דרכי טיפול במזהמים בקרקע ובמי התהום בשיטות ביולוגיות וכימיות בעשורים האחרונים – סקירה ספרותית

יונתן רטנר

פרסום

תקציר. מטרת סקירה זו הייתה איסוף מידע לגבי מגוון רחב ככל האפשר של סוגי טיפולי בקרקעות ובמי תהום מזוהמים על מנת לאמוד את מגוון השיטות הקיימות כמו גם את היחסים ביניהם וההתוויות לבחירה בסוגי טיפול מסוימים. בוצעה סקירה של כלל החומר המוצע בכתבי עת העוסקים בתחום ונבחרו חמישה מאמרים המתארים טיפולים בקנה מידה מלא בקרקעות ומי תהום בשיטות שונות ככל האפשר. המאמרים הנבחרים הוצגו באופן מתומצת והוסקו מסקנות לגבי יתרונות\חסרונות שונים של סוגי הטיפול והסיבות לבחירה בסוגי טיפול אלו. נמצא כי ההתפתחויות בעשורים האחרונים בתחום מהוות סיבה לאופטימיות לגבי גורלן של סביבות רבות שנפגעו מפעילות האדם והתעשייה.
מבוא
זיהום מוגדר ע"י מספר מומחים כהכנסה של חומרים ואנרגיה ע"י האדם אל הסביבה שעשויים לגרום לנזקים לבריאות האדם, להזיק למשאבים חיוניים ולמערכת האקולוגית, לפגוע באיכות החיים או להפריע לשימושי הסביבה הרגילים.1 חשיפה האדם למזהמים מהסביבה גורמת לפגיעות שונות במצב הבריאותי של האוכלוסייה, כולל עליה בשיעור חולי הסרטן, בעיות בריאותיות מולדות בתינוקות שאמהותיהם נחשפו לזיהומים, מחלות ניווניות כתוצאה מחשיפות ממושכות לחומרים מזיקים וירידה בתוחלת החיים של האוכלוסייה. מזהמים עשויים לפגוע באיכות האוויר, המים, המזון והקרקע ולגרום קשיים רבים לצרכניהם. למשל, בתקופה זו של משבר מזון עולמי זיהום של שטחים חקלאיים עלול לגרוע מתפוקת המזון באזורים מסוימים ובכך להעלות את מחירי המזון או אף להוביל לרעב במקומות שונים בעולם. הפגיעה במערכת האקולוגית מערבת גם את רווחתם של חיות הבר והצמחייה המתקיימים בסביבת האדם, וצורכים את אותם המשאבים הטבעיים ללא כל מודעות לסכנות הפוטנציאליות החדשות שיוצרת נוכחות האדם בסביבתם.
סקירה זו מתמקדת בטיפול בשני סוגים של זיהומים סביבתיים, זיהומי קרקע וזיהומי מי תהום, ובוחנת שיטות שונות לטיפול באזורים מזוהמים ובמוקדי הזיהום על מנת למנוע או להפחית את הנזקים הסביבתיים הנגרמים כתוצאה מפעילות האדם. זיהומים אלו נגרמים לעיתים קרובות במקביל וכתוצאה מאותם מקורות הזיהום, כגון מפעלי תעשייה, תחנות דלק, רשתות תחבורה ומתקני ייצור אנרגיה, הפולטים חומרים מזהמים אל הקרקע אשר מגיעים בתורם אל מי התהום. למעשה, ההבדלה בין זיהום קרקע לזיהום מי תהום נקבעת לעיתים קרובות ע"י הגורם המטפל הקובע האם יש צורך בטיפול במזהם בקרקע באופן מקומי על מנת לעצור את התפשטות הזיהום או ליצור טיפול המבוסס על הסרת המזהם מתוך מי התהום תוך התבססות על המאפיינים ההידרוגיאולוגיים של האתר.
טיפול בקרקעות מזוהמות
המודעות הגוברת להשפעתם של זיהומי קרקעות על בריאות האדם והסביבה הולכת וגוברת בשנים האחרונות, ומובילה לתנופה בתחום טיהור והשבת הקרקעות המזוהמות.3 זיהומי קרקע עשויים להוביל לחשיפת האדם, חיות הבר והצמחייה לחומרים המהווים סיכון לבריאותם. כמו כן, נוכחותם של מזהמים במערכת סביבתית עשויה לסכן את תפקודן הטבעי של סביבות אלה ולהוביל להשלכות סביבתיות שניוניות הנובעות ממערכות היחסים המורכבות בין הגורמים השונים במערכת ולפגיעה באזורים השכנים לאתר המזוהם. לכן, גוברת בשנים האחרונות החשיבות של טיפול בקרקעות מזוהמות ומניעת התפשטות הזיהום על מנת להגביל את השפעתו במידת האפשר.
השיטות בהן נוקטת חברת איזיטופ לטיפול בקרקעות הן רבות מכדי לסקור במאמר זה, אך אחת החלוקות החשובות היא לפי מיקום הטיפול (in-situ/ex-situ). היתרונות שבשיטות in-situ הם ביטול הצורך בשינוע יקר של כמויות רבות של קרקע כמו גם ביטול הצורך באתרים ייעודיים לטיפול בחומר המזוהם. ניתן לחלק גם לפי מנגנון הטיהור (כימי\פיסיקאלי\ביולוגי). טיהור קרקע ביולוגי נעשה נפוץ יותר בעשורים האחרונים בזכות גילוי שיטות חדשות לעידוד השיקום הביולוגי של הקרקע ע"י בקטריות השוכנות בה באופן טבעי. אולם, כיוון ששיטות אלה הן כבר מבוססות למדי, נמצאו דרכים להשתמש בטיפול ביולוגי גם כאשר הקרקע המזוהמת אינה מכילה את המיקרואורגניזמים הנחוצים לטיפול במזהם הקיים באתר.
לדוגמא, Mishra, Jyot, Kuhad & Lal (2001)2 ביקשו לשקם קרקע (Loam/silt) שזוהמה בבוצה שמנונית שמקורה בפסולת של בית הזיקוק לדלקים Mathura הסמוך, הממוקם 150 ק"מ דרומית לדלהי. צבע הקרקע באתר היה שחור עקב חומרת הזיהום ולא נמצא כלל צמחייה. בנוסף, נמצא ריכוז נמוך מאוד של בקטריות-מפרקות-בוצה-שמנונית בקרקע (~103-104 CFU/g soil), ככל הנראה עקב השפעת הזיהום החמור. ריכוזים אלו אינם מספיקים כדי לקיים תהליך שיקום ביולוגי משמעותי בקרקע.
אחד הפתרונות הנפוצים למחסור באוכלוסיית חיידקים מפרקי-מזהמים הוא הוספת תרבית חיידקים מקומיים. במקרה זה, נלקח מדגם קרקע מזוהמת מתוך באר נפט הממוקמת בקרבת מקום (Mehasna, Gujarat), אשר הכיל את קונסורטיום הבקטריות המסוגל לפרק בוצה-שמנונית. מתוך מדגם זה, בודדו חמש בקטריות (שני מינים של Acinetobacter baumannii, מין אחד של Burkholderia cepacia, מין אחד של Pseudomonas ומין בלתי ידוע נוסף) שנמצאו כמפרקות יעילות של פרקציות שונות של הבוצה השמנונית (אליפטים, ארומאטים, NSO ואספלטנים). בקטריות אלה גודלו בתמיסת מלח את הגעה לרמה של 108 CFU/ml, ולאחר מכן עורבבו והוכנסו לביו-ריאקטור למשך 15 שעות. לבסוף, התרבית עורבבה עם מרכיב נושא (אבקת קלחי תירס) ליצירת התרכיב הסופי בעל ספירת בקטריות כוללת של 1010CFU/g.
בטרם ביצוע פרויקט השיקום המלא, נערך ניסוי באתר הטמנת בוצה המכיל סוגי בוצה רבים. אפיון הבוצה נעשה ע"י מדידת TPH ואנליזה של הפרקציות של הTPH ומתכות כבדות. האתר, ששטחו 756 m2, חולק ל24 חלקות בגודל 1mX1m כל אחת עם מרווח של 2m בין החלקות, כך ש4 חלקות טופלו בכל שיטת טיפול שנוסתה בפיילוט. השיטות היו: (I) הוספת נוטריינטים בלבד; (II) הוספת הקונסורטיום בלבד; (III) הוספת נוטריינטים וקונסורטיום; (IV) הוספת A. Bumanni S30 ו B. Cepacia (V) הוספת A. Bumanni S30, B. Cepacia ונוטריינטים; (VI) קבוצת בקרה ללא כל טיפול. מתוך שש הטיפולים הנ"ל הוספת הקונסורטיום יחד עם נוטריינטים הובילה לפירוק הביולוגי המקסימאלי. ריכוז הTPH פחת ב 48.5%, מ91.8±9.2 g/kg ל 47.2±5.4 g/kg בתוך 120 יום. לכן, טיפול זה נבחר עבור פרויקט השיקום בקנה-מידה-גדול.
פרויקט השיקום המלא נערך על חלקת קרקע בעלת שטח של 10,000 m2 (1 ha) של קרקע מזוהמת בבוצה שמנונית. השטח חולק לשלוש חלקות, A, B ו C בעלות שטח של 4000, 5900 ו100 מ2 בהתאמה, עם מרווח של 10 מטרים בין החלקות. קילוגרם אחד של תרכיב הקונסורטיום ו50 ליטר של תערובת הנוטריינטים (67.5 g KNO3, 8.65g K2HPO4, 2.5g MnSO4 ותרכובות נוספות בריכוזים נמוכים יותר) הוספו לכל 10m2 בחלקות A וB, בעוד שחלקה C שימשה לבקרה. הקרקע נחרשה ביסודיות והושקתה אחת ל20 יום על מנת לשמר אוורור ותכולת רטיבות נאותים. על מנת להעריך את קצב פירוק הTPH, נלקחו מדגמי קרקע בתחילת השיקום ואחת ל45 ימים במשך 360 יום מ36 אתרים בחלקות A וB ומ12 אתרים בחלקה C מעומקים של 0-25cm, 25-50cm, 50-75cm ו 75-100cm. שיקום חלקה B החל 15 ימים לאחר חלקה A ולכן הדיגום הראשון מחלקה B נערך לאחר 30 ימים.
מדגמים ממקטע ה0-25cm שנלקחו בתחילת ובסוף התהליך נבדקו עבור תכונות כימיות-פיסיקאליות שונות ומתכות כבדות. תכולת המתכות הכבדות בבוצה השמנונית נמדדה גם כן. לאחר מיצוי הTPH, כמות הTPH נמדדה באמצעים גרבימטריים, והופרדה לפרקציות אלקנים, ארומאטים, אספלטנים וNSO. ריכוזי הפרקציות השונות נמדדו באמצעות GC-FID. שני המינים של A. baumannii (S19 ו S30) שימשו כדי להעריך את הישרדות הקונסורטיום שהוסף באתר. בדיקות DNA ממדגמי הקרקע הראו כי הקונסורטיום היווה 58% ממספר התרביות הכולל בקרקע בתחילת הטיפול ו82% בסופו.
בחינת מדגמי הקרקע הצביעה על עליה ניכרת בקיבול השדה לאורך המחקר, הנובעת ככל הנראה מירידה משמעותית בתכולת השמנים עקב פירוקם. נמצאה גם ירידה משמעותית בריכוזה הפחמן האורגאני המצביעה על ירידה בתכול הTPH של הבוצה השמנונית (במקטע של 0-25cm, הריכוזים במקטע 25-50cm היו נמוכים מאוד בתחילת השיקום, ולא נמצא כל זיהום במקטעים העמוקים יותר). הבוצה השמנונית הראתה את ריכוז החומר האורגאני הגבוה ביותר מבין מרכיבי הקרקע, כאשר הפרקציה הנפוצה ביותר הייתה האלקנים. כיוון שהאלקנים פורקו במידה משמעותית תוך 3 חודשים מתחילת השיקום, ניתן היה לראות האטה בקצה הפירוק לאחר כ3 חודשים, לאחר שפרקציה זו פורקה ברובה והאספלטנים והארומטים, שפירוקם איטי יותר, הפכו להיות המגיבים העיקריים בתהליך. 92%, 89.7% ו14% מהTPH פורק בחלקות A, B וC, בהתאמה, לאורך הניסוי. כלומר, הוספת הקונסורטיום הבקטריאלי הגבירה את שיקום הקרקע ביעילות. כמו כן, שנה לאחר תחילת הטיפול נמדדה אוכלוסיית בקטריות השייכות לקונסורטיום בסדר גודל של 107 CFU, ככל הנראה הודות להצלחה בשימור תנאים מתאימים כמו תכולת הרטיבות, ניוטריינטים ואוורור.
בפרויקט שיקום זה, הצליחו המבצעים להשתמש בבקטריות מקומיות על מנת לשקם קרקע מזוהמת בכבדות וענייה בבקטריות מפרקות-מזהמים. בתוך 3 חודשים מתחילת הפרויקט החלו ניצנים ראשונים של צמחייה להופיע בשטח, ובתוך שנה תנאי הקרע השתפרו משמעותית. בנוסף, אוכלוסיית הבקטריות שהוספה לקרקע שרדה היטב לאחר שנה, סימן נוסף לשיקום המוצלח מאוד שהקרקע עברה.
למרות האלגנטיות הרבה של שימוש בבקטריות הקיימות באתר באופן טבעי כדי לטפל בזיהומים בקרקע, לעיתים קרובות התנאים השוררים בקרקע אינם מתאימים לטיפול מסוג זה, או שלא ידוע על בקטריות המסוגלות לטפל בסוג המזהם הנוכח בקרקע. במקרים כאלו, ניתן לעיתים לבצע טיפול המבוסס על תגובות כימיות שיובילו לירידה בריכוז המזהמים.
Henn & Waddill (2006)4, למשל, בחרו בשיטה המבוססת על תהליכים כימיים בתת הקרקע בניסיונם לשקם קרקע שזוהמה בממסים תעשייתיים שדלפו ממכלי אחסון בבסיס אווירי של חיל הים האמריקני ליד Jacksonville, Florida, והיוותה מקור זיהום חמור למי התהום בסביבה. למרות שהמכלים והקרקע הסובבת אותם הוסרו מהאתר זמן רב לפני פרויקט זה, נמצאו ריכוזים של עד 82,340μg/kg של VOC במי הבארות באתר, כולל ריכוזים גבוהים של כלורואתנים שונים. הקרקע באתר הייתה מורכבת מחול סילטי\חרסיתי עד עומק של כ7.5 מטרים, שם קיים אופק של אקוויטרד חרסיתי. אופק זה הוא הגבול התחתון של אקוויפר חופשי שראשו ממוקם כ2 מטרים מתחת לפני השטח.
על מנת להוריד את ריכוזי VOC באתר, המבצעים הזריקו חלקיקי ברזל ניטראלי נאנומטריים (50-600nm) לתוך כלל הטווח הרווי באזור, על מנת לעודד תהליכים של פירוק קשרים ע"י מימן, אלימינציית חיזור והידרוגנציה המובילים לדיכלורינציה של ממסים. תהליכים אלו מתרחשים כאשר הברזל מחומצן לרמה של Fe2+  או Fe3+ בנוכחות מים וגורם לפליטת הידרוקסיד, עלייה בpH והפקה של מימן. לאחר שנצרכים החומרים המחומצנים השונים, נוצרים תנאים מחזרים המעודדים החלפה של יוני כלור ביוני מימן. כמו כן, ניסויי מעבדה הראו כי אלימינציית β המפרקת תרכובות כלורידיות לתוצרים שונים (בעיקר אצטילנים במקרה זה) מהווה את תהליך הפירוק העיקרי, אך לא ניתן לזהות בוודאות את החלק היחסי של תהליכים שונים עקב הנדיפות הגבוהה של תוצרים אלו כמו גם עקב המשך התפרקותן בתהליכים אחרים. לאחר סיום התהליך, הברזל המחוזר שוקע כמוצק או נותר מומס בהתאם לתנאים באתר. יתרון חשוב נוסף של השימוש בברזל ניטראלי הוא שהתנאים המחזרים הנוצרים והמימן המופק כתוצאה מהוספת הברזל מעודדים צמיחה של בקטריות אנארוביות המגבירות את הפירוק הביולוגי. הסיבות לשימוש בחלקיקים נאנומטריים הן שגודלם הקטן מאפשר הרחפה של הברזל במים המסייעת להזרקה ושהגדלת שטח הפנים מגבירה את הריאקטיביות של החלקיקים.
בפרויקט השיקום הנדון, החלקיקים שהוזרקו היו קשורים כימית לפולימרים וזרזים שהקנו לחומר המוזרק מראה של דיו וצמיגות של מים, על מנת לסייע לו לנוע היטב במי התהום. התרחיף עורבב עם מי התהום במיכל אטום כדי למנוע חמצון מוקדם של הברזל, והוזרק ל 10 בארות שנמצא בהן ריכוז מזהמים גבוה, בכל העומקים בין 2 ל7 מטרים. כמו כן, 4 בארות הזרקה ו3 בארות שאיבה שימשו כמערכת סירקולציה במטרה להגביר את הסעת החלקיקים והגעתם לכלל התווך הרווי, לאפשר ערבוב אופטימאלי של מי התהום ובכך להגביר את קצב התגובה. כדי להגביר עוד יותר את הערבוב, מים מכל בארות השאיבה עורבבו במיכל לפני הוספת התרחיף. בפעולת ההזרקה הראשונה, מערכת הסירקולציה הופעלה בתפוקה של כ 12L לדקה למשך 3 שעות לפני הוספת הברזל כדי ליצור את התנאים ההידראוליים המתאימים להסעה אופטימאלית של הברזל. לאחר מכן, בוצעה הזרקה וסירקולציה למשך 23 שעות, ולאחריה כשעה של סירקולציה ללא הזרקה כדי לדחוף את הברזל הרחק מבארות ההזרקה ולשטוף את המערכת. הברזל הוכנס תחילה בריכוז של 2g/L ולאחר מכן הוגבר עד 4.5g/L כאשר נתוני השדה הראו כי אין כל בעיה של הצטברות ברזל בבארות ההזרקה. בסך הכול כ16m3 של מים הוזרמו במהלך הזרקה זו, השווים כמעט פי שניים מנפח החללים הכולל שחושב באתר. בהזרקה השנייה, שבוצעה 12 ימים מאוחר יותר, המים הוזרמו בתפוקה של 11-17 ליטר לדקה למשך שעתיים לפני הוספת הברזל, ולאחר מכן הברזל הוסף למשך 21.5 שעות בתפוקה של 17 ליטר לדקה. גם בהזרקה זו הוזרמו מים השווים כפי שניים מנפח החללים הכולל באתר. מדגמי מי תהום נלקחו לפני תחיל השיקום, במהלך ביצוע ההזרקות, 7 פעמים נוספות ב64 הימים שאחרי סיום ההזרקה השנייה (ניתור קצר טווח) ולאחר מכן אחת לשלושה חודשים במשך שנה (ניטור ארוך טווח).
נתוני חמצן מומס, פוטנציאל חיזור וpH שימשו כדי לעקוב אחר חזית תנועת הברזל והראו כי הברזל השפיע באופן הרצוי על כימיית הקרקע בתוך חמישה ימים מסיום ההזרקה. מדידות ריכוזי המזהמים הראו עלייה משמעותי בריכוזי הVOC מייד לאחר סיום כל הזרקה עקב הרחפה ומוביליזציה של מזהמים ע"י פעולת הסירקולציה. הוספת הברזל גם צפויה לגרום למעבר של מזהמים מהפאזה הספוחה לפאזה המומסת. לאחר עלייה זו נמדדה ירידה חדה בכל ריכוזי המגיבים בבארות רבות. ריכוזי תוצרים של מגיבים אלו הופיעו כמעט בכל הבארות, כאשר חלקן אף הראו מעבר כמעט שווה מסה ממגיבים לתוצרים. דפוסי הריכוזים של המגיבים והתוצרים בכל הבארות הראו ירידה חדה בריכוזי המגיבים במהלך הניטור קצר הטווח, אך תוצאות הניטור ארוך הטווח של בארות שונות היו שונות מאוד ולעיתים אף הראו עלייה בריכוזי המגיבים. במהלך הניטור ארוך הטווח, נצפתה ירידה חדה בנפח פלומת הזיהום הכוללת, הבארות החיצוניות הראו ירידה בריכוז המגיבים, ואחריה עלייה ואז ירידה בריכוז התוצרים. בסך הכול, נרשמה ירידה של 93% בריכוז הVOC באתר לאורך המחקר. ריכוזי האתאן עלו בשלושה סדרי גודל בחמש השבועות הראשונים, מה שמעיד על כך שדהלוגנציה מלאה מתרחשת מייד לאחר הוספת הברזל. תוצרי אלימינציית β נמצאו כמעט בכל הבארות, מה שמעיד גם על התרחשות תהליך זה. עלייה בריכוזי הCO2 והמתאן נרשמה החל מהרבעון השני, מה שמעיד על תחילתה של פעילות ביולוגית מואצת בנקודת זמן זו. למרות שלא ניתן למדוד בוודאות את החלק היחסי של פעילות ביולוגית בפירוק המזהמים, הרכבי התוצרים השונים מעידים כי בשני הרבעונים האחרונים של הפרויקט תהליך הטיהור העיקרי היה ביולוגי. מדגמי קרקע שנלקחו מעשרה מקומות ברחבי האתר מעידים על ירידה מצטברת של 8 עד 92 אחוז בריכוז של מרכיבי VOC שונים.
הממצאים הנ"ל מעידים כי השימוש בחלקיקי ברזל ניטראלי נאנומטריים הוביל ליצירת תנאים המועילים לפירוק אביוטי וביוטי למשך 6-9 חודשים, והותיר אחריו תנאי קרקע המעודדים פירוק טבעי של מזהמים. בעוד שממצאי הקרקע נותרו חיוביים, ממצאי מי התהום מראים שינוי מועט יותר ובמקרים רבים אף חזרו לריכוזי מזהמים גבוהים יחסית, מה שמעיד על כך שעדיין קיימים מוקדי זיהום במקומות מסוימים באתר. אולם, כל הגורמים המעורבים, כולל סוכנות הEPA מסכימים כי האתר טופל במידה מספקת ואינו מהווה סיכון סביבתי שמצריך טיפול מיידי.
למרות החשיבות הרבה של היתרונות של תהליכי טיפול in-situ בקרקע, קיימים מצבים בהם דווקא טיפול ex-situ הוא המועדף. ההתוויות העיקריות לשימוש בשיטות ex-situ הן ריכוז מזהם גבוה במיוחד על פני נפח קרקע מצומצם יחסית וסכנה ממשית להתפשטות של המזהם לנפחי קרקע נוספים במידה ולא יוסר מהאזור.
Guerin (1998)5 ביצע טיפול ex-situ ביולוגי בקרקע השייכת למתקן תשתית חשמל שהפעיל בעבר מפעל לציפוי עץ בקרואסוט (creosote) שזוהמה בפנולים ובהידרוקרבונים ארומטיים פוליציקליים (PHA). שטח המתקן הוא כ 50,000m2, אך כיוון שבאתר נשתלו עצים לצורך הטיפול בקרקע לפני כ 30 שנה, נותר שטח של 350m2 בלבד המזוהם בקרואוסט בשני מוקדים שונים באתר. חתך הקרקע באזור מורכב מכיסוי של סילט וחלוקים שמתחתיו שכבות חרסיתיות שונות. השימוש בשיטות ביולוגיות לטיפול במזהמים אלו הוא אמנם נפוץ למדי, אך הטיפול בשני סוגי המזהמים במקביל ובסוגים שונים של PAH במקביל הינו פחות נפוץ. מטרת הפרויקט הייתה להוריד את ריכוזי המזהמים אל מתחת ל200mg/kg עבור PAH ו10mg/kg עבור פנול כדי לאפשר את הטמנת הקרקע במטמנה לקרקע מזוהמת ברמה נמוכה לפי התקן האוסטראלי.
כדי לקבוע את נפח הקרקע לטיפול, נלקחו מדגמים עד העומק בו לא ניתן היה להבחין בזיהום במבט או בהרחה (1m). לצורך טיפול בקרקע, נבחר אזור מכוסה אספלט בשטח המתקן בממדים של 75mX40m (3000m2 ) המוקף בתעלת ניקוז המפנה כל תשטיף או נגר למיכל אטום. שכבה בעובי 100mm של חצץ הונחה על גבי האספלט כשכבת ניקוז וגם לצורך הגנה על האספלט. הקרקע המזוהמת הוסרה עד לעומק של כ2.5 מטרים. שכבת הקראוסוט המוקשה שבפני השטח הוסרה ואוחסנה להטמנה. הקרקע המוסרת עורבבה ביסודיות על מנת להבטיח הומוגניות והונחה בשכבה של כ 300mm על גבי החצץ. שטח הטיפול חולק תחילה לשש חלקות (A-F) בעלות שטח של 380m2 כל אחת לצורך טיפול בקרקע מהמוקד הראשון, ולאחר מכן נוספו שתי חלקות נוספות (G-H) עבור קרקע מהמוקד השני ומאזור מזוהם נוסף שנמצא בסביבה. נפח הקרקע הכולל שהוסר היה כ 800m3. במהלך פיזור שכבת הקרקע המזוהמת באתר הטיפול, נלקחו מדגמים לזיהוי ריכוזי מזהמים, כימיית קרקע ומיקרוביולוגיה. מדגמים נלקחו באקראי משלוש נקודות בכל חלקה. כל מדגם הכיל את כל חתך הקרקע (גלעין באורך 300mm). שלוש המדגמים מכל חלקה עורבבו ונשלחו לבדיקות מעבדה. הטיפול בקרקע כלל הוספה של נוטריינטים, השקיה לצורך שימור תחולת רטיבות של 15-20% (השקיה בממטרות כדי לוודא כיסוי שווה) והקרקע נחרשה אחת לשבוע במהלך החודש הראשון ואחת לשבועיים לאחר מכן עד סיום השיקום כדי למקסם את הערבוב, האוורור והמגע בין המזהם למיקרואורגניזמים. מדגמי קרקע נלקחו בדומה לדיגום הראשוני לאחר 3, 8 ו17 שבועות (בסיום הטיפול).
לאחר ביטול ריכוזי המזהמים בחלקות בהן התקבלו ממצאים חריגים ממוצע ריכוזי המזהמים בחלקות A-D נבחר כריכוז המייצג של הקרקע המטופלת. ריכוז הPAH הראשוני שהתקבל היה 290mg/kg, כאשר כ60% ממנו היו תרכובות בעלות 2-3 טבעות. ריכוז הפנול הממוצע היה 42mg/kg. הPAH הכולל פחת ב66% לאורך 17 שבועות אל מתחת לתקן הדרוש. השינוי הגדול ביותר היה בריכוז תרכובות בעלות 2-3 טבעות (פחת ב97%). קצב פירוק הPAH הממוצע שנמצא היה 20mg/kg ליום. רוב הPAH הראשוני הוסר ב 8 השבועות הראשונים. כיוון שקשה להפריד בין תהליך הטיפול למנגנוני פירוק אחרים, נקבע קצב פירוק של 8mg/kg ליום עבור התהליך עצמו, לפי ממצאים של פרויקטים אחרים. בחלקות A-D, ריכוז הפנול הממוצע ירד מ42mg/kg בתחילת הטיפול ל2mg/kg לאחר 8 שבועות ואל מתחת ל1mg/kg עד סוף הטיפול. בחודש הראשון, הושג קצב פרוק פנול מקסימאלי של 1.5mg/kg ליום. עד השבוע ה14 קצב זה עמד פחת עד כדי 0.25mg/kg ליום. רק קרקע מחלקה H, שריכוז המזהמים בה היה גבוה בהרבה מהשאר, הכילה בסוף התהליך יותר מ1mg/kg פנול, וגם בחלקה זו הריכוז פחת ביותר מ90% והיה הרבה מתחת לתקן. האנליזה המיקרוביולוגית העלתה נוכחות של בקטריות הצורכות PAH (נבדקו בקטריות הצורכות נפטלין, NU) ובקטריות הצורכות פנול (PU). כבר בבדיקה הראשונית נמצא כי אוכלוסיית הבקטריות מגיבה לערבוב ואוורור הקרקע במהלך הסרתה מהאתר. האוכלוסיה הבקטריאלית הכללית גדלה מעט לאורך ארבע חודשי הטיפול והגיע לצפיפות מקסימאלית לאחר 8-13 שבועות. נמצא שיא גם באוכלוסיות הPU והNU לאחר 13 שבועות, ואחריו ירידה משמעותית. שינויים אלו תואמים את זמינותם של PAH ופנול ואת תכולת הרטיבות של הקרקע לאורך הטיפול. למרות שבחלקות A-F ריכוז הפנול ירד ל5mg/kg עד השבוע ה12, נותר PAH מספיק בקרקע בסוף הטיפול כדי לתמוך באוכלוסיה בקטריאלית חזקה. עד סוף הטיפול, אוכלוסיית הNU גדלה מ10% ל15% מתוך הTPH. הדעיכה באוכלוסיית הNU לאחר 13 שבועות מצביעה על מעבר לאוכלוסיות הצורכות PAH כבדים יותר מנפטלין.
פרויקט זה יישם מיקרואורגניזמים הקיימים באופן טבעי בקרקע שיש להם את היכולות לפרק את המזהמים הקיימים בקרקע, תוך זירוז התהליך באמצעות אוורור, השקיה והוספת נוטריינטים. נמצא זמן מחצית חיים של כ9 שבועות למזהמים שנבדקו בקרקע, והריכוזים השיוריים שהתקבלו אפשרו הטמנה של הקרקע כרצוי. למעשה הממצאים מצביעים גם כי הארכת תקופת הטיפול הייתה עשויה לאפשר את השבת הקרקע לאתר (במיוחד כיוון שאין מדובר ביישום קרקע למטרות מגורים).
טיפול בזיהומי מי תהום
זיהומים במי התהום מהווים סכנה חמורה במיוחד לסביבה בגלל תפקידם החשוב והמגוון של המים במערכות שונות בטבע, כמו גם התלות הרבה של פעילות האדם, גם בישראל וגם במדינות אחרות, על מי תהום כמקור מים חשוב. כיוון שמים מהווים לעיתים קרובות את הפאזה המובילית העיקרית בתת הקרקע, זיהום של מי תהום עשוי להוביל להתפזרות של פלומת המזהם והרחבת השטח המושפע מהזיהום, כמו גם לזיהום של גופי מים עיליים המוזנים מתת הקרקע. כמו כן, מי תהום נצרכים מהווים את מקור המים העיקרי לצמחייה טבעית ולגידולים חקלאיים, המהווים בתורם מקור מזון חשוב לחיות הבר ולאדם, בהתאמה.כתוצאה מכל אלו, פוטנציאל הנזק הטמון בזיהומי מי תהום הוא גדול במיוחד, וישנה חשיבות רבה לניטור איכות המים ולטיפול מהיר ככל האפשר לכל זיהום שמתגלה במי התהום.
בדומה לטיפול בקרקעות מזוהמות, הטיפול במי תהום מזוהמים עשוי להתבסס על מגוון שיטות ביולוגיות\כימיות פיסיקאליות אותן איזיטופ מיישמת במסגרת טיפול in-situ (בהקשר של מי תהום, ניתן להגדיר כל תהליך בו הטיפול מתרחש בתוך הקרקע וללא צורך בשאיבה למתקן נפרד כin-situ), כאשר התנאים ההידרוגיאולוגיים באתר מאפשרים זאת, או טיפול ex-situ (שאיבת המים וטיפול במתקן ייעודי), המומלץ במיוחד במצבים של התפשטות מזהמים נרחבת באקוויפר המצריכה הוצאה דחופה של מים מזוהמים מתת הקרקע (שאיבה).
בדצמבר 1997, התרחשה דליפת ספירט לבן (white spirit) ממיכל תת קרקעי במתקן ייצור בדרום מזרח אוסטרליה. 3,000L של ספירט לבן דלפו אל מילוי הסקוריה שהמיכלים היו קבורים בו. כמויות של הספירט הלבן נמצאו לאחר מכן בבסיס הגבעה עליה ממוקם המפעל בדרכם אל נחל בקרבת מקום כמו גם במי התהום בתחום המפעל. Guerin et al. (2002)6, השתמשו במחסום ראיקטיבי פרמיאבילי בשיטת "המשפך והשער" בניסיון למנוע מפלומת הזיהום לנוע באקוויפר הרדוד ולבוא במגע עם מימי הנחל הסמוך. השיטה מבוססת על אזורים בעלי מוליכות הידראולית נמוכה החוסמים זרימה של מים עם פערים של מוליכות הידראולית גבוהה הכוללים אזורים של פירוק מוגבר.
שטח האתר ממוקם על קרקע מישורית בראש גבעה, וקיים מדרון בשיפוע של כ45° בין האתר לבין הנחל הסמוך. חתך הקרקע מורכב מסילטים וחולות בעלי מוליכות הידראולית נמוכה מאוד, ומעליהן חומר מילוי בעל מוליכות הידראולית גבוהה בהרבה, כך שבסיס האקוויפר עובר במגע בין השכבות. פני האקוויפר האזורי ממוקמים בקרבת גובה מי הנהר. 8 בארות ניטור שהיו ממוקמות באתר לפני תחילת הטיפול שימשו כדי לאמוד את תכונות האקוויפר באמצעות מבחן שיוב על מנת לקבוע את הפרמטרים של הטיפול. מבחן slug-test שימש כדי לקבוע את התכונות ההידראוליות של חומר המילוי. מודל MODFLOW, המדמה זרימה תלת ממדית בתווך נקבובי באמצעות שיטת ההפרש הסופי שימש כדי לדמות את מאפייני הפלומה. מודל MT3D שימש כדי לדמות זרימה במצב יציב על פי נתוני הפיזומטרים בבארות. מודל זה מדמה אדבקציה, דיספרסיה, דיפוזיה ומספר תגובות כימיות של מזהמים. סימולציות הסעת מזהמים המשלבות תהליכים פיסיקאליים וכימיים בוצעו עבור אתיל-בנזן וקסילן. על בסיס הסימולציות שבוצעו, נחפרה במקביל לגדת הנהר תעלה באורך 27 מטרים, עומק 5 מטרים ורוחב 60 ס"מ, כך שבסיסה נמצא 0.5 מ מתחת למגע בין שכבת המילוי לחרסיות, על מנת להפנות את מי התהום אל אזור הטיפול (זהו ה"משפך"). ממברנת פוליאתילן בלתי חדירה הועמדה אנכית בתוך התעלה. לצורך הכנת אזור הטיפול (ה"שער"), הונח גידור סבכות ברזל לאורך גדת הנחל. לאחר מכן, הוחדרה מחיצת ברזל אל תוך הקרקע במקביל לנחל במרחק של כ 4 מטרים מהגדה. בצד של המחיצה הקרוב יותר לנחל נחפר אזור עד עומק של 0.5 מ מתחת לבסיס המילוי ומולא עד חצי מטר מתחת לפני השטח בתערובת של קרקעות קבול מקומיות שנמצאה אידיאלית לקיבוע המזהם מבחינת תכולת קבול ומוליכות הידראולית. המוליכות ההידראולית של הקבול הייתה גדולה פי 100-1000 מהמוליכות של חומר המילוי. התערובת כוסתה בבד והנפח הנותר מולא בקרקע נוספת. מצדה השני של המחיצה בוצע חפירה עד עומק דומה והונח צינור אוויר מחורר בעל תפוקה של 0.9m3/h ומעליו סקוריה. בסך הכול השער הורכב מ5m3 של סקוריה ו30m3 של תערובת קבול. המעקב אחר ביצועי המערכת נעשה על פי דגימות מבארות הניטור שנלקחו לפרקים ונבדקו עבור אלקנים, בנזן, טולן, אתיל-בנזן וקיסלן.
צורת פני האקוויפר לפי בארות הניטור נותרה יציבה למדי לאורך תקופת הניטור. הבארות הרחוקות יותר מהנחל הציגו תגובתיות רבה יותר לאירועי גשם לאורך התקופה, מה שמעיד כי הנחל קובע את גובה פני המים בקרבת הנחל בעוד שאירועי גשם משפיעים על מי התהום הרחוקים יותר. המוליכות ההידראולית של חומר המילוי שנמצאה הייתה הטרוגנית מאוד. הטרוגניות זו עשויה ליצור נתיבי זרימה מועדפים שיגרמו לגדילה מואצת של פלומת הזיהום. לפי המודלים שנערכו על בסיס ממצאי הקידוחים, צפויה ירידה הדרגתית בריכוז המזהמים יחד עם תנועה של מוקד הזיהום לכיוון הנחל. המודלים חזו כי ללא טיפול ריכוז המזהמים במי התהום יישאר מעל לתקנים המורשים למשך יותר משש שנים. נמצאה חזית זיהום באורך 20 מטר הנלכדת ביעילות ע"י התעלה. ריכוז האלקנים הממוצע שנמצא היה 26 mg/L וריכוז הבנזן, טולן, אתיל-בנזן וקסילן (BTEX) הממוצע היה <0.05mg/L. הוערך קצב מעבר מים של 6m3 ליום דרך השער. מכאן ניתן להסיק כי 160g של הידרוקרבונים בממוצע עברו דרך השער. בהתבסס על מחקרים אחרים, הוערך קיבול הסרת מזהמים של 20kg/t קבול. מכאן הוערך כי ההידרוקרבונים שיעברו דרך המערכת יטופלו ע"י הקבול במשך 1448 ימים. הערכות אלה אינן כוללות פירוק ביולוגי של הידרוקרבונים שעשוי להתרחש בתוך הקבול. לאחר התקנת המערכת, נמצאו ריכוזי אלקנים וBTEX נמוכים בהרבה במורד הגרדיינט מהשער מאשר במעלה הגרדיינט. נמצא כי המערכת קיבעה 72% מכלל ההידרוקרבונים שעברו דרך השער לאורך 10 חודשי הניטור. חשוב לציין כי פרקציות של אלקנים כבדים יחסית הוסרו בשיעור נמוך יותר, אך אלקנים קלים יותר וBTEX הוסרו בשיעור של 63%-96%. נרשמו עליות ניכרות בריכוזי המזהמים במדידות שהתקיימו לאחר אירועי גשם.
בארות הניטור במורד הגרדיינט מהמערכת זיהו ריכוזים הנמצאים מתחת לתקנים עבור החומרים הנמדדים. כלומר, מערכת המשפך והשער היא שיטת in-situ המצליחה לטפל ביעילות במי תהום מזוהמים בהידרוקרבונים ללא צורך בשאיבה או במתקן טיהור, וללא צורך בטיפול בקרקע המזהומת. אולם, פרויקט זה בוצע באתר המרוחק מאוכלוסיה וזמן קצר מספיק לאחר הטיפול כך שנמנע זיהום של נפח גדול במיוחד של מי תהום ומימדי הפלומה נותרו מצומצמים. העובדה שהאתר זוהם בהידרוקרבונים הועילה אף היא ליעילות של טיפול in-situ כיוון שמגוון של בקטריות המפרקות חומרים אלו הוא נפוץ בקרקעות רבות בכל העולם.
לעומת זאת, כאשר התגלה זיהום מי תהום ב1,2-דיכלורואתאן (DCA) שדלף ממפעל פרמבצטי, בחרו Stucki and Markus (1995)7 להוסיף טיפול בקטריאלי למתקן טיהור המים שנבנה בקרבת מקור הזיהום על מנת לשפר את יעילות הטיהור. במחקר שנערך לאורך חמש שנים, ניסו החוקרים לבדוק את יעילותן של בקטריות בשיפור היעילות של מיזמי טיהור מים בקנה מידה גדול, בדומה לשיטות המשמשות מתקני טיהור מים מתוצרי דלקים וחומרים אורגאניים אחרים, עבור טיפול בממס כלורידי.
המפעל הפרמבצטי שהיווה את מקור הזיהום השתמש בDCA בתור ממס לזיקוק חלבונים מן החי. כאשר המפעל נסגר נמצא זיהום מי תהום באזור. הזיהום נמצא באקוויפר העליון בלבד, בעומק 3-15 מ. תנועת מי התהום באתר היא כזו שמי התהום המזוהמים עוברים באזור מגורים ומגיעים לבריכה טבעית רדודה ונחל העוברים 350 מ מהמפעל. עקב משקלו הסגולי הגבוה יחסית של המזהם (1.25kg/L), צופה כי המזהם יזרום לאורך תחתית האקוויפר עד הגיעו אל המים העיליים. בארות פרטיות רבות בנתיב זרימת החומר המזהם הניבו ריכוזי DCA גבוהים בהרבה מהתקן ונסגרו. ריכוזים גבוהים מהמותר, אם כי במידה פחותה מאשר במי התהום, נמצאו גם בבריכה, אך לא נמדד כל ריכוז מזהם במי הנחל. בארות נוספות שנקדחו לצורך ניתור הזיהום הראו ריכוזים גבוהים עוד יותר. ריכוזים מוגברים של המזהם בחלק מן הבארות עשויםי להצביע על נתיב זרימה מועדף של המזהם העובר בקרבת בארות אלה.
מייד לאחר שהתגלה הזיהום, מקורות הזיהום העיקריים, ביניהם מיכלים וצינורות דולפים, הוסרו והוחל סקר הידרוגיאולוגי של האתר וסביבתו. החל דיגום תקופתי של כל הבארות הפרטיות שנסגרו ונקבע יעד לטיפול במי התהום של10mg/L. כיוון שזוהו ריכוזים גבוהים במי התהום (10-200μg/L) ובבריכה (80-100μg/L) הטבעית אך לא בנחל הסמוך, הוחלט על בניית סכר למניעת מעבר מים מהבריכה לנחל. כמו כן, הוחלט לבנות מתקן לטיהור מי תהום באתר ולקדוח מערכת בארות לקליטת הזיהום על מנת למנוע את התפשטותו. מערכת הבארות הורכבה מ8בארות על גבי קו ישר המפריד בין מקור הזיהום לבין מתקן הטיפול. המים שנשאבו מבארות אלו ומהבריכה יועברו למתקן הטיהור לפני הזרמתם לנחל. עקב המסיסות הגבוהה ויכולת הספיחה הנמוכה של המזהם הנדון, נקבע כי מערכת טיהור סטנדרטית המשתמשת באוורור וספיחה לא תהיה יעילה בניקוי מזהם זה. כמו כן, ספיחת מזהמים מצריכה טיפול נוסף על מנת לפרק את המזהם לתרכובות בלתי מזיקות. למרות שידועים מספר מיקרואורגניזמים שנמצאו יעילים בטיהור מים מתרכובות כלורידיות, אף אורגניזם מעולם לא שימש בפרויקט בקנה מידה גדול ולכן יעילותם לא הייתה ידועה. הוחלט על שימוש משולב בטיפול ביולוגי וטיפול בפחמן פעיל. התוצאה הצפויה הייתה שהמיקואורגניזמים יסירו את רוב המזהם, וישאירו ריכוזים נמוכים בלבד לטיהור ע"י הפחמן הפעיל, מה שימנע את הצורך בהחלה תכופה ויקרה של הפחמן הפעיל.
מתקן הטיהור שנבנה באתר נועד לטהר 20m3/h של מים והיה מורכב משני מסנני חול מקבילים בנפח 5m3 כל אחד ואחריהם שני מסנני פחמן פעיל גרנולארי בטור, בעלי נפח של 10m3 כל אחד. חומרים צפים הוזרמו חזרה לתחילת התהליך בעוד שהבוצה ששקעה פונתה להטמנה (לאחר שלא זהותה נוכחות DCA). תאי Xanthobacter autotrophicus GJ 10 ו pseudomonas sp. DE1 גודלו בתנאי מעבדה והורכבו בשני מסנני החול ובמסנן הפחמן הראשון בטור. הוערך כי פוטנציאל הטיהור של המיקרואורגניזמים הו כ2 גרם ליום, המהווים כ 4% של הDCA המוזן למפעל בשלב הראשוני (כאשר טוהרו מי הבריכה). בכניסה למתקן הטיהור, המים הוזנו ב0.6mg/L (NH4)2HPO4 ותמיסת H2O2 בכמות מספקת כדי ליצור ריכוז חמצן של 2-6mg/L במוצא המתקן. לאחר שנתיים, הוסף גם קונטקטור ביולוגי מסתובב (RBC) בנפח 8m3 לפני מסנני החול כדי להגביר את הפירוק הביולוגי. ריכוזי חמצן, pH וטמפרטורה נמדדה בכניסה ובמצא מהמתקן במרווחי זמן קבועים. נלקח מדגמים למדידת DCA מהכניסה והמוצא לכל שלב בטיפול. יוני כלוריד נמדדו ע"י GC.
ב17 שבועות הטיפול הראשונים, הוזרמו למתקן מים מהבריכה בעלי ריכוזי מזהמים נמוכים יחסית, כך ששטף הDCA היומי למתקן עמוד על 20-40g/day בלבד ולכן לא נמדד כל ריכוז DCA במוצא המתקן. לארח 17 שבועות, ריכוז המזהם במי הבריכה הגיע אל מתחת ל 10μg/l ופעילות הטיהור הופסקה עד שהחלה הזרמת המים מבארות השאיבה. מי בארות השאיבה הכילו ריכוזי DCA גבוהים בהרבה (עד 200,000μg/L) ולכן ריכוז המזהם במתקן עלה מכ100μg/L ל2610μg/L, והמפעל הניב תפוקה של כ0.9 ק"ג DCA ליום. כ5 שבועות בלבד לאחר תחילת הטיפול במי הבארות, החלו ריכוזי המזהם במוצא המתקן לטפס מעל לתקן שנקבע, והיה צורך להחליף את אחד ממסנני הפחמן. הפעילות הבקטריאלית בזמן זה הייתה נמוכה מכדי להסיר את הDCA שהוכנס למערכת. לאורך שנת הטיפול השנייה, נצפתה ירידה בpH במתקן ונמדדה תפוקה של 2mg/L של יוני כלוריד שהעידו על פעילות בקטריאלית משמעותית לפירוק DCA. נמצא גם כי כל הפרעה באספקת H2O2 הובילה מייד לקפיצה בריכוזי המזהם במוצא. קצב שקיעת הבוצה היה 3-5m3 לשנה. נתון חשוב נוסף הוא שלא נצפתה כל הסרת מזהם במסנני החול, למרות שהתנאים לצמיחה בקטריאלית היו זהים לאלו שבפחמן הפעיל. נדרשה החלפה נוספת של מסנן פחמן 20 שבועות לאחר ההחלפה הראשונה, ושוב 42 שבועות לאחר מכן, נתון זה מצביע על עלייה הדרגתית באורך החיים של מסנני הפחמן במקביל להתפתחות תהליך הפירוק הביולוגי. בסוף השנה השנייה החלה פעילות הRBC בתחילת תהליך הטיפול. בוצה מהתקן איסוף הבוצה שימשה כדי להרכיב את הבקטריות מפרקות הDCA בRBC. בשנת פעילותו הראשונה יעילות מתקן זה הייתה זניחה, ומרבית המזהם עדיין הוסר במסנני הפחמן שפעלו ללא צורך בהחלפה לכל אורך השנה. בשנה הרביעית נצפתה עלייה מתמשכת ביעילות הRBC ובשנה החמישית הRBC כבר היה אחראי לרוב הסרת הDCA מהמים שטוהרו במתקן. ביטול הצורך בהחלפת מסנני הפחמן הוריד את עלות הטיהור מ2.5$/m3 בשנה הראשונה ל 0.35$/m3 בשנה החמישית, והוביל לעליה ביעילות המסננים עד כדי 250g של מזהם מוסר עבור ק"ג פחמן פעיל.
מדידת ריכוזי הDCA בבארות הפרטיות באזור מעלים נתונים מעורבים, כאשר חלק מהבארות מראות ריכוזים מתחת לתקן בעוד אחרות עדיין מראות ריכוזים גבוהים מאוד. השוואת ריכוזים בין בארות הממוקמות במעלה ובמורד הזרימה מבארות השאיבה מראה כי השאיבה מונעת באופן מוצלח את התפשטות המזהם במי התהום. כמו כן, נצפתה ירידה גדולה יותר בריכוז הDCA בבארות הקרובות יותר למקור הזיהום, מה שכנראה מעיד על תנועה של מוקד הזיהום במורד הגרדיינט. השפעת טיהור המים על ריכוז הDCA במי התהום לא הייתה גדולה וצפוי כי יידרשו לפחות 5 שנות טיפול נוספות. קצבי השאיבה ירדו לאורך השנים כתוצאה מירידה במפלס מי התהום. נשקלת האפשרות להזרים מים מטוהרים מהמתקן חזרה למי התהום על מנת לשטוף את הזיהום ביעילות רבה יותר. באופן כללי, ניתן לומר כי מיזם זה נחל הצלחה בכל הקשור להשתלטות על התפשטות פלומת הזיהום ומניעת נזק ע"י מי תהום מזוהמים למערכת אקולוגית גדולה, אך גם מעיד על טווחי זמן הטיפול הארוכים שעשויים לחלוף עד שניתן יהיה להפסיק את הטיפול מבלי חשש להתחדשות הסיכון הסביבתי.
סיכום
סקירה זו התמדה בדרכים לטיפול בזיהומים בקרקעות ובמי תהום. נסקרו מספר עבודות שעסקו בשיטות מגוונות לטיפול במזהמים תוך ניסיון לסקור מגוון רחב ככל האפשר של סוגי מזהמים, שיטות המתבססות על מנגנונים שונים, ופתרונות בעלי אופי הנדסי שונה (in-situ/ex-situ).
נסקרו שלושה מיזמי טיפול בקרקעות מזוהמות. Mishra, Jyot, Kuhad & Lal (2001)2, שביצעו טיפול in-situ ע"י בקטריות מהקרקע המקומית בקרקע שזוהמה בתוצרי זיקוק דלקים, נאלצו אמנם להתמודד עם זיהום קרקע חמור ונרחב יחסית, אך כיוון שקיימות בקטריות רבות בכל סוגי הסביבות המסוגלים לפרק סוג מזהם זה, ובגלל תנאים הידרוגיאולוגיים נוחים יחסית, הצליחו לספק פיתרון יעיל ומהיר שהביא לתוצאות מרשימות. Henn & Waddill (2006)4 הצליחו להשפיע במידה משמעותית על כימיית הקרקע ולעודד פירוק בקטריאלי כמו גם כימי של מזהמים בקרקע שלא שררו בה התנאים לכך לפני הטיפול, אך הראו גם כי טיפול in-situ בעל אופי כימי בקרקע מזוהמת עשוי להותיר אחריו מוקדי זיהום שיוריים אליהם החומר הכימי אינו מצליח להגיע, שעשויים להוסיף ולהוות מוקד סיכון לסביבה גם לאחר סיום הפרויקט. Guerin (1998)5 בחר בטיפול ex-situ ביולוגי כדי לטהר קרקע שזוהמה בהידרוקרבונים. כיוון שריכוז הזיהום הגבוה חייב הטמנה של הקרקע במטמנה ייעודית השימוש בטיפול ex-situ היה מתבקש. המיזם הראה כי גם כאשר ריכוזי המזהמים הם גבוהים במיוחד, לעיתים האוכלוסייה הבקטריאלית המקומית מסוגלת לחלוטין לבצע את טיהור הקרקע בכוחות עצמה כל עוד יסופקו לה התנאים להם היא זקוקה כדי להתפתח.
נסקרו שני מיזמים לטיפול במי תהום. Guerin et al. (2002)6 ביצע טיפל בזיהום מי תהום בהידרוקרבונים ע"י ניתוב זרימת המים בתת הקרקע אל מחסום פרמיאבילי ראקטיבי שנמצא מתאים כדי לקבע את המזהמים באתר. התובנה החשובה העולה ממיזם זה היא שהזרימה הטבעית של מי התהום, יחד עם זאת שהיא מגבירה את הנזק הפוטנציאלי מזיהום מי תהום, עשויה לסייע בטיהור המים מאותו המזהם, בהנחה שניתן להשיג מספיק נתונים לגבי אופי הזרימה ושגודל הזיהום מאפשר להכיל את המזהם באתר מצומצם יחסית. באתרים בעלי זיהום רחב יותר ו\או כאלו הנמצאים בקרבה לאוכלוסיה\מים עיליים\סביבות רגישות אחרות, יש צורך בטיפול רחב יותר ולכן עדיף לבחור בשאיבה וטיפול ex-situ, בדומה ל Stucki and Markus (1995)7. חשיבותו של הפויקט של Stucki and Marcus היא גם בפוטנציאל הרב הגלום בטיפול ביולוגי בתנאי ex-situ גם עבור סוגי מזהמים שעבורם טיפול ביולוגי לרוב אינו היעיל ביותר, עקב השליטה הרבה שיש בידי המבצעים בכל הנוגע לתנאים השוררים במים המטופלים. העלות הרבה של טיפול כימי הנובעת מהצורך להוסיף לפרקים חומר כימי שאזל במתקן הטיפול, לעומת העלות הנמוכה בהרבה של טיפול ביולוגי שאינו דורש החלפה, מחזקות פוטנציאל זה.
תובנות אלה מהוות חלק קטן בלבד מנפח המחקר הענק שמצטבר בעשורים האחרונים שעוסק בטיפול בקרקעות ומי תהום מזוהמים, אשר מעיד על פוטנציאל רב לשיקום סביבות רבות שסבלו מנזקים קשים כתוצאה מהתרחבות הפעילות האנטרופוגנית לאורך כ150 השנים האחרונות ברחבי העולם. ההתקדמות הנוספת שיספקו המחקרים המתקיימים כיום בנושא זה צפויים לסייע לחברת איזיטופ להשיב לקדמותן סביבות רבות שניזוקו בצורה קשה ע"י פעילות האדם.
ביבליוגרפיה:
1. A perspective of environmental pollution. M. W. Holdgate.
2. Evaluation of Inoculum Addition To Stimulate In Situ Bioremediation of Oily-Sludge-Contaminated Soil SANJEET MISHRA, JEEVAN JYOT, RAMESH C. KUHAD, BANWARI LAL
3. Bioremediation of petroleum hydrocarbon-contaminated soil by composting in biopiles. K.S. Jùrgensen, J. Puustinen1, A.-M. Suortti
4. Utilization of Nanoscale Zero-Valent Iron for Source Remediation—A Case Study. Keith W. Henn, Dan W. Waddill
5. Bioremediation of phenols and polycyclic aromatic hydrocarbons in creosote contaminated soil using ex-situ landtreatment. Turlough F. Guerin
6. An application of permeable reactive barrier technology to petroleum hydrocarbon contaminated groundwater. Turlough F. Guerina, Stuart Hornerb, Terry McGovernb, Brent Daveyc
7. Experiences of a Large-Scale Application of 1 ,2- Dichloroethane Degrading Microorganisms for Groundwater Treatment GERHARD STUCKI AND MARKUS THUER

פרסום