Pomiar mineralizacji zanieczyszczeń na bazie węgla przy użyciu połączonych analiz strumienia CO2 i radiowęgla

Podsumowanie

Opisano protokół, w którym biodegradacja CO₂ zmineralizowanego z zanieczyszczeń organicznych (pochodzących z surowców ropopochodnych) jest wychwytywana, oznaczana ilościowo i analizowana pod kątem zawartości ¹⁴C. Opracowano model w celu określenia zasięgu przestrzennego strefy wychwytywania CO₂ . Pomiary przestrzenne i czasowe pozwalają na integrację wskaźników mineralizacji zanieczyszczeń w celu przewidywania zakresu i czasu remediacji.

Streszczenie

Opisana jest metoda, która wykorzystuje brak radiowęgla w chemikaliach przemysłowych i paliwach wytwarzanych z surowców ropopochodnych, które często zanieczyszczają środowisko. Ten sygnał radiowęglowy – a raczej brak sygnału – jest równomiernie rozprowadzany w całej puli źródeł zanieczyszczeń (w przeciwieństwie do dodanego znacznika) i nie mają na niego wpływu procesy biologiczne, chemiczne lub fizyczne (np. szybkość rozpadu promieniotwórczego ¹⁴C jest niezmienna). Jeśli zanieczyszczenie pochodzące z paliw kopalnych zostanie całkowicie zdegradowane do CO₂ , nieszkodliwego produktu końcowego, ten CO₂ nie będzie zawierał radiowęgla. CO₂ pochodzący z degradacji naturalnej materii organicznej (NOM) będzie odzwierciedlał zawartość radiowęgla NOM (zwykle <30 000 lat). Biorąc pod uwagę znaną zawartość radiowęgla w NOM (tło terenu), do określenia CO₂ pochodzącego ze źródła kopalnego w danej próbce gazu glebowego lub wód gruntowych można zastosować model mieszania dwóch składników końcowych. Sprzężenie procentowej zawartości CO₂ pochodzącej z zanieczyszczenia z szybkością oddychania CO₂ daje oszacowanie całkowitej ilości zanieczyszczenia zdegradowanego w jednostce czasu. Wreszcie, wyznaczenie strefy wpływu (ZOI) reprezentującej objętość, z której zbierany jest CO₂ , pozwala na określenie degradacji zanieczyszczeń na jednostkę czasu i objętości. Wraz z szacunkami całkowitej masy zanieczyszczeń, mogą one ostatecznie zostać wykorzystane do obliczenia czasu naprawy lub w inny sposób wykorzystane przez kierowników zakładów do podejmowania decyzji.

Wprowadzenie

Koszty oczyszczania środowiska są oszałamiające, z licznymi skażonymi miejscami w USA i za granicą. To sprawia, że innowacyjne strategie leczenia i monitorowania są niezbędne do osiągnięcia statusu Response Complete (RC) (np. bez konieczności podejmowania dalszych działań) w sposób ekonomiczny. Tradycyjnie, zbieżne dowody uzasadniają bioremediację in situ, konwersję zanieczyszczeń abiotycznych lub inne formy naturalnego tłumienia. Linie dowodowe nie mogą być wykorzystane do bezwzględnego potwierdzenia degradacji lub do zebrania informacji o tempie degradacji zanieczyszczeń w warunkach in situ ¹. Często zaleca się gromadzenie szerokiego wachlarza danych w celu przewidywania skal czasowych remediacji, ale opłacalne łączenie tych danych w celu całkowitego potwierdzenia działań naprawczych było problematyczne^2-4. Uzyskanie najbardziej realistycznych i kompletnych danych modelu koncepcyjnego witryny przy jak najniższych kosztach jest ostatecznym celem zarządzania witryną. Co więcej, wymagania organów regulacyjnych i zainteresowanych stron stanowią dodatkowe czynniki wpływające na uzyskanie najbardziej aktualnych, wartościowych i opłacalnych informacji. Stosunkowo niedrogie metody, które są w stanie dostarczyć przekonujących dowodów na wskaźniki rotacji zanieczyszczeń, oferują największą wartość dla osiągnięcia celów związanych z oczyszczaniem.

Ponieważ bardzo wyraźne sygnatury izotopowe są dostępne w zanieczyszczeniach opartych na węglu, izotopy węgla zostały ostatnio zastosowane do zrozumienia procesów tłumienia zanieczyszczeń na stanowiskach^5-13. Stabilne izotopy węgla można wykorzystać do określenia, czy źródło ulega osłabieniu na podstawie kinetyki destylacji Rayleigha (cf). ^5,6 w przypadku recenzji). Metodologia ta, choć wygodna, może być ograniczona, gdy zanieczyszczenia pochodzą ze źródeł mieszanych – lub nie stanowią izotopowo unikalnego "wyjściowego" wycieku (z którego można uzyskać początkowe stabilne proporcje izotopów węgla). Analiza radiowęglowa naturalnej obfitości stanowi alternatywną (i być może uzupełniającą) strategię izotopową pomiaru degradacji zanieczyszczeń opartych na węglu do CO₂ . Paliwa i chemikalia przemysłowe pochodzące z surowców ropopochodnych będą całkowicie pozbawione ¹⁴C w stosunku do współczesnego (aktywnie obiegowego) węgla, który zawiera ¹⁴C powstałego w wyniku reakcji promieniowania kosmicznego w atmosferze. Analiza radiowęglowa nie podlega frakcjonowaniu, tak jak analiza stabilnych izotopów węgla, a na rozpad ¹⁴C nie mają znaczącego wpływu procesy fizyczne, chemiczne lub biologiczne. Co więcej, sygnał ¹⁴C – lub jego brak – w materiałach ropopochodnych jest równomiernie rozprowadzany w całej puli zanieczyszczeń, co czyni go w pełni mieszalnym znacznikiem. Opisana tutaj technika opiera się na obserwacji, że każdy CO₂ wytworzony z zanieczyszczenia pochodzącego z paliw kopalnych będzie pozbawiony ¹⁴C, podczas gdy CO₂ wytworzony z mikroorganizmów rozkładających NOM będzie zawierał łatwe do zmierzenia ilości ¹⁴C. Pomiar ¹⁴CO₂ pozwala również bezpośrednio powiązać pełną degradację zanieczyszczeń (tj. mineralizację) z nieszkodliwym produktem końcowym.

¹⁴Analiza CO₂ została wykorzystana do śledzenia produktów degradacji zanieczyszczeń pochodzących z paliw kopalnych^7-13. Wynika to z rozdzielczości analitycznej między elementami końcowymi (kopalnymi i współczesnymi), która wynosi około 1100 części na tysiąc (‰). Ogólnie rzecz biorąc, akceleratorowa spektrometria mas (AMS) jest używana do rozpoznawania radiowęgla o naturalnej obfitości. Atmosferyczna biomasa CO₂ (~ +200‰), żywa biomasa (~ +150‰) i CO₂ pochodzący z materii organicznej w glebie (~ -200–+100‰) różnią się analitycznie od CO₂ pochodzącego z paliw kopalnych (-1 000‰). Wynika to z całkowitego rozpadu wszystkich ¹⁴C, których okres połowicznego rozpadu wynosi około 6000 lat. Paliwa i przemysłowe chemikalia pochodzące z surowców ropopochodnych, które są miliony lat usunięte z obiegu węgla aktywnego, mają wyraźną sygnaturę radiowęglową (-1000‰ ≈ 0% nowoczesność – co oznacza brak detekcji na AMS). Pomiar jest prosty, a jeśli chodzi o zanieczyszczenie próbki, prawie wszystkie potencjalne odchylenia są skierowane w stronę konserwatywnego (zanieczyszczenie próbki nowoczesnym CO_{2 ).} Na przykład atmosferyczny CO₂ dostający się do próbki zwiększyłby sygnaturę izotopową radiowęglową, a tym samym spowodowałby niedoszacowanie tempa degradacji.

CO₂ powstały w wyniku degradacji zanieczyszczeń opartych na paliwach kopalnych, będzie wolny od radiowęgla. W miejscu, w którym nie ma zanieczyszczeń, CO₂ oddychany z naturalnej materii organicznej (NOM) będzie odpowiedni dla NOM. W pióropuszu lub na obrzeżach CO₂ pochodzący z zanieczyszczeń będzie zawierał 0% nowoczesnego węgla. CO₂ ze źródeł NOM i CO₂ pochodzący ze źródeł kopalnych można rozróżnić za pomocą modelu mieszania dwóch prętów końcowych¹¹. W ten sposób możliwe jest oszacowanie proporcji całego rezerwuaru CO₂ (węgla wdychanego), który można przypisać zanieczyszczeniu. Stosując wyłącznie tę proporcję, potwierdzono utlenianie węglowodorów kopalnych lub przemysłowych substancji chemicznych na stanowiskach polowych^7-13. Ta proporcja CO₂ pochodzącego z zanieczyszczeń może być następnie połączona z całkowitym współczynnikiem mineralizacji CO₂ (cały CO₂ zebrany na jednostkę czasu i objętości) w celu określenia wewnętrznego wskaźnika mineralizacji zanieczyszczeń. Zakładając, że ten stopień tłumienia utrzyma się w danych warunkach terenowych, można oszacować czas potrzebny do zamknięcia zakładu.

Dostępne są techniki wyznaczania strumieni CO₂ w poziomie glebowym za pomocą metod o konstrukcji otwartej lub zamkniętej¹⁴. Komory strumieniowe w układzie zamkniętym i modele strumienia gazu zostały wykorzystane do wyznaczenia oddychania netto w zanieczyszczonych glebach^12,13,15-17. W tych badaniach pomiary przestrzenne bezpośrednio związane z pióropuszem zanieczyszczeń i obszarami tła wykazały zwiększoną biodegradację zanieczyszczeń organicznych. Zastosowano różne metody modelowania, aby przeskalować pomiary strumienia pionowego do objętości miejsca. Celem tego badania było opracowanie metod zbierania dużej ilości CO₂ do analizy AMS (~1 mg) bez wpływu zanieczyszczenia atmosferycznego CO₂ (uszczelnione studnie) przy jednoczesnym wykorzystaniu szybkości zbierania do określenia oddychania zanieczyszczeń. Wreszcie, modelowanie strefy wpływu (ZOI) w celu ostatecznego przeskalowania pomiaru do 3 wymiarów (objętości) pozwoliło na określenie konwersji chlorowanych węglowodorów (CH) na jednostkę objętości i na jednostkę czasu. ZOI pozwala określić, z jakiego stopnia objętości wykonywane są pomiary oddechowe i radiowęglowe. Metoda polega na wychwytywaniu wydzielanego CO₂ poprzez recyrkulację gazu w przestrzeni nadwiertniczej przez pułapkę NaOH, pomiarze zawartości radiowęgla w zebranym CO_{2 ,} użyciu modelu dwóch elementów końcowych w celu podziału zebranego CO₂ na pochodzenie zanieczyszczenia, a następnie skalowaniu pomiaru do objętości obliczonej przez model wód podziemnych specyficzny dla danego miejsca. Gaz w przestrzeni nad odwiertem jest recyrkulowany, tak że tylko procesy równowagowe "ciągną" CO₂ z sąsiedniego ZOI.

Protokół

1. Przygotowanie i instalacja w terenie

1. Zaopatrz się w niezbędny sprzęt polowy: pompy, energię elektryczną (baterie, energia słoneczna, transformatory itp.), rurki, nasadki studzienek, armaturę, fiolki i butelki na próbki, sondy (pH, Eh itp.) oraz pompy niskiego napięcia.
2. Uszczelnij pompy powietrza zasilane bateryjnie. Wywierć otwór w obudowie pompy (rozmiar 53) i poprowadź krótki kawałek (3-5") plastikowej rurki nieprzepuszczalnej dla gazów 1/16" (na przykład PFA).
   1. Uszczelnij wszystkie zewnętrzne części pompy (wokół dolnej gumowej obudowy) uszczelniaczem morskim, a następnie warstwą szczeliwa silikonowego.
   2. Próby ciśnieniowe pomp poprzez delikatne wdmuchiwanie rurki obudowy przy jednoczesnym zablokowaniu odpływu. Sprawdź wizualnie, czy nie ma wycieków.
      UWAGA: Lekkie ciśnienie powinno się utrzymać, jeśli nie ma wycieku powietrza (rys. 1).
3. W razie potrzeby zainstaluj studnie monitorujące (w tym badaniu wykorzystano istniejące studnie — przesiewane na granicy faz vadose:woda gruntowa)¹⁸.
   UWAGA: Jedna studnia musi być studnią tła w miejscu reprezentatywnym dla skażonego miejsca - ale bez znanego zanieczyszczenia na bazie ropy naftowej.
4. Należy uzyskać wstępne dane modelowania wód podziemnych, jeśli takie nie istnieją (przewodność hydrauliczna, porowatość warstwy wodonośnej, gęstość gleby, wydajność właściwa, gradient hydrauliczny itp.), jak opisano^{w punkcie 18}. Na podstawie tych danych opracowano model strefy wpływu (ZOI) (oszacowanie strefy wychwytywania CO_{2 ).} Przygotuj model ZOI zgodnie z opisem w materiałach uzupełniających¹⁸.
5. Przygotować pułapki CO₂ odważając ~25 g NaOH i przenieść do butelki z surowicą o pojemności 100 ml. Zakręć butelkę serum przegrodą i mocno zaciśnij. Przygotuj pułapkę dla każdej studzienki zbiorczej (ryc. 2) oraz ślepą próbę pola.
6. Przeprowadzić wstępne pobieranie próbek wód podziemnych w razie potrzeby w celu uzyskania początkowego pH, stężenia rozpuszczonego węgla nieorganicznego (DIC) i stężenia kationów^10,18. Napełnij 40 ml fiolki do analizy lotnych substancji organicznych (VOA), od dna do wypukłej menisku wodą gruntową (próbka za pomocą bailera, pompy perystaltycznej lub przewodu próżniowego), dodaj 5 kropli nasyconego roztworu CuSO₄ ¹⁹, szczelnie zakryj (należy użyć czapek przegrody) z jak najmniejszą przestrzenią nad głową.
   1. Weź dodatkowe fiolki do innych analiz (na przykład stężenia zanieczyszczeń). Do pomiaru pH należy użyć niezakonserwowanej fiolki, jeśli glukometr nie jest dostępny w terenie. Wstawić do lodówki i przetransportować do laboratorium.
7. Poprowadź linie energetyczne (zdolne do przenoszenia ~ 1 amp) wzdłuż ziemi lub w inny wygodny sposób do każdej studni. Zamocuj zmodyfikowaną pompę (patrz 1.2) i upewnij się, że pompa jest sprawna (powinna być słyszalna jej działanie).
   UWAGA: Pompy mogą zasilać napięciem 12 V, ale zużywają niższe napięcie do oszczędzania energii (rys. 3).
8. Studnie przykrywkowe ze zmodyfikowanymi gazoszczelnymi pokrywami studni.
   1. Aby przygotować nasadki, wywierć dwa otwory (rozmiar wiertła 53) przez zaślepki, aby ściśle przylegały do przewodów gazowych 1/16". Poprowadź dwa przewody gazowe przez korek.
   2. Pociągnij jedną linkę tak, aby spoczywała w pobliżu zwierciadła wód gruntowych (rys. 4). Przymocuj ciężką nakrętkę ze stali nierdzewnej na końcu, aby obciążyć linię.
   3. Poprowadź drugi przewód tuż poniżej nasadki (będzie to przewód powrotny gazu). Pokryj powierzchnie uszczelniające i gwinty dużą ilością smaru próżniowego, aby zahamować wymianę powietrza. Dokręć nakrętkę studni.
   4. Poprowadź dolną rurkę do wlotu pompy. Poprowadź przewód gazowy od pompy do syfonu CO₂ (NaOH) za pomocą igły #16 przez przegrodę. Poprowadź przewód powrotny od pułapki (za pomocą drugiej igły #16) do przewodu gazowego kończącego się tuż pod nasadką.
   5. Uruchom pompę, dostarczając zasilanie i zbierz co najmniej 30 objętości studni (zależy to od objętości przestrzeni nad studnią. Można go obliczyć za pomocą promienia studni (r) i szacowanej odległości do zwierciadła wód gruntowych (l), tj. πr²l). Odrzuć początkowe pułapki (aby oczyścić przestrzeń nad głową).
   6. Usuń i zastąp świeżymi pułapkami przed zebraniem eksperymentalnego CO₂ , wyciągając igły z przegrody każdej butelki i umieszczając je w przegrodzie nowej butelki. Zanotuj godzinę i datę włączenia pompy.

2. Wstępna analiza próbki

1. Aby zmierzyć DIC za pomocą kulometrii²⁰:
   1. Przenieść trzykrotnie 1 ml podpróbek do 40 ml fiolek surowicy pokrytych przegrodami. Zakwasić podpróbki 1 ml 80% H₃PO₄. Sparować strumieniem powietrza wolnym od CO₂
   .
   2. Wysuszyć wydzielający się strumień gazu CO₂ i szorować w linii z sekwencyjnymi pułapkami Mg(ClO₄)₂ i żelu krzemionkowego (230–400 oczek, 60 A). Wprowadzić strumień gazu do komórki kulometrycznej, w której stosuje się test kolorymetryczny do ilościowego oznaczania CO₂ . Do kalibracji pomiarów należy używać certyfikowanych materiałów referencyjnych²¹.
2. Zmierz pH za pomocą standardowego, skalibrowanego pH-metru. Zmierz pH na miejscu lub na zakonserwowanych próbkach.
3. Pomiar rozpuszczonych kationów metodą chromatografii jonowej:
   1. Odmierzyć pipetą 5 ml niezakonserwowanych próbek wód gruntowych do fiolki z automatycznym samplerem. Zakryć fiolki i umieścić w autosamplerze sprzężonym z chromatografem jonowym.
   2. Do analizy należy użyć kolumny specyficznej dla kationu^10,18. Użyć 20 mM kwasu metanosulfonowego jako eluentu i przepływu chromatograficznego ustawić na ~0,7 ml ^min-1.
   3. Rozcieńczyć roztwór podstawowy 6 wzorców kationów (zawierających co najmniej Mg, Ca, Na i K) w proporcjach 0,5:4,5, 1:4, 2:3, 3:2 i 4:1 przy użyciu oczyszczonej wody. Wzorce te należy uruchomić na początku analizy i po każdych 25 nieznanych próbkach. Zbadać każdą próbkę trzy razy (w trzech egzemplarzach). Utwórz krzywą standardową, wykreślając stężenie kationów w funkcji powierzchni piku i generując regresję liniową. Przeanalizować odpowiednio próbki terenowe^10,18.

3. Pomiar produkcji i mineralizacji CO₂ na miejscu

1. Po około dwóch tygodniach do dwóch miesięcy (najprawdopodobniej będzie się różnić w zależności od miejsca w zależności od tempa metabolizmu mikrobiologicznego in situ), odłącz zasilanie pomp, odłączając je.
   1. W przypadku pułapek gazu recyrkulacyjnego należy usunąć igły i zastąpić je "świeżym" pułapką CO₂ . Pułapki są stabilne do długotrwałego przechowywania, jeśli są szczelnie zamknięte (por. rys. 3).
2. Gdy jest gotowy do analizy, rozpuścić wszelkie pozostałe niezużyte (stałe) NaOH i przenieść całą płynną zawartość do urządzenia pomiarowego w celu uzyskania objętości rozcieńczenia. Oznaczyć pełną objętość (na przykład 200 ml w celu całkowitego rozpuszczenia pozostałego NaOH) i przenieść podpróbki (5-10 ml) do 40 ml fiolek z przegrodami.
   1. Zakwasić przez wstrzyknięcie 50% (v/v) kwasu fosforowego, spryskać i przeanalizować powstały strumień gazu za pomocą kulometrii (patrz 2.1).
   2. Ręcznie obliczyć stopień zbierania CO₂ poprzez przeskalowanie podpróbki do całej objętości i czasu zbierania (tj. X g CO₂ na dzień). Odejmij pustą zawartość CO₂ w pustym polu. Na przykład, jeśli w pełni rozpuszczony NaOH wynosi 200 ml, należy pomnożyć podpróbkę o objętości 10 ml przez 20, aby odzwierciedlić całkowite stężenie CO₂ < br /> UWAGA: Gdyby próbka ta reprezentowała 14 dni od pobrania, wskaźnik zbierania byłby wyskalowanym stężeniem CO₂ podzielonym przez 14 dni. Wykreślić poziom zbierania CO₂ w stosunku do początkowego stężenia DIC. Jeśli nie ma korelacji, szybkość zbierania nie jest jedyną funkcją kinetyki równowagi.
   3. Aby uwzględnić kinetykę równowagi, należy ręcznie odjąć najniższy poziom zbierania od wskaźnika zbierania wszystkich innych studzienek w okresie pobierania próbek.
      UWAGA: Na przykład, jeśli najniższy poziom zbierania wynosił 0,0001 mg ^d-1, należy przyjąć konserwatywne założenie, że reprezentuje to wyłącznie zbieranie równowagi i odjąć tę wartość dla wszystkich innych wskaźników zbierania, aby uzyskać wskaźnik produkcji CO₂ w wyniku degradacji. Skalowana szybkość to szybkość mineralizacji węgla organicznego (konserwatywna, ponieważ najniższa szybkość może obejmować pewną mineralizację zanieczyszczeń).
3. Przeanalizować pozostały CO₂ za pomocą akceleratorowej spektrometrii mas (AMS) w celu określenia zawartości radiowęgla²². Do tej analizy należy użyć około 1 mg węgla. Skalować czas zbierania w celu zebrania wystarczającej ilości CO_{2 .} Odjąć zawartość węgla promieniotwórczego w ślepej próbie polowej przez bilans masy (pomiar radiowęglowy przeskalowany do ilości CO₂ w ślepej próbie polowej).
   UWAGA: Dla opisanego miejsca testowego 2-tygodniowe zbiory były więcej niż wystarczające do uzyskania 1 mg węgla.

4. Modeluj strefę wpływu, aby oszacować objętość gleby, z której pobrano próbki CO₂

1. Użyj MT3DMS²³ sprzężonego z MODFLOW-2005²⁴ za pośrednictwem interfejsu ModelMuse²⁵, aby symulować dyfuzję CO₂ i równowagę związaną z ekranem odwiertu (Wideo 1). Rozdzielczość modelu wynosi 0,09 m, 0,09 m, co jest w przybliżeniu równe przekrojowi poprzecznemu odwiertu i uważane za rozsądne dla oszacowania ZOI.
   1. Pobierz i zainstaluj MODFLOW-2005 (http://water.usgs.gov/ogw/modflow/MODFLOW.html#downloads), MT3DMS (http://hydro.geo.ua.edu/mt3d/) i ModelMuse (http://water.usgs.gov/nrp/gwsoftware/ModelMuse/ModelMuse.html).
   2. Skonfiguruj ModelMuse z lokalizacją programu MODFLOW. W tym celu należy kliknąć menu "Model", następnie wybrać "MOFLOW Program Locations...", a następnie skierować program do katalogu instalacyjnego programu MODFLOW-2005: /bin/mf2005.exe. W tym samym oknie dialogowym skonfiguruj ModelMuse z lokalizacją programu MT3DMS (katalog instalacyjny: /bin/mt3dms5b.exe).
   3. Skonfiguruj pakiety i programy MODFLOW (w ModelMuse). Aby to zrobić, wybierz menu "Model", a następnie "Pakiety i programy MODFLOW....". W sekcji "Flow" (Przepływ) wybierz LPF: "Layer Property Flow Package" (Pakiet przepływu właściwości warstwy).
   4. W sekcji "Warunki brzegowe" wybierz "Określona głowica", a następnie wybierz CHD: Pakiet Time-Variant Specified-Head. Wybierz "MT3DMS". Wybierz "BTN: Podstawowy pakiet transportowy". Ustaw gatunki ruchome na CO₂.
   5. Skonfiguruj opcje MODFLOW w ModelMuse. Aby to zrobić, wybierz menu "Model", a następnie Opcje MODFLOW. W zakładce "Opcje" ustaw jednostki modelu (metry, godziny, g (gramy)).
   6. Skonfiguruj czas MODFLOW, wybierając menu "Model", a następnie "Czas MODFLOW". Użycie okresu stresu o długości 360 stopni spowoduje, że symulacja będzie trwała 15 dni.
   7. Skonfiguruj Zestawy Danych MODFLOW wybierając menu "Dane", wybierz "Zestawy danych". Wprowadź dane z interesującego Cię miejsca: Hydrologia (wartości K w 3 wymiarach, Początkowa Wysokość Podnoszenia Modflow, Określona Wysokość Podnoszenia Modflow); MT3DMS: (Współczynnik dyfuzji CO₂, Początkowe stężenie CO₂, Dyspersyjność wzdłużna).
   8. Edycja zmiennych globalnych. Wybierz menu "Dane", wybierz "Zmienne globalne". Wprowadź poziom zbierania CO₂ (z miejsca) i początkowe stężenie CO₂ .
   9. Uruchom symulację. Naciśnij zieloną strzałkę na górnym pasku ikon, aby rozpocząć symulację. Zapisz pliki wejściowe po wyświetleniu monitu. Symulacja zostanie uruchomiona. Po uruchomieniu wyeksportuj pliki wejściowe MT3DMS: Wybierz menu "Plik", następnie "Eksportuj", a następnie Pliki wejściowe MT3DMS. Symulacja skompiluje i wyeksportuje dane.
   10. Obserwuj i wyprowadzaj wyniki modelu. Kliknij ikonę wizualizacji na pasku ikon. Wybierz symulację. Wyprowadzaj wartości graniczne ZOI na osi X, Y i Z
       UWAGA: Model ten stanowi strefę wpływu dla zbierania CO₂ (pełny rozwój modelu jest opisany w formie raportu dostępnej w materiałach pomocniczych)¹⁸. ZOI, który jest definiowany jako objętość warstwy wodonośnej, która ma stężenie CO₂ 95% lub mniej, wydaje się być symetryczny względem gradientu hydraulicznego, co sugeruje stosunkowo niewielki wpływ procesu adwekcji przy małym nachyleniu hydraulicznym w porze suchej. Dalsza analiza wskazuje, że objętość warstwy wodonośnej z jakimkolwiek zubożeniem CO₂ (tj. < 99%) rozciąga się znacznie dłużej.

5. Połącz zawartość radiowęgla z szybkością produkcji CO₂ i skalą do objętości (z ZOI)

1. Przeliczyć wiek radiowęglowy (jeśli to konieczne) na notację promilową, stosując standardowe wzory²². Użyć wartości radiowęglowej studzienki tła jako znanej (Δ¹⁴C_NOM) w równaniu (1). Δ¹⁴C_{ropy naftowej} jest znane (-1000). Zastosować wartość indywidualnej studzienki dla Δ¹⁴CO_{2 .} Rozwiąż dla frakcji_{ropy naftowej}.
   (1)Δ¹⁴CO₂ = (Δ¹⁴C_{ropy naftowej} x frakcja_{ropy naftowej}) + [Δ¹⁴C_NOM x (1 - frakcja_{ropy naftowej})]
2. Pomnożyć frakcję ropy naftowej przez stopień mineralizacji CO₂ (3.1), aby określić stopień mineralizacji zanieczyszczeń (tj. 50% x 1,0 mg ^d-1 = 0,5 mg zanieczyszczenia węgla ^d-1).
3. Podzielić współczynnik mineralizacji zanieczyszczenia przez objętość ZOI obliczoną w (4), aby określić masę zanieczyszczenia zmineralizowanego w jednostce czasu na jednostkę objętości (tj. 0,05 mg C ^{m-3 d-1}).

Wyniki

Na stanowisku testowym historyczne zanieczyszczenie CH było najwyższe w centralnym klastrze studni (MW-25-MW-30) i w pobliżu Sherman Road (Rys. 5). W 1983 r. usunięto duże ilości zanieczyszczeń ze składowiska odpadów (na północ od stanowiska testowego), a w 2001 r. przeprowadzono dodatkowe wykopaliska. Stężenia CH zmniejszyły się po usunięciu źródła, szczególnie w pobliżu dawnych wyrobisk (Sherman Road), ale uporczywy pióropusz nadal istnieje w centralnym regionie klastra studni. Wiadomo, że sezonowe deszcze przejściowo zwiększają stężenie CH, a zanieczyszczenia resztkowe desorbują gleby²⁷. Gleby na tym obszarze to przede wszystkim dawne piaski pogłębiarskie. Możliwa ingerencja w opisaną metodę może wystąpić, jeśli obecne są starożytne skały węglanowe, a pH wód gruntowych jest bardzo niskie (<~5). Może to prowadzić do rozpuszczenia węglanów i wygenerowania starożytnego sygnału w CO₂ . Na tym obszarze nie są znane żadne znaczące stężenia_CaCO3, niemniej jednak zmierzono kationy i pH, które poddano analizie regresji i głównych składowych (PCA). Głównym problemem było to, że niskie pH może sprzyjać rozpuszczaniu węglanu wapnia (CaCO₃), co może zniekształcić analizę radiowęglową (starożytne skały węglanowe mogą dostarczać starożytnego CO₂ , jeśli zostaną rozpuszczone w kwaśnych wodach). Zawartość Na⁺ była nieznacznie wyższa w południowej części stanowiska (najbliżej oceanu), ale żadne wartości nie mieściły się w zakresie wskazującym na znaczną intruzję wody morskiej. Stężenia jonów wapnia wahały się od 8,0 do 58 mg ^L-1. Rozpuszczanie węglanów nie było wskazane w odniesieniu do stężenia jonów wapnia do pH (r² < 0,3). Wykresy dwuwykresowe PCA nie wykazały silnych obciążeń żadną zmienną. Różnice między studzienkami również nie wskazywały na rozpuszczanie węglanów (ryc. 6). Ta analiza konformacyjna powinna być uważana za krytyczną przy dostosowywaniu metodologii do nowych lokalizacji – szczególnie tych, w których regionalna geologia wskazuje na znaczące formacje skalne węglanowe.

Wskaźniki produkcji CO₂ wahały się od 0 do 34 mg CO₂ ^d-1. Produkcja CO₂ była najniższa w centralnym klastrze studni w regionie, w którym historyczne zanieczyszczenie było najwyższe (rys. 5). Produkcja CO₂ w odwiercie MW-01 (odwiert tła - nie pokazano, ale ~500 metrów na północny zachód od głównego klastra studni) była bardzo wysoka i wynosiła 31 mg CO₂ ^d-1). Podwójne analizy oddychania charakteryzowały się błędami standardowymi w zakresie od 0,03 do 6% CO₂ i wynosiły średnio mniej niż 1% (0,98). Dwa dwutygodniowe okresy pomiarów pory suchej zostały uśrednione do kolejnych obliczeń. Pomiary oddechu nie różniły się istotnie pomiędzy poszczególnymi okresami 2-tygodniowymi. Błąd standardowy między okresami oddychania wahał się od <1 do 51%, ale średnio wynosił 13% (Tabela 1). Uśrednienie oddechu pozwoliło na obliczenie pojedynczej objętości CH usuniętej w okresie jednego miesiąca. Odwiert tła (MW-01) miał wiek radiowęglowy wynoszący 1280 lat przed naszą erą (ybp) lub 85 procent współczesny (pMC) – w powszechnym zakresie dla wiekowej materii organicznej gleby²⁶. Wartość tego dołka wykorzystano jako tło dla modelu mieszania izotopowego. Ponownie, ponieważ pobieranie próbek było ograniczone do sumy jednego miesiąca, dwa następujące po sobie okresy w tym samym sezonie zostały użyte do "przedstawienia" pory suchej – ogólnie uważanej za najbardziej stagnacyjne warunki, a zatem konserwatywnej dla ekstrapolowanych szacunków. Podobnie jak w przypadku tempa produkcji DIC, pomiary radiowęglowe były podobne w poszczególnych okresach 2-tygodniowych. Błąd standardowy między okresami wynosił od 0,25 do 18% i wynosił średnio 6%. Wiek radiowęglowy CO₂ wahał się od ~34 do 85 pMC lub ~1 340 do 8 700 ybp (Tabela 1). MW-27 i MW-32, co do których podejrzewano, że zostały naruszone przez nieszczelność pompy, miały nowoczesne wartości radiowęglowe i tym samym zostały potwierdzone jako zagrożone. Próbki te nie zostały włączone do dalszej analizy.

Poprzednie raporty zostały wykorzystane do opracowania modelu ZOI^26,27 (Tabela 2) dla właściwości hydraulicznych wód gruntowych i rozpuszczonych CO₂. Dane pogodowe (2007, 2011 i 2012) ze stacji CIMIS San Diego (ID stacji 184) wykorzystano do oszacowania tempa zasilania warstwy wodonośnej. Do zdefiniowania warunków brzegowych wykorzystano dane pływowe z tego samego okresu ze stacji NOAA w San Diego (ID stacji: 9410170). Kalibracja modelu zakładała stały gradient hydrauliczny i stałe tempo zbierania CO₂ . Dodatkowe symulacje różniące średnie wskaźniki zbierania CO₂ i początkowe tło CO₂ w połączeniu z 10% wzrostem gradientu hydraulicznego pomogły w parametryzacji modelu. Symulacja uzupełniająca z wykorzystaniem średniego poziomu zbierania CO₂ wykazała około 46% wzrost szacowanego tła CO₂ (tj. wzrost z 6,5 do 9,5 g ^m-3), jeśli poziom zbierania zmienił się z 0,00530 (+10%) na 0,00434 g ^h-1 (-10%) w ciągu 2-tygodniowego okresu zbierania (tabela 3). Założenia dla modelu ZOI obejmowały znikomą produkcję CO₂ przypadającą na degradację CO w okresie zbierania oraz równomierny początkowy rozkład CO₂ w celu opracowania końcowej symulacji (rys. 7). Szybkość reakcji CO₂ może być niedoszacowana dla badanego obszaru.

Korzystając z szybkości produkcji CO₂, CO₂ przypisanego degradacji CH oraz szacunków z modelu ZOI, obliczono masę usuwania CH w każdym odwiercie na jednostkę czasu. Dane z Tabeli 1 wykorzystano z modelem mieszania dwóch prętów końcowych (korektor (1)) w celu obliczenia f_pet w każdym dołku. Ze względu na to, że miejsce to jest znane tylko z zanieczyszczenia CO 2 i nie znaleziono żadnego innego źródła CO₂ w obrębie zakładu lub w jego pobliżu, przyjmuje się, że degradacja CO 2 jest głównym czynnikiem przyczyniającym się do powstania CO₂ . Wskaźnik ten wahał się od 1 do 60% na całym obszarze (tabela 4). Proporcję przeliczono na bazę węglową i pomnożono przez wskaźnik produkcji CO₂ w celu obliczenia wskaźnika degradacji CO (tabela 4). Na podstawie objętości ZOI (tabela 3) określono szybkość degradacji zanieczyszczeń na jednostkę czasu i objętości (tabela 4). Wartość ta mieściła się w zakresie od 0 do 32 mg C ^{m-3 d-1} (Tabela 4). Degradacja CO była najniższa w regionach o najwyższym historycznym skażeniu CO (MW-25 - MW-30). W odwiertach w pobliżu peryferii terenu (w pobliżu Sherman Road) zmierzono największą degradację CO. Produkcja CO₂ była wyższa w tych obszarach, podczas gdy f_pet wskazywał na istotną rotację CH (rys. 8).

Rysunek 1. Uszczelnianie i przygotowanie pomp recyrkulacyjnych. Uszczelnianie pomp recyrkulacyjnych do użytku w terenie.

Rysunek 2. Pułapki NaOH przygotowane do rozmieszczenia w terenie. Butelki na surowicę o pojemności 120 ml z dodaną pułapką NaOH i zaciśniętym

zamknięciem.

Rysunek 3. Konfiguracja pola. Drut poprowadzony do wyposażonych studni (po lewej), syfon umieszczony w studni (u góry po prawej) i system dystrybucji energii słonecznej (u dołu po prawej). Studnie są wyposażone w terenie w systemy zbierania (w tym okablowanie, dystrybucję energii i pompy/syfony).

Rysunek 4. Zmodyfikowano pokrywy odwiertów pokazujące linie recyrkulacji gazu. Rysunek ten przedstawia pokrywy studni zmodyfikowane przewodami doprowadzającymi i powrotnymi gazu.

Rysunek 5. Historyczne zanieczyszczenie węglowodorami chlorowanymi (μg ^L-1). Rysunek ten przedstawia historyczne zanieczyszczenie chlorowanymi węglowodorami na stanowisku testowym.

Rysunek 6. Dwuwykres PCA nie wykazuje korelacji między rozpuszczonymi kationami a pH. Rysunek ten przedstawia dwuwykresowy wyniki PCA i ładunki utworzone na podstawie danych hydrogeologicznych (pH i kationów) dla stanowiska testowego.

Rysunek 7. Skalibrowany model ZOI dla średniego poziomu zbierania CO₂ (0,0048 g ^m-3). Skalibrowane stężenie CO₂ w tle wynosiło 6,5 g ^m-3, a stężenie progowe ZOI 6,18 g ^m-3 (ciągła linia). Średnice podłużne i poprzeczne ZOI wynosiły odpowiednio 2,28 m i 0,72 m. Głębokość ZOI wynosiła 0,12 m. Zmodyfikowano z ¹⁸. Ten rysunek przedstawia graficzną reprezentację modelu ZOI w 3 wymiarach.

Rysunek 8. Szybkość degradacji zanieczyszczeń na jednostkę czasu na jednostkę powierzchni. Zmodyfikowano z ¹⁸. Jest to interpolowany stopień degradacji CH w badanym miejscu w okresie, z którego pobierane są próbki.

Wideo 1. Rozwój ZOI za pomocą MT3DMS23 - symulacja MODFLOW (kliknij prawym przyciskiem myszy, aby pobrać). Pobierz, zainstaluj, zainicjuj i utwórz symulację dla ZOI.

pkt. pkt. szt. pkt. jezdnych pkt. jedn. szt. pkt. pkt. TGL Rozdział pkt. pkt. jedn. do pkt. szt. Rozdział pkt. pkt. jezdnych szt. pkt. szt. TGL pkt. jedn. Rozdział pkt. jezdnych szt. pkt. jezdnych

studnia	δ13C (‰VPDB)	Δ14C (‰)	Konwencjonalny wiek (ybp) powiedział:	Procent nowoczesnych C Panie przewodniczący, panie i panowie!
Okręt MW-01	-34	-147	1280	Rozdział 85
Okręt MW-21	-28	-663	Numer katalogowy: 8730	Rozdział 34
MW-25	-23	-153	1340	Rozdział 85
Okręt MW-26	-25	-298	2845	70
Okręt MW-27	-18	b.d.*	b.d.*	b.d.*
Okręt MW-28	-25	-190	Rok 1695	Rozdział 81
Czołg MW-30	-35	-254	2365	75
Czołg MW-32	-20	b.d.*	b.d.*	b.d.*
Czołg MW-34	-32	-283	2670	72 Rozdział 72
Czołg MW-35	-25	-598	Zobacz materiał 7320	Rozdział 40
Czołg MW-38	-32	-354	Numer katalogowy: 3515	65
Czołg MW-41	-28	-232	2125	77
Czołg MW-42	-23	-482	Numer katalogowy 5280	Rozdział 52
*N.D. Brak danych - pompa nieszczelna

Tabela 1. Pomiary i konwersje izotopów CO ₂ .CO₂ Pomiary i przeliczenie izotopów stabilnych i radiowęgla na jednostki użyte w manuskrypcie.

pkt. pkt. pkt.

Parametr		Jednostek	wartość
Hydrologia
	Przewodność hydrauliczna	ml hr-1	0,44 (warstwa wodonośna)
			10 (dobrze)
	Porowatość (warstwa wodonośna)		0,48 (warstwa wodonośna)
			0,99 (dobrze)
	Gęstość nasypowa	G CM-3	1.4
	Wydajność właściwa	cm3 cm-3	0,2
	Gradient hydrauliczny	m m-1	0,015
CO2 Transport substancji rozpuszczonej
	Współczynnik dyfuzji	m2 godz.-1	5,77 x 10-5
	podłużny	m	6.1
	Dyspersyjność
	Poziome Poprzeczne	m	0.61
	Dyspersyjność
	Pionowy poprzeczny	m	0.061
	Dyspersyjność
	Gaz glebowy CO2	%	0,56

Tabela 2. Parametry modelu ZOI. Parametry wykorzystywane w modelu ZOI i symulacjach.

pkt. pkt. pkt. pkt. pkt.

Poziom wskaźnika zbiórki	Szybkość zbierania	Koncentracja tła	Rozmiar ZOI
			podłużny	poprzeczny	głębokość	głośność
	(g/godz.)	(g/m3)	m)			(m3)
maksimum	0,0131 ziarna	Rozdział 17,6	Godzina 2,47	0,77	0,13	0,193
średnia	0,0048	6,5	Pytanie 2,28	0,72	0,12	0,176
minimum	0,0003	4	Klasa 2.16	0,68	0,11	0,149

Tabela 3. Dane wyjściowe modelu ZOI. Dane wyjściowe modelu dla ZOI. Poniższa tabela opisuje objętość trójwymiarową dla ZOI.

dotyczy dotyczy Rozdział pkt. pkt. pkt. pkt.

studnia	fpet (%)	Szybkość degradacji zanieczyszczeń (mg C d-1 ±10%)	Degradacja zanieczyszczeń na jednostkę czasu i objętości (mg C m-3 d-1 ±15%)
Okręt MW-01	0	Nie	Nie
Okręt MW-21	60	5,6	Rozdział 32
MW-25¥	1	0	0
Okręt MW-26	Rozdział 18	0,18	1
Okręt MW-28	5	0,017	0,098
Czołg MW-30	12	0,34	Pytanie 1.9
Czołg MW-34	16	0,1	0,58
Czołg MW-35	53 Rozdział 53	3.6	20
Czołg MW-38	24	1.4	Rozdział 8.1
Czołg MW-41	10	0,44	Rozdział 2.5
Czołg MW-42	39 Rozdział 39	Pytanie 1.7	Pytanie 9,8
Nie dotyczy Nie dotyczy – MW-01 używany jako tło (np. brak zanieczyszczeń)
¥Zakłada się, że jest to wyłącznie równowaga (np. brak oddychania)

Tabela 4. Skalowane szacunki degradacji zanieczyszczeń. Szacunki dotyczące degradacji zanieczyszczeń na jednostkę czasu i jednostkę objętości w przypadku odwiertów, z których pobierane są próbki.

Dyskusja

Opisano protokół, który ma na celu połączenie pomiarów szybkości, proporcji mineralizacji od zanieczyszczeń i ZOI w celu określenia ogólnej degradacji zanieczyszczeń w miejscu. Krytycznymi składnikami są, pomiar produkcji CO₂ (mineralizacja po korekcie) w czasie, jednoczesne zbieranie wdychanego CO₂ w wystarczającej ilości (~ 1 mg) do analizy radiowęglowej AMS podając ilość pochodzącą z degradacji zanieczyszczeń, oraz tworzenie modelu ZOI w celu powiązania wychwyconego CO₂ ze znaną objętością gleby lub wód gruntowych (lub obu). Te trzy główne składniki są łączone w celu uzyskania ogólnych obliczeń w każdym punkcie pobierania próbek ilości zanieczyszczeń rozkładanych na jednostkę objętości w jednostce czasu (na przykład g^{, m-3} , ^d-1). Skalowanie obliczeń poprzez powtarzalne i oddzielone geograficznie pomiary (odwierty pokrywające teren poddany próbie w dłuższych skalach czasowych) umożliwi kierownikom budowy oszacowanie przestrzennej i czasowej dynamiki degradacji oraz odpowiednie reagowanie na potrzeby organów regulacyjnych i zainteresowanych stron.

Opisany protokół wykorzystuje pompy recyrkulacyjne lub długoterminowo stosowane próbniki pasywne (strategia jest obecnie opracowywana) do wychwytywania CO₂ z gazu w przestrzeni produkcyjnej. Powód jest kilkukrotny. Przede wszystkim należy zebrać wystarczającą ilość CO₂ w celu uzyskania pomiarów radiowęglowych (~1 mg). Tempo oddychania można mierzyć za pomocą syfonów powierzchniowych do wymiany powietrza lub za pomocą przyrządów do oddychania glebowego (na przykład komora strumieniowa Licor). Metody te cierpią z powodu konieczności asynchronicznego gromadzenia wystarczającej ilości CO₂ do analizy radiowęglowej - co może zniekształcić pomiar. Na przykład komora strumieniowa może być wyposażona w pomiar wymiany CO_między glebą a powietrzem przy jednoczesnym uwzględnieniu napływu atmosferycznego CO₂¹⁷. O ile częstość oddechów nie jest wysoka, ilość CO₂ do pomiarów radiowęglowych może nie zostać uwięziona. W takim przypadku próbki można pobrać z dużych próbek gazów glebowych lub z wód gruntowych (z DIC)¹². Ponadto pomiar strumienia CO₂ na powierzchni gleby: powietrze podlega napływowi z atmosfery bocznie do komory topnika lub pułapki. Pobieranie próbek z odwiertu "izoluje" sygnał do obszaru skażenia (w pewnym stopniu w zależności od instalacji odwiertu), ale jest odpowiednio odseparowane od napływu atmosferycznego (i generowanego w atmosferze nowoczesnego ¹⁴CO_{2 ).} Główną trudnością jest pobieranie próbek ze studni bez konieczności jej otwierania w celu zmiany pułapek (do pobierania próbek czasowych).

Stosowanie pomp recyrkulacyjnych pozwala na pobieranie próbek z odwiertu i wymianę pułapek CO₂ w regularnych odstępach czasu bez konieczności wystawiania miejsca pobierania próbki na działanie atmosferycznego ¹⁴CO_{2 .} Pozwala to również na pobranie próbek znacznych ilości_CO2, które można następnie przeanalizować pod kątem strumienia i naturalnej zawartości radiowęgla. Protokół recyrkulacji nie jest pozbawiony trudności. Głównym problemem jest dostarczenie wystarczającej mocy do ciągłej pracy pomp w terenie. W początkowym eksperymencie (opisanym tutaj) panele słoneczne dostarczały wystarczającą ilość energii, aby uruchomić pompy przez każdy dwutygodniowy okres. Dzienniki napięcia wykazały, że po kilku dniach energia słoneczna nie była w stanie nadążyć za potrzebną mocą, a pompy nie działały przez kilka godzin dziennie. Nie miało to znaczenia dla modelowania strumienia i ogólnej kolekcji, ale podkreśla trudności w zapewnieniu wystarczającej mocy sprzętowi wdrażanemu w terenie. W obecnie prowadzonych zbiorach zasilanie pomp zostało przerwane przez ekipy naziemne koszące na polu studni monitorującej. Kilka linii energetycznych zostało zerwanych. Obecnie oceniamy pasywne pułapki CO₂ rozmieszczone w przestrzeni operacyjnej, które mogłyby zostać opuszczone do odwiertu i odzyskane w późniejszym terminie z pochłoniętym CO₂ . Trwa analiza ryzyka i korzyści (ryzyko wynikające głównie z konieczności otwarcia głowicy odwiertu i dopuszczenia do atmosfery ¹⁴CO_{2 ).}

Głównymi ograniczeniami tej techniki jest brak możliwości rozróżnienia dokładnego źródła oddychania w mieszanych systemach zanieczyszczeń oraz brak możliwości uwzględnienia pośrednich produktów degradacji na bazie węgla (tj. DCE, VC, metanu). Na przykład w obecnej lokalizacji oprócz zanieczyszczenia CH występowało historyczne zanieczyszczenie węglowodorami paliwowymi. CH-y są wytwarzane prawie wyłącznie z surowców ropopochodnych. W opisanym miejscu CH jest głównie izolowany w badanym regionie - podczas gdy na północy ewidentnie występuje pewna pozostałość ropy naftowej. W odwiertach pobranych do tych prac nie znaleziono ropy naftowej. Jednak w przypadku mieszanych zanieczyszczeń ogólny wskaźnik mineralizacji może być trudny do powiązania z jedną osobą lub klasą zanieczyszczeń. Za pomocą tej metody można określić ilościowo całkowitą degradację CO (do CO₂ ). Jeżeli węgiel zanieczyszczający zostanie przekształcony w CH₄ (warunki beztlenowe), CH₄ może zostać "utracony", jeśli dyfunduje z dala od ZOI. Ten węgiel zostanie prawdopodobnie przekształcony w CO₂ w częściach tlenowych w strefie wadozy. Jeśli nie wystąpi to w ZOI, zgłoszona metoda nie uwzględni tego. W tym przypadku opisaną metodę można uznać za estymator konserwatywny, co z perspektywy regulacyjnej jest pożądane. Dodatkowo modelowanie ZOI nie jest pozbawione niepewności. Symulacje opierają się na "pojedynczych" wartościach, takich jak porowatość i gęstość nasypowa, które są mierzone w podpróbkach, które uważa się za jednorodne, ale w rzeczywistości są niejednorodne w skali makro i mikro. Postrzeganym ograniczeniem może być koszt analizy naturalnej obfitości radiowęgla (który może wynosić nawet 600 USD za próbkę). Ostateczny charakter informacji uzyskanych za pomocą radiowęgla sprawia, że koszt ten jest w rzeczywistości bardzo niski. Mając kilka dobrze dobranych próbek, można określić, czy zachodzi znaczna remediacja. Jeżeli, na przykład, CO₂ związany z pióropuszem zanieczyszczenia jest zubożony radiowęglowo w stosunku do miejsca tła¹⁰. Miejsce o niskim pH otoczenia (> ~4,8) i znacznej ilości wapienia (CaCO₃) może być słabym kandydatem do zastosowania tej techniki. Starożytne osady węglanowe mogą rozpuszczać się w niskich temperaturach i zniekształcać analizę.

Znaczenie tej techniki jest znaczące, ponieważ jedyny rodzaj pomiaru (radiowęgiel naturalnej obfitości) może być natychmiast wykorzystany do potwierdzenia konwersji in situ zanieczyszczenia do CO₂ . Analiza ta jest ostateczna. Radiowęgiel nie może ulec wyczerpaniu, inaczej niż w wyniku rozpadu promieniotwórczego, który jest stały pomimo fizycznych, chemicznych lub biologicznych zmian jakiegokolwiek materiału wyjściowego. Statyczne pomiary radiowęglowe (na przykład DI¹⁴C) mogą być wykonywane na próbkach okresowych i natychmiast potwierdzają, czy w danym miejscu występuje CO₂ zubożony w ¹⁴C (niepodważalnie wskazując na mineralizację zanieczyszczeń do CO₂ ). Już sama ta informacja jest niezwykle cenna dla kierowników budowy, ponieważ bez nich muszą oni korzystać z wielu pośrednich dowodów, aby wywnioskować, że zachodzi mineralizacja zanieczyszczeń. Żaden inny pojedynczy pomiar nie jest w stanie zapewnić konkretnego związku między zanieczyszczeniem na bazie węgla a zawierającym węgiel CO₂ powstającym w wyniku całkowitej degradacji.

Obecnie trwają prace nad kolejnymi aplikacjami, w których nasza grupa zwiększy rozdzielczość czasową próbkowania, aby objąć cały rok. Zbierając CO₂ i określając tempo mineralizacji w całym zasięgu przestrzennym terenu, będziemy w stanie udoskonalić modele degradacji zanieczyszczeń w czasie. Informacje te są niezwykle potrzebne kierownikom obiektów, aby jak najskuteczniej zarządzać skażonymi miejscami. W ograniczonym zastosowaniu, organy regulacyjne w trzech miejscach, w których zastosowano tę technikę, uznały ostateczne wyniki metody. Doprowadziło to do oszczędności kosztów i pomogło w opracowaniu alternatywnych środków zaradczych.

Materiały

Lista materiałów użytych w tym artykule

Nazwa	Firma	Numer katalogowy	Komentarze
Pompa; Power Bubbles 12 V	Marine Metal	B-15
Uszczelniacz morski	3M	5200	do uszczelniania pomp
Uszczelniacz silikonowy	Dap	08641	do uszczelniania pomp
Rurki do recyrkulacji gazu	Mazzer	EFNPA2
Kranki (do przewodów gazowych)	Cole-Parmer	30600-09	do montażu przewodów gazowych
Męskie złączki zamka Luer	Cole-Parmer	WU-45503-00	do montażu przewodów gazowych
Żeńskie złączki z zamkiem Luer	Cole-Parmer	EW-45500-00	do montażu przewodów gazowych
4" Zamykana nasadka studni J-Plug	Dean Bennett Supply	NSN	2" w przypadku mniejszych studni
HOBO 4-kanałowy rejestrator impulsów	Onset	UX120-017	Starszy model nie jest już dostępny. Służy do monitorowania pracy pompy
Butelki z surowicą 100 ml (cs/144)	Fisher Scientific	33111-U	Do pułapek CO2
Septa (pk/100)	Fisher Scientific	27201	Do pułapek CO2
CoulometryRoztwór anody UIC, Inc CM300-001 Roztwór katodowy
	UIC, Inc	CM300-002
Do analizy IC
Dionex Nasadki filtrujące 5 ml 250/pk	Fisher Scientific	NC9253179	Nasadki do
IC Dionex 5 ml fiolki, 250/pk	Fisher Scientific	NC9253178	Fiolki do IC
Jeśli korzystasz z energii słonecznej
Renogy Zestaw paneli słonecznychRenogy	& nbsp;	Pakiet KT2RNG-100D-1	o mocy 200 W
VMAX VMAX800S			do magazynowania energii