuye la temperatura.
La
presión de vapor se expresa usando una variedad de unidades, incluyendo los
pascales (Pa), milímetros de mercurio (mm Hg equivalente a Torr), libras por
pulgada cuadrada (lb/pulg 2) y atmósferas (atm).
1 Pa = 1 kg/m•s2
1 Pa = 7.5 x 10-3 mm Hg (Torr)
1 kPa
(kilopascal)= 1000 Pa= 7.5 mm Hg (Torr)
1 mPa
(milipascal) = 0.001 Pa = 7.5 x 10-6 mm Hg (Torr)
1 atm = 101.325
kPa (kilopascal)
1 atm =
14.70 lb/pulg 2
Constante
de la Ley de Henry (H)
Describe
la tendencia de un plaguicida a volatilizarse del agua o suelo húmedo. El valor
se calcula usando la presión de vapor, solubilidad en agua y peso molecular de
un plaguicida.
Coeficiente
de partición aire-agua (Hc)
Hc = p/c,
donde:
p = presión de vapor del plaguicida (Pa)
c = solubilidad en agua (mol. m-3)
Hc =
Pa/moles. m-3
= Pa m3/moles
Hc = p’ x PM x 10-3/c’
Hc = mPa
x PM x10-3/ppm
donde:
p’ = presión de vapor del plaguicida (mPa)
PM = peso molecular del plaguicida
c’ = solubilidad en agua (ppm)
Persistencia
Se define
como la capacidad de cualquier plaguicida para retener sus características
físicas, químicas y funcionales en el medio en el cual es transportado o
distribuido, durante un período limitado después de su emisión.
Si su
vida media y su persistencia es mayor a la frecuencia con la que se aplican,
los plaguicidas tienden a acumularse tanto en los suelos como en la biota y con
el tiempo, la mayoría de los plaguicidas sufren una degradación como resultado
de reacciones químicas y microbiológicas en suelo o agua.
Vida
media
La vida media está
definida como el tiempo (en días, semanas o años) requerido para que la mitad
del plaguicida presente después de una aplicación se descomponga en productos
de degradación. La descomposición depende de varios factores incluidos la
temperatura, el pH del suelo, los microorganismos presentes en el suelo, clima,
exposición del plaguicida a la luz, agua y oxígeno.
Solubilidad en Agua
La solubilidad
en agua de un plaguicida es una medida que determina la máxima concentración de
un plaguicida a disolverse en un litro de agua y por lo general tiene un rango
de 1 a 100,000 mg/L. Las unidades de concentración son:
mg por
litro (mg/L), que es aproximadamente igual a una parte por millón (ppm) o un
microgramo por litro (μg/L), que es aproximadamente igual a una parte por
billón (ppb) (3, 4, 7, 11).
ppm =
parte por millón = 1 mg/L
ppb =
parte por billón = 1 μg/L
Coeficiente
de Adsorción de carbono orgánico (Koc).
A este
valor también se le conoce como Coeficiente de adsorción suelo/agua o el Coeficiente
de adsorción. Es una medida de la tendencia de un compuesto orgánico a ser
adsorbido (retenido) por los suelos o sedimentos (6).
Koc = KD x 100/
%oc, donde:
%oc es el
porcentaje de carbono orgánico en el suelo = % materia orgánica/ 1.72.
El Koc es
específico para cada plaguicida y es sumamente independiente de las propiedades
del suelo. Los valores del Koc van de 1 a 10,000,000 (10).
Coeficiente
de Partición Octanol/Agua (Kow)
El
coeficiente de partición Octanol-agua, Kow, es una medida de cómo una sustancia
química puede distribuirse entre dos solventes inmiscibles, agua (es un
solvente polar) y octanol (es un solvente relativamente no polar, que
representa a las grasas). El Kow proporciona un valor de la polaridad de un
plaguicida, que es frecuentemente utilizado en modelos para determinar como un
plaguicida puede distribuirse en tejido de grasa animal.
Kow = C octanol /
C agua,
donde:
C = la
concentración molar
pKow = -log 10 Kow
Potencial
de contaminación de agua subterránea
Las propiedades anteriormente descritas son
de gran utilidad para los investigadores ya que permiten estimar el potencial
de afectación de los plaguicidas si entran en contacto con el agua.
5.-Clasificación
de la toxicidad de los plaguicidas
Por mucho tiempo se ha intentado desarrollar
un sistema práctico para evaluar la toxicidad aguda y crónica de las sustancias
químicas, incluyendo a los plaguicidas. El método más comúnmente empleado y
avalado por la Organización Mundial de la Salud (OMS) para medir la toxicidad
es la Dosis Letal 50, DL50, que se define como la cantidad mínima
de una sustancia, generalmente expresada en mg/kg, que es capaz de matar al 50%
de una población de animales de prueba. Los resultados de DL50 obtenidos para
una sustancia dada se extrapolan a los humanos y sirven de base para los
sistemas de clasificación de la toxicidad.
La Ley de Darcy describe, con base en experimentos de laborario, las características del movimiento del agua a través de un medio poroso.
La expresión matemática de la Ley de Darcy es la siguiente:
Donde:
se trata del gradiente de alturas priezométricas 
o gradiente hidráulico y se observa que:
por lo que adopta un valor negativo. Ello se puede expresar:
donde h es la altura piezométrica y z la longitud recorrida. Generalizando a 3 dimensiones se obtiene que:
K es la conductividad hidráulica (permeabilidad) y se trata de un tensor simétrico diagonalizable a 3 direcciones principales:
y se obtiene:
El agua se desplazará en la dirección donde haya más permeabilidad y esta a su vez indicará a que velocidad se mueve el agua en condiciones unitarias de gradiente. En terrenos isótropos, las 3 permeabilidades principales serán idénticas.
En el caso de agua circulando en suelos, existen evidencias abrumadoras en el sentido de verificar la vigencia de la Ley de Darcy para suelos que van desde los limos hasta las arenas medias. Asimismo es perfectamente aplicable en las arcillas, para flujos en régimen permanente.
La expresión matemática de la Ley de Darcy es la siguiente:
Donde:
= gasto, descarga o caudal en m3/s.
= longitud en metros de la muestra
= una constante, actualmente conocida como coeficiente de permeabilidad de Darcy, variable en función del material de la muestra, en m/s.
= área de la sección transversal de la muestra, en m2.
= altura, sobre el plano de referencia que alcanza el agua en un tubo colocado a la entrada de la capa filtrante.
= altura, sobre el plano de referencia que alcanza el agua en un tubo colocado a la salida de la capa filtrante.
se trata del gradiente de alturas priezométricas o gradiente hidráulico y se observa que:
por lo que adopta un valor negativo. Ello se puede expresar:
donde h es la altura piezométrica y z la longitud recorrida. Generalizando a 3 dimensiones se obtiene que:
K es la conductividad hidráulica (permeabilidad) y se trata de un tensor simétrico diagonalizable a 3 direcciones principales:
y se obtiene:
El agua se desplazará en la dirección donde haya más permeabilidad y esta a su vez indicará a que velocidad se mueve el agua en condiciones unitarias de gradiente. En terrenos isótropos, las 3 permeabilidades principales serán idénticas.
Validez de la Ley de Darcy
La Ley de Darcy es una de las piedras fundamentales de la mecánica de los suelos. A partir de los trabajos iniciales de Darcy, un trabajo monumental para la época, muchos otros investigadores han analizado y puesto a prueba esta ley. A través de estos trabajos posteriores se ha podido determinar que mantiene su validez para la mayoría de los tipos de flujo de fluidos en los suelos. Para filtraciones de líquidos a velocidades muy elevadas y la de gases a velocidades muy bajas, la ley de Darcy deja de ser válida.En el caso de agua circulando en suelos, existen evidencias abrumadoras en el sentido de verificar la vigencia de la Ley de Darcy para suelos que van desde los limos hasta las arenas medias. Asimismo es perfectamente aplicable en las arcillas, para flujos en régimen permanente.
conceptos
Cometabolismo:
El cometabolismo es un proceso a través
del cual algunos componentes orgánicos , que los microrganismos no pueden
degradar si se hallan como única fuente de carbono son transformados con la
ayuda de otro sustrato natural adicional
por ejemplo azucares.
Halorepiracion:
Es un tipo de degradación anaerobia.
Xenobiotico:
La palabra xenobiótico deriva del griego "xeno" ("extraño") y "bio" ("vida"). Se aplica a los compuestos cuya estructura química en la naturaleza es poco frecuente o inexistente debido a que son compuestos sintetizados por el hombre en el laboratorio. La mayoría han aparecido en el medio ambiente durante los últimos 100 años.
Los procesos más importantes por los que se degradan los compuestos xenobióticos son la fotodegradación por radiaciones solares, los procesos de oxidación y reducción química y la biodegradación por los microorganismos. Pero debido a su estructura inusual, algunos xenobióticos persisten mucho tiempo en la biosfera sin alterarse y por eso se dice que son recalcitrantes a la biodegradación, llegando a ser contaminantes. La razón fundamental de que muchos compuestos sintéticos no sean fácilmente biodegradables radica en la gran estabilidad de su estructura química. Muchos compuestos sintéticos tienen estructuras químicas distintas a las de compuestos naturales, pero incluso los que tienen estructuras similares a las naturales suelen contener modificaciones que los hacen muy estables. Esto hace que las capacidades degradativas de los seres vivos actúen más lentamente.
Estos compuestos sintéticos tienen un gran interés desde el punto de vista de la microbiología, porque gracias a su existencia se ha producido la desviación de rutas metabólicas capaces de atacarlos y degradarlos, y de servir como compuestos de carbono para el sustento de muchos microorganismos.
LNAPL:
LNAPL (luz Nonaqueous fase líquida) - "un LNAPL es uno de un grupo de sustancias orgánicas que son relativamente insolubles en agua y menos denso que el agua. LNAPLs, tales como petróleo, tienden a extenderse por toda la superficie de la capa freática y forman una capa encima de la mesa de agua."- Agencia de protección ambiental de Estados Unidos, 2010.
DNAPL
Una fase no acuosa denso líquido
o DNAPL es un líquido
que es tanto más denso que el agua
y no miscibles en o no se disuelve en el agua.[1]
El término DNAPL es usado principalmente por ingenieros ambientales y Hidrogeólogos para describir contaminantes en las aguas subterráneas, las aguas superficiales y sedimentos.
DNAPLs tiende a hundirse por debajo de la Mesa de agua cuando se derrama en cantidades significativas y
sólo detener cuando llegan a roca impermeable. Su penetración en un acuífero
los hace difíciles de localizar y corregir.
Ejemplos de materiales que son DNAPLs cuando se derrama:
- disolventes clorados,
como tetrachloroethene, tricloroetilenoy tetracloruro de carbono
, 1,1,1-tricloroetano
- alquitrán de hulla
- creosota
- bifenilos policlorados
(PCB)
- Mercurio
- petróleo crudo extra
pesado, con una gravedad API de menos de 10
Cuando se derramó sobre el medio ambiente, disolventes clorados están
frecuentemente presentes como DNAPL y el DNAPL pueden proporcionar una fuente
secundaria de largo plazo del disolvente clorado a plumas disueltos de las
aguas subterráneas. Disolventes clorados son normalmente inmiscibles en agua,
con baja solubilidad en agua, por definición, sin embargo, todavía tienen una
solubilidad por encima de las concentraciones permitidas por las protecciones
de agua potable. Por lo tanto, DNAPL que es un disolvente clorado puede actuar
como una vía permanente para constituyentes disolver en las aguas subterráneas.
Uso común de disolventes clorados en operaciones de fabricación comenzó durante
la Segunda Guerra Mundial, con la tasa de utilización de
disolventes más creciente en la década de 1970. A principios de los 80,
analases química disponible que documenta una contaminación generalizada de las
aguas subterráneas con clorados solventes. [2] Desde ese momento, se ha extendido
un esfuerzo considerable para mejorar nuestra capacidad para localizar [3][4] y corregir [5] DNAPL presente como disolventes clorados.
DNAPLs que no son viscosos, tales como disolventes clorados, tienden a
hundirse en materiales de acuífero debajo de la tabla de agua y convertirse en
mucho más difíciles de localizar y corregir de líquidos de fase acuosa no son
más ligeros que el agua (LNAPLs) que tienden a flotar en la tabla de
agua cuando se derramó sobre suelos naturales. La Agencia de
protección ambiental de los Estados Unidos (USEPA) ha centrado la
atención considerable en la corrección de DNAPL que puede ser costoso.
Desmontaje o destrucción in situ de DNAPLs elimina la exposición potencial a
los compuestos en el medio ambiente y puede ser un método eficaz para la
corrección; Sin embargo, en algunos DNAPL corrección de sitios de DNAPL puede
no ser viable y contención puede ser el único viable medidas correctivas. [6] [7] La USEPA
tiene un programa para sitios de dirección donde DNAPL eliminación no es
factible para proyectos de corrección bajo CERCLA
bajo la ley de
recuperación y conservación de los recursos[8]
Se han desarrollado tecnologías de remediación de aguas subterráneas
que puede enfrentar DNAPL en algunos lugares. Excavación no siempre es posible
debido a las profundidades de la DNAPL, el carácter disperso de la DNAPL
residual, movilidad causado durante la excavación y complejidades con cerca de
estructuras. Las tecnologías que están surgiendo para el tratamiento son los
siguientes
- oxidación química in situ
(CIUO)[9][10]
- permanganato de potasio
- peróxido de hidrógeno
(con o sin un catalizador de hierro)
- ozono sparging
- Persulfato
- mejorada declorinación reductora [10][11]
- vaciado de tensioactivo
in situ [9][10]
- Air sparging[9][10]
- calefacción[9]
DNAPLs la mayoría permanecen más densos que el agua después de que se
liberan en el medio ambiente (por ejemplo, no se hace más ligero que el agua
derramada trichloroethene, seguirá siendo más denso que el agua). Sin embargo,
cuando la DNAPL es una mezcla más compleja, la densidad de la mezcla puede
cambiar con el tiempo como la mezcla interactúa con el entorno natural. Por
ejemplo, una mezcla de trichloroethene y aceite de corte puede ser liberada y
originalmente ser más denso que el agua--un DNAPL. Como la mezcla de
trichloroethene y aceite es lavada por las aguas subterráneas, el
trichloroethene puede leach preferentemente por el aceite y la mezcla puede ser
menos densa y luego agua y boyante (por ejemplo, el líquido puede convertirse
en un LNAPL). Asimismo los cambios pueden verse en algunas plantas de gasificación de carbón o gas manufacturado donde las mezclas
de alquitrán pueden ser más denso que el agua, ser neutral boyante o ser menos
denso, a continuación, el agua y las densidades pueden cambiar con el tiempo.
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