Login processing...

Trial ends in Request Full Access Tell Your Colleague About Jove
Click here for the English version

Environment

Måling Carbon-baserede Kontaminant Mineralisering Brug Kombineret CO doi: 10.3791/53233 Published: October 21, 2016

Abstract

En fremgangsmåde er beskrevet, som anvender fraværet af kulstof i industrielle kemikalier og brændstoffer baseret på jordolieråstoffer som ofte forurener miljøet. Denne radiocarbon signal - eller rettere den manglende signal - er jævnt fordelt over hele en forurenende kilde pool (i modsætning til en ekstra sporstof), og er ikke påvirket af biologiske, kemiske eller fysiske processer (fx 14 C radioaktive henfald sats er uforanderlig). Hvis fossilt afledt forurenende er fuldt nedbrydes til CO 2, en harmløs slutprodukt, at CO 2 vil indeholde nogen radiocarbon. CO 2 stammer fra naturlige organisk stof (NOM) nedbrydning vil afspejle NOM kulstof indhold (sædvanligvis <30.000 år). Givet en kendt indhold for NOM (et site baggrund) radiocarbon, kan en to end-medlem blanding model anvendes til at bestemme den CO 2 stammer fra en fossil kilde i en given prøve poreluft eller grundvand. Kobling af percent CO 2 stammer fra forureningen med CO 2 respiration sats giver et estimat for den samlede mængde af forurenende nedbrudt per tidsenhed. Endelig fastlæggelse af en zone af indflydelse (Zoi), der repræsenterer volumen fra hvilket websted CO2 indsamles tillader bestemmelse af forurenende nedbrydning per tidsenhed og volumen. Sammen med estimater for total forurenende masse, kan dette i sidste ende bruges til at beregne tid til oprydning eller på anden måde brugt af byggeledere beslutningsgrundlag.

Introduction

Miljømæssige oprydning omkostninger er svimlende, med mange forurenede lokaliteter i USA og i udlandet. Dette gør innovative behandlings- og overvågningsstrategier væsentlige at nå Respons Complete (RC) status (fx ingen yderligere handling påkrævet) økonomisk. Traditionelt har linjer af konvergerende beviser underbygget in situ bioremediering, abiotiske forurenende konvertering, eller andre former for naturlig nedbrydning. Linjer af beviser kan ikke bruges til absolut bekræfte nedbrydning eller at samle forurenende nedbrydningshastighed oplysninger under in situ-betingelser 1. Indsamling en bred vifte af data til at forudsige oprydning tidsskala (s) er ofte blevet anbefalet, men forbinder disse data omkostningseffektivt til absolut bekræfte oprydning har været problematisk 2-4. Modtagelse af den mest realistiske og komplette konceptuelle modeldata websted med så få omkostninger som muligt er en ultimative site-management mål. Desuden regulator og stakeholunder krav repræsenterer ekstra drivere for at opnå den mest rettidige, værdifulde og omkostningseffektiv information. Relativt billige metoder, der kan levere overbevisende dokumentation for forurenende omsætning satser tilbyde den mest værdi for at opfylde oprydning mål.

Fordi meget forskellige isotopiske signaturer er tilgængelige i kulstof-baserede forureninger, er kulstof isotoper nylig blevet anvendt til at forstå forurenende dæmpning processer på marken sites 5-13. Stabile kulstofisotoper kan anvendes til at afgøre, om en kilde svækkende baseret på Rayleigh destillationer kinetik (cf 5,6 til anmeldelser). Denne metode, mens praktisk, kan være begrænset, når forureninger er fra blandede kilder - eller ikke repræsenterer en isotopisk-unikke "start" spill (hvorfra de første stabile kulstof isotopforhold kan udledes). Naturlig overflod radiocarbon analyse repræsenterer en alternativ (og måske komplementær) isotopiske strategy til måling kulstof-baserede forurenende nedbrydning til CO 2. Brændstof og industrikemikalier afledt af råolie råmaterialer vil være helt blottet for 14 C i forhold til moderne (aktiv cykling) kulstof, som indeholder 14 C skabt af kosmisk stråling reaktioner i atmosfæren. Radiocarbon analyse er ikke omfattet af fraktionering som er stabilt kulstof isotop analyse, og 14 C forfald er ikke væsentligt påvirket af fysiske, kemiske eller biologiske processer. Desuden 14 C-signalet - eller mangel på samme - er i mineraloliebaserede materialer jævnt fordelt i hele det forurenende pool gør det til en fuldt blandbar sporstof. Den her beskrevne teknik bygger på den iagttagelse, at enhver CO2 genereret fra en fossil afledt forurenende vil være blottet for 14 C, mens CO 2 genereret fra mikroorganismer nedværdigende NOM vil indeholde let-målelige mængder af 14 C. Måling14 CO 2 giver også en at direkte forbinde fuld forurenende nedbrydning (dvs. mineralisering) til en harmløs slutprodukt.

14 CO 2-analyse er blevet brugt til at følge udledt af fossilt brændsel forurenende nedbrydningsprodukter 7-13. Dette skyldes den analytiske løsning mellem endestykker (fossile og moderne), som er omtrent 1.100 promille (‰). Generelt accelerator massespektrometri (AMS), der anvendes til at løse naturlige overflod radiocarbon. Atmosfærisk CO2 (~ + 200 ‰) levende biomasse (~ + 150 ‰) og organisk stof-afledte CO2 (~ -200- + 100 ‰) er alle analytisk adskiller sig fra fossilt afledt CO2 (-1000 ‰). Dette skyldes den fuldstændige nedbrydning af alle 14 C, som har en halveringstid på omkring 6000 år. Brændstof og industrikemikalier afledt af råolie råmaterialer, som er millioner af år fjernet fra aktivt kul cykling, Har en klar radiocarbon signatur (-1000 ‰ ≈ 0% moderne - betyder ingen registrering på AMS). Målingen er ligetil og i form af forurening prøve, næsten alle potentielle fordomme er mod den konservative (forurene prøven med moderne CO 2). For eksempel, atmosfærisk CO 2 komme ind i en prøve ville øge kulstof isotop underskrift og dermed forårsage undervurderer nedbrydningshastigheden.

CO 2 udviklet sig fra fossile brændstoffer baseret forurenende nedbrydning vil være radiocarbon-fri. På en baggrund websted med ingen forurening, CO 2 indåndes fra naturlig organisk stof (NOM) vil være rigtige aldersgruppe til NOM. Inden fjeren eller i tilknytning, vil kontaminant-afledte CO 2 har 0% moderne carbon. CO 2 fra NOM kilder og CO 2 stammer fra fossile kilder kan skelnes med en to end-medlem blande model 11. Det er således muligt at ESTIMAte andelen af hele CO 2 pool (indåndes carbon) tilskrives kontaminanten. Udelukkende ved hjælp af denne andel, fossilt kulbrinte eller industriel kemisk oxidation på marken sites er blevet bekræftet 7-13. Denne andel af forurenende afledt CO 2 kan derefter kobles med samlede CO 2 mineraliseringsgrad (alle CO2 opsamles per tidsenhed og volumen) for at bestemme iboende forurenende mineralisering sats. Antages denne dæmpning sats vil fortsætte på givne bygningskonstruktion, man kunne så estimere nødvendige tid til lukningen.

Teknikker er tilgængelige til at bestemme jordens horisont CO 2 flusmidler med metoder, der har open eller closed-systemet designs 14. Lukket system flux kamre og gas flux modeller er blevet anvendt til at bestemme netto respiration i forurenet jord 12,13,15-17. I disse undersøgelser rumlige målinger direkte forbundet med en forureningsstoffer og med background områder viste forøget bionedbrydning af organiske forureninger. Forskellige modellering metoder blev anvendt til at skalere lodrette flux målinger til webstedet volumen. Målet med denne undersøgelse var at udvikle metoder til at indsamle rigelig CO 2 for AMS-analyse (~ 1 mg) uden indflydelse fra atmosfærisk CO2 forurening (forseglede boringer), mens du bruger indsamlingsprocenten at bestemme forurenende respiration. Endelig modellering en zone af indflydelse (Zoi) til sidst skalere målingen til 3 dimensioner (volumen) tilladt bestemmer chlorerede kulbrinter (CH) konvertering på en pr volumen og per tidsenhed basis. Den Zoi tillader en at afgøre, hvor meget volumen de åndedræt og radiokarbon målinger er taget fra. Fremgangsmåden består af trapping udviklet CO2 ved at recirkulere godt headspace gas gennem en NaOH fælde, måle radiocarbon indholdet af den indsamlede CO 2, ved anvendelse af en to end-medlem model at fordele CO2 opsamlet for at kontaminerende origin, derefter skalering målingen til et volumen beregnes ved en stedspecifik grundvandsmodel. Brønden headspace gas recirkuleres, således at kun ligevægt processer "pull" CO 2 fra den tilstødende Zoi.

Protocol

1. Forberedelse og Field Installation

  1. Anskaffe nødvendigt felt udstyr; pumper, magt (batterier, sol, transformatorer, etc.), slanger, godt caps, fittings, prøve hætteglas og flasker, sonder (pH, Eh, etc.) og lav spænding pumper.
  2. Seal batteridrevne luftpumper. Bore et hul ind i pumpehuset (størrelse 53) og rute et kort stykke (3-5 ") i 1/16" plastic gasimpermeabel slange (f.eks PFA).
    1. Seal alle udvendige dele af pumpen (omkring den nedre gummi bolig) med marineforsegler efterfulgt af et lag silikone fugemasse.
    2. Trykprøvning pumperne ved forsigtigt at blæse i huset slange samtidig med at blokere udstrømningen. Kontroller for lækage visuelt.
      BEMÆRK: Let pres skal holde, hvis der ikke er luft lækage (fig. 1).
  3. Installere overvågning brønde om nødvendigt (i dette studie eksisterende brønde blev anvendt - screenet over vadose: grænseflade grundvand) 18 BEMÆRK: En brønd skal være en baggrund brønd i en placering repræsenterer det forurenede område - men uden kendt oliebaserede kontaminering.
  4. Opnå foreløbig grundvandsmodellering data, hvis de ikke findes (hydraulisk ledningsevne, grundvandsmagasin porøsitet, jord tæthed, specifikke udbytte, hydraulisk gradient, etc.) som beskrevet 18. Brug disse data til at udvikle et område med indflydelse (Zoi) model (skøn over CO2 capture zone). Forbered Zoi modellen som beskrevet i de supplerende materialer 18.
  5. Forbered CO 2 fælder ved at afveje ~ 25 g NaOH og overføres til en 100 ml serum flaske. Sæt låg serum flaske med en skillevæg og crimp stramt. Forbered en fælde for hver kollektion godt (fig. 2), plus et felt tomt.
  6. Gennemføre indledende prøvetagning grundvand som er nødvendig for at opnå indledende pH, opløst uorganisk kulstof (DIC) koncentrationer og kationkoncentrationer 10,18. Fyld en 40 ml flygtig ellerganiske analyse (VOA) hætteglas, fra bunden til en konveks menisk med grundvand (prøve via bailer, peristaltisk pumpe, eller vakuum linje), tilsættes 5 dråber af mættet CuSO4 løsning 19, cap stramt (skal bruge septum caps) med så lidt headspace som muligt.
    1. Tage yderligere hætteglas for andre analyser (forureningskoncentrationer, for eksempel). Brug en ukonserveret hætteglas til pH-måling, hvis en måler ikke er tilgængelig i området. Opbevares i køleskab og transport til laboratoriet.
  7. Før elledninger (i stand til at bære ~ 1 amp) langs jorden eller andre praktiske midler til hver brønd. Fastgør en modificeret pumpe (se 1.2), og sørg for at pumpen er i drift (bør være i stand til at høre det fungerer).
    BEMÆRK: Pumperne kan rumme 12 V, men brug en lavere spænding for at spare strøm (figur 3)..
  8. Cap brønde med modificeret gastætte godt hætter.
    1. For at forberede caps, bore to huller (bore størrelse 53) gennem caps for at stramt fit 1/16 "gasledninger. Route to gasledninger gennem hætten.
    2. Træk en linje, så den hviler i nærhed til grundvandsspejlet (fig. 4). Fastgør en tung rustfri møtrik på enden for veje ned linjen.
    3. Før anden linje lige under hætten (dette vil være den gas returledning). Coat tætningsfladerne og tråde med rigelig vakuum fedt at hæmme enhver luftskifte. Spænd på godt cap.
    4. Før lavere slangen i pumpens indløb. Rute en gasledning fra pumpen til CO 2 fælde (NaOH) ved anvendelse af en # 16 gauge nål gennem skillevæggen. Rute en returledning fra fælden (ved hjælp af en anden # 16 nål) til gasledningen slutter lige under hætten.
    5. Start pumpen ved at levere strøm og indsamle mindst 30 brøndvolumener (dette afhænger af mængden af brøndtoppen-space. Det kan beregnes, hvor boringen radius (r) og anslåede afstand til grundvandsspejlet (l), dvs. πr 2 l). Kassér de første fælder (at rydde headspace).
    6. Fjern og udskift med friske fælder før indsamlingen eksperimentel CO 2 ved at trække nålene fra hver flaske septum og sætte dem i den nye flaske septum. Bemærk tid og dato for pumpe turn-on.

2. Indledende Sample Analysis

  1. Til måling DIC ved coulometri 20:
    1. Transfer tre eksemplarer 1 ml delprøver til 40 ml serum hætteglas udjævnet med septa. Syrne delprøver med 1 ml 80% H 3 PO 4. Sparge med en CO2-fri luftstrøm.
    2. Tør den udviklede CO 2 gasstrøm og krat på linje med sekventiel Mg (CLO 4) 2 og silicagel (230-400 mesh, 60 Å) fælder. Bubble gasstrømmen ind i en coulometrisk celle, hvor et kolorimetrisk assay anvendes til at kvantificere CO2. Brug certificerede referencematerialer til at kalibrere målinger 21.
  2. MålepH ved anvendelse af en standard kalibreret pH-meter. Mål pH på stedet eller på bevarede prøver.
  3. Mål opløste kationer ved ionkromatografi:
    1. Pipetter 5 ml ukonserveret grundvandsprøver til autosampler. Cap hætteglas og sted i en autosampler koblet til en ion kromatograf.
    2. Brug en kation-specifik kolonne for analysen 10,18. Brug 20 mM methansulfonsyre som eluent og kromatografisk flow indstillet til ~ 0,7 ml min-1.
    3. Fortynd en stamopløsning på 6 kation standarder (indeholdende Mg, Ca, Na og K som minimum) 0,5: 4,5, 1: 4, 2: 3, 3: 2, og 4: 1 under anvendelse af renset vand. Kør disse standarder i begyndelsen af ​​analysen og efter hver 25 ukendte prøver. Køre hver prøve tre gange (i tre eksemplarer). Opret en standardkurve ved at plotte kation versus toparealet og generering af en lineær regression. Analyser feltprøver overensstemmelse hermed 10,18.

3. Mål CO 2 Produktion end Mineralisering Rate på stedet

  1. Efter cirka to uger til to måneder (varierer sandsynligvis fra sted til sted baseret på in situ mikrobielle stofskifte satser), afbryde strømmen til pumperne ved at tage dem.
    1. For recirkulerede gas fælder, fjerne nåle og erstatte med en "frisk" CO 2 fælde. Fælder er stabile i langtidslagring hvis forseglet (jf Fig. 3).
  2. Når klar til analyse opløses eventuelt resterende ubrugte (fast) NaOH og overføre samlede væskemængde til en volumetrisk enhed til at opnå den fortyndingsvolumen. Bestem den fuld lydstyrke (f.eks 200 ml til fuldt ud at opløse de resterende NaOH) og overføre delprøver (5-10 ml) til 40 ml hætteglas med septa.
    1. Surt miljø ved at injicere 50% (v / v) phosphorsyre, brusning og analysere den resulterende gasstrøm ved coulometri (se 2.1).
    2. Manuelt beregne CO 2 indsamlingsprocenten ved at skalere den delprøve til hele volume og til tidspunktet for indsamlingen (dvs. X g CO 2 per dag). Træk feltet tomt CO 2 indhold. For eksempel, hvis det fuldt opløste NaOH er 200 ml, formere en 10 ml delprøve med 20 for at afspejle den samlede CO 2 koncentration.
      BEMÆRK: Hvis prøven repræsenterede 14 dages indsamling, vil indsamlingsprocenten være den skalerede CO 2 koncentration divideret med 14 dage. Plot CO 2 indsamlingsprocenten mod den oprindelige DIC koncentration. Hvis der ikke er nogen sammenhæng, indsamlingsprocent er ikke en eneste funktion ligevægt kinetik.
    3. For at tage højde for ligevægt kinetik, manuelt trække den laveste indsamlingsprocenten fra indsamlingsprocenten af ​​alle andre brønde i prøvetagningsperioden.
      BEMÆRK: For eksempel, hvis den laveste indsamlingsprocent var 0,0001 mg d -1, gør den konservative antagelse, at dette repræsenterer udelukkende ligevægt samling og trække denne værdi for alle andre indsamlingsprocent for at opnå the CO 2 produktionshastighed på grund af nedbrydning. Den skalerede rente er den organiske kulstofmineralisering sats (konservative som den laveste sats kan omfatte nogle forurenende mineralisering).
  3. Analyser de resterende CO 2 ved Accelerator massespektrometri (AMS) til at bestemme kulstof indhold 22. Brug ca. 1 mg kulstof til denne analyse. Skalere samlingen gang (e) at indsamle tilstrækkeligt CO2. Fratræk radiocarbon indholdet i feltet tomt ved massebalance (radiocarbon måling skaleret til den mængde CO 2 i felt stå tomt).
    BEMÆRK: den beskrevne test site, 2 uger samlinger var mere end tilstrækkelige til at opnå 1 mg kulstof.

4. Model en zone Indflydelse at Vurdere Soil Volume Stikprøven for CO 2

  1. Brug MT3DMS 23 kombineret med MODFLOW-2005 24 via ModelMuse interfacet 25 til at simulere CO2 diffusion og ligevægtforbundet med brønden skærm (Video 1). Opløsningen af ​​modellen er 0,09 m 0,09 m, som er omtrent lig med tværsnittet af brønden og anses for rimelig for Zoi estimering.
    1. Download og installer MODFLOW-2005 (http://water.usgs.gov/ogw/modflow/MODFLOW.html#downloads), MT3DMS (http://hydro.geo.ua.edu/mt3d/), og ModelMuse (http : //water.usgs.gov/nrp/gwsoftware/ModelMuse/ModelMuse.html).
    2. Konfigurer ModelMuse med MODFLOW program placering. For at gøre dette, klik på "Model" i menuen, vælg derefter "MOFLOW Program Locations ...", peg derefter programmet til installation program mappen MODFLOW-2005: /bin/mf2005.exe. Under denne samme dialogboks, konfigurere ModelMuse med MT3DMS program placering (installationsmappen: /bin/mt3dms5b.exe).
    3. Konfigurer MODFLOW pakker og programmer (i ModelMuse). For at gøre dette, skal du vælge "Model" i menuen, og derefter "MODFLOW pakker og programmer ....". Under "Flow", vælg LPF:4; Layer Ejendom Flow pakke ".
    4. Under "Randbetingelser," Vælg "angivet hoved" og derefter vælge CHD: Time-Variant angivet-Head-pakke "Vælg" MT3DMS "Vælg" BTN:... Basic Transport pakke "Indstil de mobile arter til CO 2.
    5. Konfigurer MODFLOW muligheder inden ModelMuse. For at gøre dette, skal du vælge "Model" i menuen, og derefter MODFLOW Options. Under fanebladet "Indstillinger", sæt model enheder (meter, timer, g (gram)).
    6. Konfigurer MODFLOW Time ved at vælge "Model" i menuen, derefter "MODFLOW Time." Ved hjælp af en Stress periode 360 ​​længde vil have simuleringskørsel i 15 dage.
    7. Konfigurer MODFLOW datasæt ved at vælge menuen "Data", vælg "datasæt." Indtast data fra stedet af interesse: Hydrologi (K-værdier i 3 dimensioner, MODFLOW Initial Head, MODFLOW angivet hoved); MT3DMS: (Diffusion Coefficient CO 2, Initial Koncentration CO 2, Longitudinal dispersiviteten).
    8. Edertil globale variable. Vælg menuen "Data", vælg "globale variable." Indtast CO 2 indsamlingsprocent (fra stedet) og den indledende CO 2 koncentration.
    9. Kør simulation. Tryk på den grønne pil på den øverste ikon bar for at starte simuleringen. Spar input filer når du bliver bedt. Simulering vil køre. Efter løb, eksport MT3DMS Input filer: Vælg menuen "Filer" og derefter "Export" og derefter MT3DMS Input Files. Simulering vil kompilere og eksportere data.
    10. Observer og output modelresultater. Klik på ikonet visualisere på ikonet bar. Vælg simuleringen. Output Zoi grænseværdier i X, Y og Z-akse
      BEMÆRK: Denne model repræsenterer en zone Indflydelse for CO 2 collection (den fulde model udvikling er beskrevet i rapporten, som findes fra de understøttende materialer) 18. Den Zoi, der er defineret som mængden af vandførende lag, der har en CO2-koncentration på 95% eller mindre, synes at være symmetrisk omkring den hydrauliske gradient,hvilket tyder relativt lille effekt af advektion proces med den lille hydrauliske gradient i den tørre sæson. Yderligere analyse viser, at mængden af akviferen med enhver CO 2 depletering (dvs. <99%) omfang der nedstrøms signifikant længere.

5. Par Kulstof indhold med CO 2 Produktion Vurder og Skaler til Volume (med Zoi)

  1. Konvertere radiokarbon aldre (om nødvendigt) til per mil notation anvendelse af standard formler 22. Brug baggrunden vel kulstof værdi som en kendt (Δ 14 C NOM) i ligning (1). Δ 14 C råolie er viden (-1000). Brug den enkelte brønd værdi for Δ 14 CO 2. Løs for fraktion råolie.
    (1) Δ 14 CO 2 = (Δ 14C råolie x fraktion råolie) + [Δ 14 C NOM x (1 - fraktionråolie)]
  2. Multiplicer fraktion af jordolie ved CO 2 mineraliseringsgrad (3.1) til bestemmelse af forurenende mineralisering sats (dvs. 50% x 1,0 mg d -1 = 0,5 mg forurenende carbon d -1).
  3. Opdele det forurenende mineralisering, som Den Zoi volumen beregnet i (4) for at bestemme forurenende masse mineraliseret per tidsenhed pr volumen (dvs. 0,05 mg C m -3 d -1).

Representative Results

På test site, har historisk CH forurening været højest inden for den centrale brønd klynge (MW-25-MW-30) og nær Sherman Road (fig. 5). I 1983 blev store dele af forurening fjernes fra lossepladsen (Nord for test site) og yderligere udgravning fandt sted i 2001. CH koncentrationer er faldet efter kilde fjernelse især nær de tidligere miner (Sherman Road), men en vedvarende Røgsøjlen fortsætter med at findes i den centrale brønd cluster region. Seasonal regnskyl er kendt for forbigående øge CH koncentrationer og restforurening desorberes til jord 27. Jordbunden i området er primært tidligere drægge sand. En mulig interferens med den beskrevne fremgangsmåde kunne eksistere, hvis gamle kalksten er til stede, og grundvand pH er meget lav (<~ 5). Dette kan føre til carbonat opløsning og en gammel signal i CO2 genereret. Ingen signifikant CaCO 3 er kendtei området, ikke desto mindre, kationer og pH blev målt og udsat for regression og vigtigste komponenter analyser (PCA). Den primære bekymring var, at lav pH kan fremme calciumcarbonat (CaCO 3) opløsning, som kunne skævhed kulstof analyse (gamle kalksten kunne give gamle CO 2, hvis opløst ved surt vand). Na + indholdet var marginalt højere på den sydlige side af sitet (tættest på havet), men ingen værdier var i et område indikerer betydelig havvand indtrængen. Calciumionkoncentrationer varierede fra 8,0 til 58 mg L -1. Carbonat opløsning blev ikke angivet, da calciumionkoncentrationen vedrørende pH (r 2 <0,3). PCA bi-plots indikerer ikke stærke belastninger med enhver variabel. Mellem-brønd forskelle heller ikke angive carbonat opløsning (fig. 6). Denne konformationel analyse bør overvejes kritisk, når tilpasse metoden til nye steder - particulArly dem med regional geologi indikerer betydelige carbonat klippeformationer.

CO 2 produktion satser lå mellem 0 34 mg CO 2 d -1. CO 2 produktion var lavest i den centrale brønd klynge i området, hvor historiske forurening var højest (Fig. 5). CO 2 produktion i godt MW-01 (baggrund godt - ikke vist, men ~ 500 meter Northwest af de vigtigste godt klynge) var meget høj på 31 mg CO2 d -1). Duplicate respiration analyser havde standardfejl fra 0,03 til 6% CO2 og i gennemsnit mindre end 1% (0,98). De to, to-ugers perioder tørre sæson målinger blev gennemsnit for efterfølgende beregninger. Åndedræt målinger ikke varierer betydeligt mellem de enkelte 2-ugers perioder. Mellem periode respiration varierede standardfejl fra <1 til 51%, men i gennemsnit 13% (tabel 1). Respiratipå gennemsnit tilladt at beregne en enkelt CH volumen fjernes under en periode på en måned. Baggrunden godt (MW-01) havde en radiocarbon alder af 1.280 år før nuværende (YBP) eller 85 procent moderne (PMC) - inden for et fælles område for alderen organisk stof 26. Dette godt værdi blev brugt som baggrund for den isotopiske blanding model. Igen, fordi stikprøver var begrænset til en måned i alt, to back-to-back perioder i løbet af samme sæson blev brugt til at "repræsentere" den tørre sæson - generelt menes at være den mest stagnerende betingelser og dermed konservative for ekstrapoleret estimater. Som med DIC produktion satser, radiokarbon målinger var ens mellem de enkelte 2-ugers perioder. Standardfejlen mellem perioder varierede fra 0,25 til 18% og i gennemsnit 6%. CO 2 radiokarbon aldre lå fra ~ 34-85 PMC eller ~ 1340 til 8700 YBP (tabel 1). MW-27 og MW-32, mistænkes for at være kompromitteret af pumpe utæt havde moderne kulstof valdier og blev således bekræftet som kompromitteret. Disse prøver blev ikke medtaget i den videre analyse.

Tidligere rapporter blev brugt til grundvand hydrauliske og CO 2 opløst stof egenskaber til at udvikle Zoi model 26,27 (tabel 2). Vejrdata (2007, 2011 og 2012) fra CIMIS San Diego station (Station ID 184) blev anvendt til at estimere nå at gendannes. Tidal data over samme periode fra NOAA San Diego Station (Station ID: 9.410.170) blev anvendt til at definere randbetingelser. Modellen kalibrering antaget en konstant hydraulisk gradient og konstant CO 2 indsamlingsprocent. Supplerende simuleringer varierende gennemsnitlige CO 2 indsamlingsprocent og indledende baggrund CO 2 kombineret med en hydraulisk gradient stigning på 10% hjulpet af parametre modellen. Et supplerende simulering ved hjælp af gennemsnitlige CO 2 indsamlingsprocent viste en stigning i e ca. 46%stimated baggrund CO 2 (dvs. øget fra 6,5 til 9,5 g -3) hvis indsamlingsprocenten ændret fra 0,00530 (+ 10%) til 0,00434 g h -1 (-10%) i opsamlingsperioden 2 uger (tabel 3) . Forudsætninger for Zoi modellen inkluderet ubetydelig CO 2 produktion henføres til CH nedbrydning i opsamlingsperioden og den ensartede indledende CO 2 distributionen til at udvikle den endelige simulering (fig. 7). CO 2 reaktionshastigheden kan undervurderes for undersøgelsesstedet.

Brug CO 2 produktionshastighed, CO 2 skyldes CH nedbrydning og estimater fra Zoi modellen, blev massen CH fjernelse ved hver brønd per tidsenhed beregnet. Data fra tabel 1 blev anvendt med to ende-medlem blanding model (eq) (1) at løse for f pet på hver brønd. Fordi sitet kun er kendt af CH con forurening og ingen anden CO 2 kilde blev fundet i eller i nærheden af stedet, er CH nedbrydning antages som den vigtigste bidrager af CO 2. F pet varierede fra 1 til 60% i stedet (tabel 4). Andelen blev omdannet til kulstof grundlag og ganget med CO 2 produktionshastighed at beregne CH nedbrydningshastighed (tabel 4). Brug af Zoi volumen (tabel 3), blev forurenende nedbrydningshastighed per tidsenhed og volumen bestemt (tabel 4). Denne værdi varierede mellem 0 og 32 mg C m -3 d -1 (Tabel 4). CH nedbrydning var lavest i områder af højeste historisk CH forurening (MW-25 - MW-30). Ved brønde nær sitet periferien (nær Sherman Road), blev den højeste CH nedbrydning målt. CO 2 produktion var højere på disse områder, mens f kæledyr angivet betydelig CH omsætning (fig. 8).

nt "fo: holde-together.within-side =" 1 "> figur 1
Figur 1. Tætning og forberede recirkulationspumper. Tætning recirkulationspumper til indsættelse felt.

Figur 2
Figur 2. NaOH fælder forberedt til indsættelse felt. 120 ml serum flasker med NaOH fælde tilsat, og crimp forseglet.

Figur 3
Figur 3. Felt setup. Wire dirigeres til udstyret brønde (til venstre), trap indsat på et godt (øverst til højre), og solenergi distributionssystem (nederst til højre). Brønde er udstyret i marken med indsamlingssystemer (herunder ledninger, el-distribution og pumpe / fælder).

ther.within-side = "1"> Figur 4
Figur 4. Modificeret godt hætter viser gas recirkulation linjer. Denne figur viser godt hætter modificeret med gas indløb og returledning.

Figur 5
Figur 5. Historisk forurening chlorerede kulbrinter (ug L -1). Denne figur viser historiske forurening den chlorerede kulbrinter på målestedet.

Figur 6
Figur 6. PCA bi-plot viser ingen co-korrelation mellem opløste kationer og pH. Denne figur viser en bi-plot af PCA scorer og loadings oprettet fra hydrogeologiske data (pH og kationer) til målestedet.

indhold "fo: holde-together.within-side =" 1 "> Figur 7
Figur 7. Kalibreret Zoi model for den gennemsnitlige CO 2 indsamlingsprocent (0,0048 g -3). Den kalibrerede baggrund CO 2 koncentrationen var 6,5 g -3, og Zoi tærskelkoncentrationen var 6,18 g -3 (fast sort linje). Langsgående og tværgående diametre af Zoi var 2,28 m og 0,72 m, hhv. Dybde af Zoi var 0,12 m. Modificeret fra 18. Denne figur viser en grafisk fremstilling af Zoi modellen i 3 dimensioner.

Figur 8
Figur 8. Kontaminant nedbrydningshastighed per tidsenhed per arealenhed. Modificeret fra 18. Dette er den interpolerede nedbrydningshastigheden for CH over undersøgelsen stedet for den periode samplet.


Video 1. Udvikling af Zoi hjælp MT3DMS23 - MODFLOW simulering ( højreklik for at downloade ). Hent, installer, formatere og oprette simulation for Zoi.

MW-42
Godt δ 13C
(‰ VPDB)
Δ 14 C
(‰)
Konventionel Age
(YBP)
Procent Modern C
(PMC)
MW-01 -34 -147 1280 85
MW-21 -28 -663 8730 34
MW-25 -23 -153 1340 85
MW-26 -25 -298 2845 70
MW-27 -18 ND * ND * ND *
MW-28 -25 -190 1695 81
MW-30 -35 -254 2365 75
MW-32 -20 ND * ND * ND *
MW-34 -32 -283 2670 72
MW-35 -25 -598 7320 40
MW-38 -32 -354 3515 65
MW-41 -28 -232 2125 77
-23 -482 5280 52
* ND Ingen data - pumpe utæt

Tabel 1. CO 2 isotopmålinger og konverteringer. CO 2 Stabile isotoper og radiokarbon målinger og konverteringer til enheder, der anvendes i manuskriptet.

Parameter Enheder Værdi
hydrologi
hydraulisk ledningsevne ml h-1 0,44 (grundvandsmagasin)
10 (godt)
Porøsitet (grundvandsmagasin) 0,48 (grundvandsmagasin)
0.99 (godt)
rumvægt g cm-3 1.4
specifik Yield cm3 cm -3 0.2
Hydraulisk Gradient mm -1 0,015
CO 2 stoftransport
diffusion Coefficient m 2 h-1 5,77 x 10 -5
Longitudinal m 6.1
dispersiviteten
vandrette tværgående m 0,61
dispersiviteten
</ Td> lodret Tværgående m 0,061
dispersiviteten
Jord Gas CO 2 % 0,56

Tabel 2. Zoi modelparametre. Parametre, der anvendes i Zoi modellen og simuleringer.

<td> 17.6
Indsamling Rate Level Indsamling Rate Baggrund Koncentration Zoi Størrelse
Longitudinal tværgående Dybde Bind
(G / time) (g / m3) (M) (m 3)
Maksimum 0,0131 2,47 0,77 0,13 0,193
Gennemsnit 0,0048 6.5 2,28 0,72 0.12 0,176
Minimum 0,0003 4 2.16 0,68 0.11 0,149

Tabel 3. Zoi modeloutput. Modeloutput for Zoi. Denne tabel beskriver det tredimensionale volumen for Zoi.

Godt f kæledyr
(%)
Forurenende nedbrydningshastighed
(mg C d -1 ± 10%)
Kontaminant nedbrydning per tidsenhed og volumen
(mg C m -3 d -1 ± 15%)
MW-01 0 NA NA
MW-21 60 5.6 32
MW-25 ¥ 1 0 0
MW-26 18 0,18 1
MW-28 5 0,017 0,098
MW-30 12 0,34 1.9
MW-34 16 0,1 0,58
MW-35 53 3.6 20
MW-38 24 1.4 8.1
MW-41 10 0,44 2.5
MW-42 39 1.7 9.8
NA Ikke relevant - MW-01 bruges som baggrund (f.eks ingen forurening)
¥ antages at være rent ligevægt-drevet (f.eks ingen respiration)

Tabel 4. Skaleret forurenende nedbrydning skøn. Skøn for forurenende nedbrydning per tidsenhed og volumenenhed for brønde stikprøven.

Discussion

En protokol er beskrevet som søger at kombinere hastighedsmålinger, andel mineralisering fra kontaminant (er) og Zoi fastlægge den overordnede websted kontaminant nedbrydning. De kritiske komponenter er, måling af CO 2-produktion (mineralisering når korrigeret) over tid, samtidig med at indhente de indåndes CO2 i tilstrækkelig mængde (~ 1 mg) i AMS kulstof analyse leverer beløb er afledt af kontaminerende nedbrydning, og skaber en Zoi model til at relatere den opsamlede CO 2 til et kendt volumen af jord eller grundvand (eller begge). Disse tre hovedkomponenter kombineres at nå frem til en samlet beregning på hver prøveudtagning punkt for mængden af forurenende stof nedbrydes pr volumen per tidsenhed (gm -3 d -1, for eksempel). Skalering beregningerne, ved gentagne og geografisk adskilte målinger (brønde, der dækker et websted subsampled over længere tidsperioder), vil gøre det muligt byggeledere til at estimere rumlig og Temporal nedbrydning dynamik og reagere hensigtsmæssigt på lovgivere og interessenter.

Den beskrevne protokol anvender recirkulerende pumper eller langsigtede indsat passive samplere (en strategi i øjeblikket under udvikling) til fælde ud CO 2 fra godt headspace gas. Årsagen er adskillige gange. Primært skal tilstrækkelig CO2 indsamles for at opnå radiokarbon målinger (~ 1 mg). Respiration satser kan måles ved hjælp af overfladejorden: air exchange fælder eller ved hjælp jordrespiration instrumenter (Licor flux chamber for eksempel). Disse fremgangsmåder lider behovet for asynkront samle tilstrækkelig CO2 i kulstof analyse - således måske påvirke målingen. For eksempel kan en flux kammer være udstyret til at måle jord: air CO 2 udveksling, mens der tegner sig for tilstrømning af atmosfærisk CO 2 17. Medmindre respiration er høj, kan rigelig CO 2 for radiokarbon målinger ikke blive fanget. Idette tilfælde kan prøverne tages fra store jord gasprøver eller fra grundvand (med DIC) 12. Endvidere måling af CO 2 flux på jorden: air overflade er underlagt tilstrømning fra atmosfæren lateralt for flux kammer eller fælde. Sampling godt headspace "isolerer" signalet til regionen for forurening (afhængigt af såvel installation til en vis grad), men hensigtsmæssigt fjernes fra atmosfærisk tilstrømning (og atmosfærisk genererede moderne 14 CO 2). Den største vanskelighed er prøveudtagning fra brønden uden at skulle åbne den for at ændre fælder (til tidsmæssig prøveudtagning).

Brug af recirkulerende pumper tillader en at prøve godt headspace og ændre CO 2 fælder med regelmæssige mellemrum, uden at udsætte prøvested til atmosfærisk 14 CO 2. Det giver også en prøve betydelig CO2, som derefter kan analyseres for flux og naturlig radiocarbon indhold. Recirkulation protocol er ikke uden vanskeligheder. Et stort problem leverer masser af kraft til drift af pumper kontinuerligt i marken. For det første forsøg (beskrevet her), solpaneler forudsat nok energi til at køre pumper til hver periode på to uger. Spænding logs viste, at efter flere dage, kunne solenergi ikke holde trit med den nødvendige magt og pumper var ikke operationelle i flere timer hver dag. Det var uden betydning for flux modellering og generel indsamling, men fremhæver vanskeligheden i at yde rigelig magt til felt-indsat hardware. I øjeblikket kørende kollektioner, har magt til pumper blevet afbrudt af personalet på jorden græsslåning i overvågningen kildepladsen. Adskillige elledninger er blevet afbrudt. Vi er i øjeblikket evaluere headspace-indsat passiv CO 2 fælder, som kan sænkes ned i brønden og hentes på et senere tidspunkt med absorberet CO 2. En risiko-benefit-analyse er undervejs (risikoen for det meste stammer fra at skulle åbne godt hoved og lad i atmosfærisk14 CO 2).

Teknikken vigtigste begrænsninger ikke at kunne skelne den nøjagtige respiration kilde i blandede forurenende systemer og ikke at kunne redegøre for mellemliggende kulstof-baserede nedbrydningsprodukter (dvs. DCE, VC, metan). For eksempel på det aktuelle sted, der var historisk kontaminering brændstof carbonhydrid foruden CH kontaminering. CH-grupper er næsten udelukkende lavet af råolie råmaterialer. På det beskrevne område, CH primært isoleret i det undersøgte område - mens nogle resterende olie åbenbart eksisterer mod nord. Ingen råolie blev fundet i brønde stikprøven til dette arbejde. Men på et blandet kontaminant site, kan den samlede mineraliseringsgrad være vanskeligt at binde til et individ eller en klasse af kontaminanter. Ved anvendelse af denne metode kan man kvantificere den komplette CH nedbrydning (til CO 2). Hvis den forurenende kul omdannes til CH 4 (anaerobe forhold), kan CH 4 være & #34,. Tabt ", hvis det diffunderer væk fra Zoi vil At kulstof sandsynligvis blive konverteret til CO 2 inden iltede portioner i umættede zone Hvis dette ikke sker inden for Zoi, vil den rapporterede metode ikke højde for det i dette tilfælde.. kan den beskrevne metode betragtes som en konservativ estimator, der ud fra et regulatorisk perspektiv er ønskeligt. Derudover Zoi modellering er ikke uden usikkerhed. Simuleringer er baseret på "ental" værdier såsom porøsitet og rumvægt, der måles i delprøver antages at være homogent - men i virkeligheden er heterogene i makro- og microscales En opfattet begrænsning kan være analysen omkostninger for naturlig overflod radiocarbon (der kan være så meget som $ 600 per prøve) den endelige karakter af de indsamlede oplysninger fra radiokarbon mærker.. omkostningerne meget lav i virkeligheden. med flere velvalgte prøver, kan man bestemme, om væsentlig oprensning forekommer. Hvis for eksempel CO2 tilknyttede wed en forureningsfanen er radiocarbon-udtømte i forhold til en baggrund websted 10. Et websted med lav omgivende pH (> ~ 4.8) og betydelige kalksten (CaCO3) kan være en dårlig kandidat til at anvende denne teknik. Gamle karbonat indskud kan opløses i lav pH og skævhed i analysen.

Teknikken betydning er betydelig, da kan umiddelbart anvendes en eneste måling type (naturlig overflod radiocarbon) for at bekræfte in situ konvertering af kontaminant til CO2. Denne analyse er definitiv. Radiocarbon kan ikke blive depleteret undtagen gennem radioaktivt henfald - som er konstant på trods fysiske, kemiske eller biologiske ændringer af nogen udgangsmateriale. Statisk radiokarbon målinger (f.eks DI 14 C) kan foretages på batch prøver og straks bekræfte, hvis 14C-forarmet CO 2 er fremherskende på et sted (uigendriveligt indikerer forurenende mineralisering til CO 2). Denne information alene er utrolig værdifuld for byggeledere som uden det, de er forpligtet til at bruge mange indirekte linjer af beviser til at udlede, at forurenende mineralisering sker. Ingen anden enkelt måling kan give en konkret forbindelse mellem kulstof-baserede kontaminant og den carbonholdige CO2 produceres ved fuldstændig nedbrydning.

Fremtidige applikationer er i øjeblikket i gang, hvor vores gruppe vil stige prøvetagning tidsopløsning til at omfatte et helt år. Ved at samle CO2 og bestemme mineraliseringen rate (r) i løbet af den rumlige udstrækning af hjemmesiden, vil vi være i stand til at forfine modeller for forurenende nedbrydning over tid. Denne information er kritisk brug for byggeledere for at mest effektivt håndtere forurenede grunde. I begrænset brug, har regulatorer på tre steder, hvor teknikken er blevet anvendt anerkendt metoder endelige resultater. Dette har ført til besparelser og hjalp til at guide afhjælpende alternatives.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
Air pump; Power Bubbles 12 V Marine Metal B-15
Marine Sealant 3M 5200 for sealing pumps
Silicone Sealant Dap 08641 for sealing pumps
Tubing for gas recirculation Mazzer EFNPA2
Stopcocks (for gas lines) Cole-Parmer 30600-09 for assembling gas lines
Male Luer lock fittings Cole-Parmer WU-45503-00 for assembling gas lines
Female Luer lock fittings Cole-Parmer EW-45500-00 for assembling gas lines
4" Lockable J-Plug well cap Dean Bennett Supply NSN 2" if smaller wells
HOBO 4-Channel Pulse Data Logger Onset UX120-017 Older model no longer available. Use to monitor pump operation
Serum bottles 100 ml (cs/144) Fisher Scientific 33111-U For CO2 traps
Septa (pk/100) Fisher Scientific 27201 For CO2 traps
Coulometry
Anode solution UIC, Inc CM300-001
Cathode solution UIC, Inc CM300-002
For IC analysis
Dionex Filter Caps 5 ml 250/pk Fisher Scientific NC9253179 Caps for IC
Dionex 5 ml vials, 250/pk Fisher Scientific NC9253178 Vials for IC
If using solar power
Renogy Solar Panel kit(s) Renogy  KT2RNG-100D-1 Bundle provides 200 W
VMAX Solar Battery VMAX VMAX800S For energy storage

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. In situ bioremediation: When does it work. National Research Council. National Academy of Sciences. Washington, DC. 1-207 (1993).
  2. Vangelas, K. M. Summary Document of Workshops for Hanford, Oak Ridge and Savannah River Site as part of the Monitored Natural Attenuation and Enhanced Passive Remediation for Chlorinated Solvents - DOE Alternative Project for Technology Acceleration. U.S. Department of Energy, Westinghouse Savannah River Company. Aiken, SC. 1-89 (2003).
  3. Wiedemeier, T. H., et al. Technical Protocol for Evaluating Natural Attenuation of Chlorinated Solvents in Ground Water. USEPA Office of Research and Development. Washington, DC. 1-248 (1998).
  4. Wilson, J. T., Kampbell, D. H., Ferrey, M., Estuestra, P. Evaluation of the Protocol for Natural Attenuation of Chlorinated Solvents: Case Study at the Twin Cities Army Ammunition Plant. USEPA Office of Research and Development. Washington, DC. 1-49 (2001).
  5. Elsner, M., et al. Current challenges in compound-specific stable isotope analysis of environmental organic contaminants. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 403, (9), 2471-2491 (2012).
  6. Meckenstock, R. U., Griebler, C., Morasch, B., Richnow, H. H. Stable isotope fractionation analysis as a tool to monitor biodegradation in contaminated acquifers. Journal of Contaminant Hydrology. 75, (3-4), 215-255 (2004).
  7. Kirtland, B. C., Aelion, C. M., Stone, P. A. Assessing in situ mineralization of recalcitrant organic compounds in vadose zone sediments using δ13C and Δ14C measurements. Journal of Contaminant Hydrology. 76, (1-2), 1-18 (2005).
  8. Kirtland, B. C., Aelion, C. M., Stone, P. A., Hunkeler, D. Isotopic and Geochemical Assessment of in Situ Biodegradation of Chlorinated Hydrocarbons. Environmental Science and Technology. 37, (18), 4205-4212 (2003).
  9. Aelion, C. M., Kirtland, B. C., Stone, P. A. Radiocarbon assessment of aerobic petroleum bioremediation in the vadose zone and groundwater at an AS/SVE site. Environmental Science and Technology. 31, (12), 3363-3370 (1997).
  10. Boyd, T. J., Pound, M. J., Lohr, D., Coffin, R. B. Radiocarbon-depleted CO2 evidence for fuel biodegradation at the Naval Air Station North Island (USA) fuel farm site. Environmental Science: Processes & Impacts. 15, (5), 912-918 (2013).
  11. Coffin, R. B., et al. Radiocarbon and Stable Carbon Isotope Analysis to Confirm Petroleum Natural Attenuation in the Vadose Zone. Environmental Forensics. 9, (1), 75-84 (2008).
  12. Sihota, N. J., Ulrich Mayer, K. Characterizing vadose zone hydrocarbon biodegradation using carbon dioxide effluxes, isotopes, and reactive transport modeling. Vadose Zone Journal. 11, (2012).
  13. Sihota, N. I., Singurindy, O., Mayer, K. U. CO2-Efflux Measurements for Evaluating Source Zone Natural Attenuation Rates in a Petroleum Hydrocarbon Contaminated Aquifer. Environmental Science & Technology. 45, (2), 482-488 (2011).
  14. Norman, J. M., et al. A comparison of six methods for measuring soil-surface carbon dioxide fluxes. J. Geophys. Res. 102, (24), 28771-28777 (1997).
  15. Amos, R. T., Mayer, K. U., Bekins, B. A., Delin, G. N., Williams, R. L. Use of dissolved and vapor-phase gases to investigate methanogenic degradation of petroleum hydrocarbon contamination in the subsurface. Water Resources Research. 41, (2), 1-15 (2005).
  16. Molins, S., Mayer, K. U., Amos, R. T., Bekins, B. A. Vadose zone attenuation of organic compounds at a crude oil spill site - Interactions between biogeochemical reactions and multicomponent gas transport. Journal of Contaminant Hydrology. 112, (1-4), 15-29 (2010).
  17. McCoy, K., Zimbron, J., Sale, T., Lyverse, M. Measurement of Natural Losses of LNAPL Using CO2 Traps. Groundwater. (2014).
  18. Boyd, T. J., Montgomery, M. T., Cuenca, R. H., Hagimoto, Y. Combined radiocarbon and CO2 flux measurements used to determine in situ chlorinated solvent mineralization rate. Environmental Science: Processes & Impacts. (2015).
  19. Winslow, S. D., Pepich, B. V., Bassett, M. V., Wendelken, S. C. Microbial inhibitors for US EPA drinking water methods for the determination of organic compounds. Environmental Science and Technology. 35, (20), 4103-4110 (2001).
  20. Johnson, K. M., Sieburth, J. M., Williams, P. J. lB., Brändström, L. Coulometric total carbon dioxide analysis for marine studies: Automation and Calibration. Mar.Chem. 21, (2), 117-133 (1987).
  21. Dickson, A. G. Standards for ocean measurements. Oceanography. 23, (3), 34-47 (2010).
  22. Stuiver, M., Polach, H. A. Discussion: Reporting of 14C Data. Radiocarbon. 19, (3), 355-363 (1977).
  23. Zheng, C., Wang, P. P. MT3DMS: A modular three-dimensional multispecies transport model for simulation of advection, dispersion, and chemical reactions of contaminants in groundwater systems; documentation and user's guide. DTIC. DTIC Document (1999).
  24. Harbaugh, A. W. MODFLOW-2005, the US Geological Survey modular ground-water model: The ground-water flow process. US Department of the Interior, US Geological Survey. (2005).
  25. Winston, R. B. Ground Water - Book 6. Vol. Techniques and Methods. U.S. Geological Survey. 6-A29 Ch. 29 (2009).
  26. Semi-Annual Post-Closure Maintenance Report for Calendar Year 2011 Installation Restoration (IR) Program Site 2 (Old Spanish Bight Landfill), Site 4 (Public Works Salvage Yard), and Site 5, Unit 1 (Golf Course Landfill). Accord Engineering Inc. San Diego, CA. (2011).
  27. Annual Progress Report October 2010 to December 2011, Operable Unit 24. Geosyntec Consultants. Columbia, MD. (2012).
Måling Carbon-baserede Kontaminant Mineralisering Brug Kombineret CO<sub&gt; 2</sub&gt; Flux og Kulstofdateringer Analyser
Play Video
PDF DOI DOWNLOAD MATERIALS LIST

Cite this Article

Boyd, T. J., Montgomery, M. T., Cuenca, R. H., Hagimoto, Y. Measuring Carbon-based Contaminant Mineralization Using Combined CO2 Flux and Radiocarbon Analyses. J. Vis. Exp. (116), e53233, doi:10.3791/53233 (2016).More

Boyd, T. J., Montgomery, M. T., Cuenca, R. H., Hagimoto, Y. Measuring Carbon-based Contaminant Mineralization Using Combined CO2 Flux and Radiocarbon Analyses. J. Vis. Exp. (116), e53233, doi:10.3791/53233 (2016).

Less
Copy Citation Download Citation Reprints and Permissions
View Video

Get cutting-edge science videos from JoVE sent straight to your inbox every month.

Waiting X
simple hit counter