Login processing...

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

Environment

Måling Carbon-baserte Forurensing Minera Bruke Kombinert CO doi: 10.3791/53233 Published: October 21, 2016

Abstract

En fremgangsmåte er beskrevet som bruker fravær av radioaktivt i industrielle kjemikalier og brennstoffer laget av petroleum råstoff som ofte forurense miljøet. Denne radiokarbon signal - eller snarere fravær av signal - er jevnt fordelt over en forurensning kilde basseng (i motsetning til en ekstra tracer) og er ikke påvirket av biologiske, kjemiske eller fysiske prosesser (f.eks, er det 14C radioaktiv nedbrytning rente uforanderlig). Hvis fossil-avledet forurensningen er fullt degradert til CO 2, en ufarlig end-produkt, som CO 2 vil inneholde radiokarbon. CO 2 stammer fra naturlig organisk materiale (NOM) degradering vil reflektere NOM radiokarbon innhold (vanligvis <30.000 år gammel). Gitt en kjent radioaktivt innhold for NOM (et område bakgrunn), kan en to-end medlem blandingsmodell anvendes for å bestemme den CO 2 avledet fra en fossil kilde i en gitt jordgass eller grunnvann prøve. Kopling av percent CO 2 stammer fra forurensningen med CO 2 respirasjonsfrekvensen gir et anslag for den totale mengden miljøgifter degradert per tidsenhet. Til slutt, å bestemme en sone for påvirkning (ZOI) som representerer volumet som reiser CO 2 oppsamles tillater bestemmelse av forurensningen degradering per enhet tid og volum. Sammen med anslag for total forurensning masse, kan dette til slutt brukes til å beregne tid til avhjelpe eller brukes av områdeansvarlige for beslutningstaking.

Introduction

Miljø opprydding kostnadene er svimlende, med mange forurensede områder i USA og i utlandet. Dette gjør innovativ behandling og overvåking strategier avgjørende for å nå Response Complete (RC) status (f.eks, ingen ytterligere tiltak nødvendig) økonomisk. Tradisjonelt har linjer med konvergerende bevis underbygget in situ bioremediation, biologiske mekanismer forurensning omdannelse, eller andre former for naturlig dempning. Bevisføringer kan ikke brukes til absolutt bekrefte degradering eller å samle forurensningen nedbrytningshastigheten informasjonen under in situ forhold 1. Samle en rekke data for å forutsi utbedring tidsskala (e) har ofte blitt anbefalt, men knytte disse dataene på en kostnadseffektiv måte å absolutt bekrefte utbedring har vært problema 2-4. Innhenting av de mest realistiske og komplette språk konseptuelle modell data med så liten kostnad som mulig er en ultimate site-ledelse mål. Videre regulator og stakeholder kravene representerer ekstra drivere for å få mest mulig tid, verdifull og kostnadseffektiv informasjon. Relativt rimelige metoder som kan gi overbevisende bevis for miljøgifter omsetning priser tilby mest mulig verdi for å møte opprydding mål.

Fordi svært forskjellige isotoper signaturer er tilgjengelige i karbon-baserte forurensninger, har karbonisotoper nylig blitt brukt til å forstå forurensnings demping prosesser på feltet nettsteder 5-13. Stabile karbonisotoper kan brukes til å fastslå om en kilde er å dempe basert på Rayleigh destillasjon kinetikk (jf 5,6 for anmeldelser). Denne metodikken, mens praktisk, kan være begrenset når forurensninger er fra flere forskjellige kilder - eller representerer ikke en isotopisk unike "start" spill (som første stabile karbon isotopforhold kan utledes). Naturlig forekomst radiokarbon analyser representerer et alternativ (og kanskje utfyllende) isotoper strategy for måling av karbonbasert forurensning degradering til CO 2. Drivstoff og industrikjemikalier som stammer fra petroleums råstoff vil være helt blottet for 14 C i forhold til moderne (aktivt sykling) karbon, som inneholder 14 C skapt av kosmisk stråling reaksjoner i atmosfæren. Radioaktivt analyse er ikke utsatt for fraksjonering som er stabil isotop karbon-analyse, og 14 C forråtnelse blir ikke vesentlig påvirket av fysiske, kjemiske eller biologiske prosesser. Videre er 14 C signal - eller mangel på sådan - er i petroleums avledet materialer jevnt fordelt over forurensningen bassenget gjør det et fullt blandbar tracer. Teknikken som er beskrevet her baserer seg på den observasjon at en hvilken som helst CO 2 genereres fra et fossilt avledet forurensning vil være blottet for 14 C, mens CO 2 genereres fra mikroorganismer som nedbryter NOM vil inneholde enkelt-målbare mengder av 14 C. måle14 CO 2 gir også en direkte lenke fulle forurensningen degradering (dvs. mineralisering) til en ufarlig sluttprodukt.

14 CO to analyse har blitt brukt for å følge fossilt brensel-avledede forurensningene nedbrytningsprodukter 7-13. Dette er på grunn av den analytiske oppløsningen mellom endedelene (fossil og moderne) som er omtrent 1100 deler pr tusen (‰). Vanligvis er akselerator massespektrometri (AMS) som brukes til å løse naturlig forekomst radiokarbon. Atmospheric CO 2 (~ + 200 ‰) levende biomasse (~ + 150 ‰) og organisk materiale i jord-avledet CO 2 (~ -200- + 100 ‰) er alle analytisk forskjellig fra fossil-avledet CO 2 (-1 000 ‰). Dette er på grunn av den fullstendige nedbrytning av alt 14 C, som har en halveringstid på omtrent 6000 år. Drivstoff og industrikjemikalier som stammer fra petroleums råstoff, som er millioner av år fjernes fra aktivt karbon sykling, Har en tydelig radiokarbon signatur (-1000 ‰ ≈ 0% moderne - som betyr ingen deteksjon på AMS). Målingen er grei og i form av kontaminering av prøver, nesten alle potensielle skjevheter er mot den konservative (forurense prøven med moderne CO 2). For eksempel, atmosfærisk CO 2 får inn en prøve ville øke radiokarbon isotoper signatur og dermed føre til underslår nedbrytningshastigheten.

CO 2 utviklet seg fra fossilt brensel basert forurensningen degradering vil være radiokarbon-fri. På bakgrunn område med ingen forurensning, CO 2 respirerer fra naturlig organisk materiale (NOM) vil være passende alder til NOM. Innenfor skyen eller i utkanten, vil forurensningen-avledet CO 2 har 0% moderne karbon. CO 2 fra NOM kilder og CO 2 stammer fra fossile kilder kan skilles med en to end-medlem blande modell 11. Det er således mulig å ESTIMAte andel av hele CO 2 basseng (respirerer karbon) som skyldes forurensningen. Ved hjelp av utelukkende denne andelen, fossil-hydrokarbon eller industriell kjemisk oksidasjon ved feltsider har blitt bekreftet 7-13. Denne andelen av forurensningen stammer CO 2 kan så kobles med totale CO 2 minera rate (alle CO 2 samlet per tidsenhet og volum) for å bestemme egen forurensningen mineralisering rate. Antar dette demping rate ville fortsette ved gitte forholdene på stedet, en kan da beregne tiden som er nødvendig for nettstedet nedleggelse.

Teknikker er tilgjengelige for å bestemme jord horisont CO 2 flukser med metoder som har åpne- eller lukket system design 14. Lukket system flux kamre og gass flux modeller har blitt brukt for å bestemme netto åndedrett i forurensede jord 12,13,15-17. I disse studiene romlige målinger direkte forbundet med en forurensning sky og med background områder viste forbedret biologisk nedbrytning av organiske forurensninger. Ulike modelleringsmetoder ble brukt for å skalere vertikale flux målinger til nettstedet volum. Målet med denne studien var å utvikle metoder for å samle inn rikelig CO 2 for AMS analyse (~ 1 mg) uten innflytelse fra atmosfærisk CO 2 forurensning (forseglet brønner) mens du bruker innsamlingsgrad for å bestemme forurensning åndedrett. Til slutt, modellering en sone av innflytelse (ZOI) til slutt skalere målingen til 3 dimensjoner (volum) tillatt bestemmer klorerte hydrokarboner (CH) konvertering på en per volumenhet og per tidsenhet basis. Den ZOI gjør det mulig å finne ut hvor mye volum respirasjon og radiocarbon målinger er hentet fra. Metoden består i overlapping utviklet CO 2 ved å resirkulere vel headspace gass gjennom en NaOH-felle, måling av radioaktivt innhold av de innsamlede CO 2, ved hjelp av en to-end medlem modell for å fordele CO to oppsamlet, kontaminerende origin, deretter skalere målingen til et volum beregnes ved en stedsspesifikk grunnvann modell. Brønnen headspace gassen resirkuleres slik at bare likevekt behandler "pull" CO 2 fra tilstøtende ZOI.

Protocol

1. Forberedelse og feltinstallasjonen

  1. Skaffe nødvendig feltutstyr; pumper, strøm (batterier, solenergi, transformatorer, etc.), tubing, vel caps, fittings, prøverør og flasker, prober (pH, Eh, etc.) og lavspente pumper.
  2. Seal batteridrevne luftpumper. Bore et hull inn i pumpehuset (størrelse 53) og rute et kort stykke (3-5 ") på 1/16" plast gass-ugjennomtrengelig røret (for eksempel PFA).
    1. Tett alle ytre deler av pumpen (rundt nedre gummikabinett) med tetningsmiddel, etterfulgt av et lag med silikon.
    2. Trykk tester pumpene ved å forsiktig blåse i huset slangen samtidig som blokkerer utløpet. Sjekk for lekkasje visuelt.
      MERK: Lys Trykket bør holde hvis det ikke er luftlekkasje (Fig. 1).
  3. Installer overvåking brønner om nødvendig (i denne studien eksisterende brønner ble brukt - screenet over vadose: grunnvann interface) 18 MERK: En vel må være en bakgrunn godt på et sted representant for det forurensede området - men uten kjent oljebasert forurensing.
  4. Skaff foreløpige grunnvann modellering data hvis de ikke eksisterer (hydraulisk ledningsevne, akvifer porøsitet, jord tetthet, spesifikk yield, hydraulisk gradient, etc.) som beskrevet 18. Bruke disse dataene til å utvikle en sone påvirkning (ZOI) modell (estimat for CO 2 -fangst sone). Klargjør ZOI modell som beskrevet i tilleggsmateriale 18.
  5. Forbered CO 2 feller ved å veie ut ~ 25 g NaOH og overføring til en 100 ml serum flaske. Cap serum flaske med et septum og krympe tett. Forbered en felle for hver samling godt (fig. 2), pluss en feltet stå tomt.
  6. Utføre initial grunnvann sampling slik at det oppnås begynnelses-pH, oppløst uorganisk karbon (DIC) konsentrasjoner og kation-konsentrasjoner 10,18. Fyll en 40 ml flyktig ellerløse analyse (VOA) hetteglass, fra bunnen til en konveks menisk med grunnvann (prøve via lensepumpe, peristaltisk pumpe eller vakuum linje), tilsett 5 dråper mettet CuSO4 løsning 19, cap tett (må bruke septum caps) med så lite Headspace som mulig.
    1. Ta ekstra hetteglass for andre analyser (forurensningskonsentrasjoner, for eksempel). Bruk en konservert hetteglass for pH-måling hvis en måler ikke er tilgjengelig på området. Kjøle og transport til laboratoriet.
  7. Rute kraftledningene (som også kan bære ~ 1 amp) langs bakken eller andre hensiktsmessige midler til hver brønn. Fest en modifisert pumpe (se 1.2), og kontroller at pumpen er i drift (bør være i stand til å høre det fungerer).
    MERK: Pumpene kan romme 12 V, men bruker en lavere spenning for å spare strøm (Fig. 3).
  8. Cap brønner med modifisert gasstette vel caps.
    1. For å forberede caps, bore to hull (drill størrelse 53) gjennom caps for å tett passform 1/16 "gass linjer. Route to gassledninger gjennom hetten.
    2. Trekke en linje, slik at den hviler i nærheten av den grunnvannsspeilet (fig. 4). Fest en tung rustfri mutter på enden for å veie ned linjen.
    3. Rute den andre linjen rett under lokket (dette vil være gassen returledningen). Smør tetningsflatene og tråder med god vakuum fett for å forhindre luftgjennomgang. Skru på godt cap.
    4. Route nedre rør inn i pumpeinnløpet. Rute en gassledningen fra pumpen til CO 2 felle (NaOH) ved anvendelse av en # 16 gauge nål gjennom skilleveggen. Rute en returledning fra fellen (ved hjelp av en andre # 16 nål) til den gassledningen som slutter like under hetten.
    5. Start pumpen ved å levere kraft og samle minst 30 brønnvolum (dette avhenger av volumet av brønnhodeplass. Det kan beregnes med radien brønnen (r) og beregnede avstand til grunnvannsspeilet (l), dvs. πr 2 l). Kast de første fellene (for å fjerne headspace).
    6. Fjerne og erstatte med nye feller før samle eksperimentell CO 2 ved å trekke ut nålene fra hver flaske er septum og sette dem i den nye flasken septum. Merk tid og dato for pumpe turn-on.

2. Første Sample Analysis

  1. For å måle DIC av coulometri 20:
    1. Transfer tre eksemplarer 1 ml delprøver til 40 ml serum ampuller avkortet med skillevegger. Forsurer delprøver med en ml 80% H 3 PO 4. Spyl med et CO 2 -fri luftstrømmen.
    2. Tørk det utvikles CO 2-gass-strøm og kratt på linje med sekvensiell Mg (ClO 4) 2 og silikagel (230-400 mesh, 60 Å) feller. Boble gass-strømmen inn i en kolometrisk celle hvor en kolorimetrisk assay brukes for å kvantifisere CO 2. Bruk sertifiserte referansemateriale for å kalibrere målinger 21.
  2. MålepH-verdien ved anvendelse av en standard kalibrert pH-meter. Mål pH på stedet eller på konserverte prøver.
  3. Måle oppløste kationer ved ion-kromatografi:
    1. Pipettér 5 ml unpreserved grunnvann prøver å autosampler ampuller. Cap hetteglass og legg dem i en autosampler koblet til et ion kromatograf.
    2. Bruke en kation-spesifikk kolonnen for analyse 10,18. Bruk 20 mm metansulfonsyreløsning til utvasking og kromatografisk flyt satt til ~ 0,7 ml min -1.
    3. Fortynn en stamløsning av 6 sjonsstandarder (inneholdende Mg, Ca, Na, K og som et minimum) 0,5: 4,5, 1: 4, 2: 3, 3: 2 og 4: 1 ved anvendelse av renset vann. Kjør disse standardene i begynnelsen av analysen og etter hver 25 ukjente prøver. Kjør hver prøve tre ganger (i triplikat). Skape en standard kurve ved å plotte kation-konsentrasjon som funksjon av topparealet og generering av en lineær regresjon. Analyser feltprøver tilsvarende 10,18.

3. Mål CO 2 Produksjons end Mineralise Ranger på stedet

  1. Etter ca to uker til to måneder (vil variere mest sannsynlig fra sted til sted basert på in situ mikrobiell metabolisme priser), slå av strømmen til pumpene ved å koble dem.
    1. For resirkulerte gassfeller, fjerner nåler og erstatte med en "frisk" CO 2 felle. Feller er stabil for langtidslagring hvis forseglet (jf Fig. 3).
  2. Når det er klart for analyse, oppløse eventuelle gjenværende ubrukte (fast) NaOH og overføre hele væskeinnholdet til en volumetrisk anordning for å oppnå fortynning volum. Bestem fullt volum (for eksempel 200 ml til fullt oppløse den gjenværende NaOH) og overføre delprøver (5-10 ml) til 40 ml hetteglass med skillevegger.
    1. Surgjøre ved injisering av 50% (v / v) fosforsyre, spyling og analysere den resulterende gass-strømmen ved coulometri (se 2.1).
    2. Beregne CO 2 innsamlingsgrad manuelt ved å skalere subsample til hele volume og til innsamlingstidspunktet (dvs. X g CO 2 per dag). Trekk fra feltet stå tomt CO 2 -innholdet. For eksempel, hvis den fullstendig oppløst NaOH, 200 ml, multiplisere en 10 ml subsample ved 20 for å reflektere den totale CO2-konsentrasjonen.
      MERK: Hvis det utvalget representerte 14 dager etter prøvetaking, ville innsamlingsgrad være skalert CO 2 -konsentrasjonen delt på 14 dager. Plott CO 2 innsamlingsgrad mot første DIC konsentrasjon. Hvis det ikke er noen sammenheng, er innsamlingsgrad ikke en eneste funksjon av likevekt kinetikk.
    3. For å ta hensyn til likevektskinetikk, manuelt trekke den laveste innsamlingsgrad fra innsamlingsgrad på alle andre brønner i løpet av prøveperioden.
      MERK: For eksempel, hvis den laveste innsamlingsgrad var 0,0001 mg d -1, gjør den konservative antakelsen om at dette representerer utelukkende likevekt innsamling og trekker denne verdien for alle andre samlingen priser for å få the CO 2 produksjonsrate på grunn av nedbrytning. Det skalert rate er organisk karbon mineralisering rate (konservativ som den laveste satsen kan inkludere noen miljøgifter mineralisering).
  3. Analyser resterende CO 2 ved Accelerator massespektrometri (AMS) for å bestemme radiokarbon innhold 22. Bruk omtrent 1 mg C for denne analysen. Skalere samlingen gang (er) for å samle tilstrekkelig CO 2. Trekk fra radiokarbon-innholdet i feltet stå tomt ved massebalanse (radiokarbon måling skalert til mengden CO 2 i feltet tomt).
    MERK: For den beskrevne testområdet, 2 ukers samlinger var mer enn tilstrekkelig for å få en mg karbon.

4. Modell en sone of Influence skal beregne Jord Volume Samplet for CO 2

  1. Bruk MT3DMS 23 kombinert med MODFLOW-2005 24 via ModelMuse grensesnitt 25 for å simulere CO 2 diffusjon og likevektforbundet med brønnsil (Video 1). Oppløsningen av modellen er 0,09 m 0,09 m som er tilnærmet lik tverrsnittet av brønnen og er rimelige for ZOI estimering.
    1. Last ned 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 plassering. For å gjøre dette, klikker du bare på "modell" -menyen, velg "MOFLOW Program Steder ...", velg deretter programmet til MODFLOW-2005 installasjonsprogrammet katalogen: /bin/mf2005.exe. Under den samme dialogen, konfigurere ModelMuse med MT3DMS program plassering (installasjonskatalogen: /bin/mt3dms5b.exe).
    3. Konfigurer MODFLOW pakker og programmer (innenfor ModelMuse). For å gjøre dette, velg "modell" -menyen, deretter "MODFLOW pakker og programmer ....". Under "Flow", velg LPF:4; Layer Eiendom Flow Package ".
    4. Under "Grensebetingelser," Velg "Spesifiserte head", velg deretter CHD: Time-Variant Spesifiserte-Head pakke "Velg" MT3DMS "Velg" BTN:... Basic Transport pakke "Set mobile arter til CO 2.
    5. Konfigurer MODFLOW alternativer innenfor ModelMuse. For å gjøre dette, velg "modell" -menyen, deretter MODFLOW alternativer. Under "Alternativer" -kategorien, satt modell enheter (meter, timer, g (gram)).
    6. Konfigurer MODFLOW tid ved å velge "modell" -menyen, deretter "MODFLOW Time." Ved hjelp av en 360 lengde Stress perioden vil ha simuleringen kjøres i 15 dager.
    7. Konfigurer MODFLOW datasett ved å velge "Data" -menyen, velg "datasett". Legg inn data fra stedet av interesse: Hydrologi (K-verdier i 3 dimensjoner, MODFLOW Initial Head, MODFLOW Spesifiserte leder); MT3DMS: (diffusjonskoeffisienten CO 2, opprinnelig konsentrasjon CO 2, Langsgående dispersivitet).
    8. EDit globale variabler. Velg "Data" -menyen, velg "globale variabler." Skriv inn CO 2 innsamlingsgrad (fra siden) og den første CO 2 konsentrasjon.
    9. Kjør simulering. Trykk på den grønne pilen øverst ikonlinjen for å starte simuleringen. Lagre input filer når du blir bedt. Simulering vil kjøre. Etter løp, MT3DMS eksport Input filer: Velg "File" -menyen, deretter "Export" og deretter MT3DMS Input Files. Simulering vil kompilere og eksportere data.
    10. Observere og utgang modellresultater. Klikk på ikonet Visualiser på ikonlinjen. Velg simulering. Utgang Zoi grenseverdier i X, Y og Z-aksen
      MERK: Denne modellen representerer en sone av innflytelse for CO 2 samling (full modellutvikling er beskrevet i rapportform tilgjengelig fra hjelpemidler) 18. Den ZOI, som er definert som volumet av akviferen som har en CO2 konsentrasjon på 95% eller mindre, synes å være symmetrisk om den hydrauliske gradient,noe som antyder relativt liten effekt av adveksjon prosess med liten fallhøyde i den tørre årstiden. Videre analyser viser at volumet av akviferen med en hvilken som helst CO 2 uttømming (dvs. <99%) utstrekninger downgradient vesentlig lengre.

5. Par radiokarbon Fornøyd med CO 2 produksjonsrate og Scale å Volume (med ZOI)

  1. Konverter radiocarbon aldre (om nødvendig) til per mil notasjon ved hjelp av standard formler 22. Bruk bakgrunns vel radioaktivt verdi som en kjent (Δ 14 C NOM) i ligning (1). Δ 14 C petroleum er know (-1000). Bruk den enkelte godt verdi for Δ 14 CO 2. Løs for brøkdel petroleum.
    (1) Δ 14 CO 2 = (Δ 14 C petroleums x brøkdel petroleum) + [Δ 14 C NOM x (1 - brøkpetroleum)]
  2. Multiplisere fraksjonen petroleum av CO 2 mineralise rate (3,1) for å bestemme forurensningen mineralise rate (dvs. 50% x 1,0 mg d -1 = 0,5 mg forurensnings karbon-d-1).
  3. Fordel forurensningen mineralhastigheten av den ZOI volum beregnet i (4) for å bestemme forurensnings masse mineralisert per tidsenhet per volumenhet (det vil si 0,05 mg C m -3 d-1).

Representative Results

På testområdet, har historisk CH forurensning vært størst innenfor sentrale godt cluster (MW-25-MW-30) og i nærheten av Sherman Road (Fig. 5). I 1983 ble store deler av forurensning fjernes fra fyllplass (Nord for testområdet) og ytterligere utgraving skjedde i 2001. CH konsentrasjoner har gått ned etter kilde fjerning spesielt nær de tidligere gropene (Sherman Road), men en vedvarende sky fortsetter å finnes i den sentrale klynge godt region. Seasonal regner er kjent for å midlertidig øke CH konsentrasjoner og restforurensning desorberer for jord 27. Jordsmonn i området er hovedsakelig tidligere mudre sanden. En mulig interferens med den beskrevne metoden kan eksistere hvis gamle karbonatbergarter er til stede, og grunnvann pH er meget lav (<~ 5). Dette kan føre til karbonat oppløsning og en gammel signal i CO 2 generert. Ingen signifikant CaCO 3 er kjenti området, likevel, kationer og pH-verdien ble målt og underkastet regresjon og en hovedkomponent-analysen (PCA). Den primære bekymring var at lav pH kan fremme kalsiumkarbonat (CaCO 3) oppløsning, noe som kan skjevhet radiokarbon-analyse (gamle kalksten kan gi gamle CO 2 hvis oppløst av sure vann). Na + innholdet var marginalt høyere på den sørlige siden av hotellet (nærmest havet), men ingen verdier var i et område som indikerer betydelig sjøvann inntrenging. Kalsium ione-konsentrasjoner varierte 8,0 til 58 mg L -1. Karbonat oppløsning ble ikke angitt da relatert kalsiumionekonsentrasjonen til pH (r 2 <0,3). PCA bi-plott indikerte ikke sterke belastninger med noe variabel. Mellom-vel forskjeller heller ikke indikere karbonat oppløsning (Fig. 6). Dette conformational analysen bør vurderes kritisk når tilpasse metodikken til nye områder - particulArly de med regional geologi som indikerer betydelige karbonat fjellformasjoner.

CO 2 produksjonsrater varierte 0-34 mg CO 2 d-1. CO 2 produksjon var lavest i den sentrale godt klyngen i regionen der historisk forurensning var høyest (Fig. 5). CO 2 produksjon i godt MW-01 (bakgrunn vel - som ikke er vist, men ~ 500 meter Northwest av hovedbrønn klyngen) var meget høy ved 31 mg CO 2 d-1). Duplikat åndedrett analyser hadde standardfeil som strekker seg 0,03 til 6% CO2 og i gjennomsnitt mindre enn 1% (0,98). De to, to-ukers perioder tørre sesongen målingene ble i gjennomsnitt for etterfølgende beregninger. Respirasjon målinger ikke varierer betydelig mellom enkelt to-ukers perioder. Mellom periode åndedrett varierte standard feil fra <1 til 51%, men i gjennomsnitt 13% (tabell 1). Respiratipå gjennomsnitts tillatt å beregne en enkelt CH volum fjernet i løpet av en periode på én måned. Bakgrunnen godt (MW-01) hadde en radiokarbon alder av 1280 år før nåtid (YBP) eller 85 prosent moderne (pMC) - innenfor et felles område for alderen jord organisk materiale 26. Denne brønnen verdi ble brukt som bakgrunn for isotop blanding modell. Igjen, fordi prøvetaking var begrenset til én måned totalt, to back-to-back perioder i løpet av samme sesong ble brukt til å "representere" den tørre årstiden - generelt antatt å være de mest stillestående forhold og dermed konservativ for ekstrapolert estimater. Som med DIC produksjonsrater, radiocarbon målinger var lik mellom enkelt to-ukers perioder. Standardfeilen mellom perioder varierte 0,25 til 18% og i gjennomsnitt 6%. CO 2 radiocarbon aldre varierte fra ~ 34-85 pMC eller ~ 1340 til 8700 YBP (tabell 1). MW-27 og MW-32, mistenkt for å være svekket av pumpe lekker hadde moderne radiokarbon valverdier og ble dermed bekreftet som kompromittert. Disse prøver ble ikke inkludert i nærmere analyse.

Tidligere rapporter ble brukt for grunnvann hydraulisk og CO 2 oppløste egenskaper til å utvikle ZOI modell 26,27 (tabell 2). Værdata (2007, 2011 og 2012) fra CIMIS San Diego stasjon (stasjon ID 184) ble brukt for å estimere akvifer lade rate. Tidevanns data over samme tidsperiode fra NOAA San Diego Station (stasjon ID: 9410170) ble brukt for å definere grensebetingelser. Modellen kalibrering antatt en jevn hydraulisk gradient og konstant CO 2 samlingen priser. Supplerende simuleringer varierende gjennomsnittlig CO 2 samlingen priser og innledende bakgrunn CO 2 kombinert med en 10% hydraulisk gradient økning hjulpet i parameter modellen. En supplerende simulering ved hjelp av gjennomsnittlig CO 2 innsamlingsgrad viste en ca 46% økning i estimated bakgrunn CO 2 (dvs. økt 6,5 til 9,5 gm -3) dersom innsamlingsgrad endret fra 0,00530 (+ 10%) til 0,00434 g hr -1 (-10%) over to ukers innsamlingsperioden (tabell 3) . Forutsetninger for ZOI modellen inkludert ubetydelig CO 2 produksjon skyldes CH nedbrytning i løpet av innsamlingsperioden og jevn første CO 2 distribusjon til å utvikle den endelige simuleringen (Fig. 7). CO 2 reaksjonshastigheten kan være undervurdert for studiested.

Ved hjelp av CO 2 produksjonsrate, CO 2 skyldes CH degradering, og anslag fra ZOI modellen, ble massen CH fjerning ved hver brønn per tidsenhet beregnet. Data fra tabell 1 ble anvendt med de to endeelementet blande modellen (ligning (1)) for å løse med hensyn på f pet ved hver brønn. Fordi området er bare kjent til CH con forurensning og ingen andre CO 2 kilde ble funnet i eller i nærheten av området, er CH degradering antas som hoved bidra til CO 2. Den f pet varierte 1-60% over området (tabell 4). Andelen ble omdannet til karbon-basis og multiplisert med CO to produksjonshastigheten for å beregne nedbrytningshastigheten CH (tabell 4). Ved hjelp av ZOI volum (tabell 3), ble forurensningen degraderingshastighet per enhet tid og volum bestemt (tabell 4). Denne verdien varierte mellom 0-32 mg C m -3 d -1 (tabell 4). CH degradering var lavest i områder med høyest historisk CH forurensning (MW-25 - MW-30). På brønner nær stedet periferien (nær Sherman Road), ble den høyeste CH degradering målt. CO 2 produksjonen var høyere i disse områdene, mens f pet indikerte betydelig CH omsetning (Fig. 8).

nt "fo: keep-together.within-page =" 1 "> Figur 1
Figur 1. Tetting og forbereder resirkulering pumper. Tetting resirkulering pumper for feltet utplassering.

Figur 2
Figur 2. NaOH feller forberedt på feltet distribusjon. 120 ml serum flasker med NaOH felle lagt og krympe forseglet.

Figur 3
Figur 3. Feltet oppsett. Wire rutet til utrustet brønner (til venstre), felle utplassert på et godt (øverst til høyre), og solenergi distribusjonssystem (nederst til høyre). Wells er utstyrt i feltet med innsamlingssystemer (inkludert ledninger, kraftdistribusjon og pumpe / feller).

ther.within-page = "1"> Figur 4
Figur 4. Modifisert vel caps viser gass resirkulering linjer. Denne figuren viser vel caps modifisert med gassinntaket og returledninger.

Figur 5
Figur 5. Historisk klorert hydrokarbon forurensning (mikrogram L -1). Denne figuren viser den historiske klorerte hydrokarbon forurensning på teststedet.

Figur 6
Figur 6. PCA bi-plott som viser ingen co-sammenheng mellom oppløste kationer og pH. Denne figuren viser en bi-plot av PCA score og belastninger opprettet fra hydrogeologiske data (pH og kationer) for testområdet.

innhold "fo: keep-together.within-page =" 1 "> Figur 7
Figur 7. kalibrerte ZOI modell for den gjennomsnittlige CO 2 innsamlingsgrad (0,0048 g -3). Den kalibrerte bakgrunn CO 2 konsentrasjonen var 6,5 gm -3, og ZOI terskel konsentrasjonen var 6,18 g -3 (solid svart linje). Langsgående og tverrgående diametrene til ZOI var 2,28 m og 0,72 m, respektivt. Dybden på ZOI var 0,12 m. Modifisert fra 18. Denne figuren viser en grafisk fremstilling av ZOI modellen i 3 dimensjoner.

Figur 8
Figur 8. Forurensningsnedbrytningshastigheten per tidsenhet per arealenhet. Modifisert fra 18. Dette er interpolert nedbrytningshastigheten for CH over studiested over tidsperioden samplet.


Video 1. Utvikling av ZOI hjelp MT3DMS23 - MODFLOW simulering ( høyreklikk for å laste ned ). Last ned, installere, initialisere og skape simulering for ZOI.

MW-42
Godt δ 13C
(‰ VPDB)
Δ 14 C
(‰)
konvensjonell Age
(YBP)
Prosent 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 lekker

Tabell 1. CO 2 isotopmålinger og konverteringer. CO 2 stabile isotoper og radiocarbon målinger og konverteringer til enhetene som brukes i manuskriptet.

Parameter enheter Verdi
hydrologi
hydraulisk konduktivitet ml hr -1 0,44 (akvifer)
10 (vel)
Porøsitet (akvifer) 0,48 (akvifer)
0.99 (vel)
Romvekt g cm -3 1.4
spesifikk Yield cm 3 cm -3 0.2
hydraulisk Gradient mm -1 0,015
CO 2 oppløst stoff Transport
diffusjonskoeffisienten m 2 timer -1 5,77 x 10 -5
longitudinal m 6.1
dispersivitet
horisontal Transverse m 0,61
dispersivitet
</ Td> vertikal Tverr m 0,061
dispersivitet
Jord Gas CO 2 % 0,56

Tabell 2. Zoi modellparametere. Parametere som brukes i ZOI modellen og simuleringer.

<td> 17,6
Innsamlingsgrad nivå innsamlingsgrad bakgrunn Konsentrasjon ZOI Size
longitudinal Tverrgående Dybde Volum
(G / time) (g / m 3) (M) (m 3)
Maksimum 0,0131 2,47 0,77 0,13 0,193
Gjennomsnitt 0,0048 6.5 2,28 0,72 0,12 0.176
Minimum 0,0003 4 2,16 0,68 0,11 0,149

Tabell 3. ZOI modell utganger. Modell utganger for ZOI. Denne tabellen beskriver tredimensjonalt volum for ZOI.

Godt f kjæledyr
(%)
Forurensningen nedbrytningshastigheten
(mg C d -1 ± 10%)
Forurensning degradering per tidsenhet og volum
(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 brukes som bakgrunn (f.eks, ingen forurensning)
¥ Antas å være rent likevekt-drevet (f.eks, ingen respirasjon)

Tabell 4. Skalert forurensningsnedbrytnings estimater. Estimater for forurensning degradering per tidsenhet og volumenhet for samplede brønner.

Discussion

En protokoll er beskrevet som tar sikte på å kombinere måling, andel mineralisering fra forurensningen (e) og ZOI å fastslå samlede området forurensningen degradering. De kritiske komponenter er, måler CO 2 produksjon (mineralisering når korrigert) over tid, samtidig samle inn respirerer CO 2 i tilstrekkelig mengde (~ 1 mg) for AMS radioaktivt analyse gir beløpet stammer fra forurensende degradering, og skaper en ZOI modell å forholde fanget CO2 til et kjent volum av jord og grunnvann (eller begge deler). Disse tre hovedkomponenter er kombinert for å komme frem til en generell beregning ved hvert prøvepunkt for mengden av forurensende nedbrutt per volumenhet per tidsenhet (g -3 d -1, for eksempel). Skalering beregningene, gjennom gjentatte og geografisk adskilte målinger (brønner som dekker et område delutvalgt over lengre tidsskalaer), vil tillate områdeansvarlige å anslå romlig og temporal degraderings dynamikk og reagere riktig på regulatorer og interessenter.

Den beskrevne protokollen bruker resirkuleringspumper eller langtids utplassert passive prøvetakere (en strategi for tiden under utvikling) for å felle ut CO 2 fra godt headspace gass. Grunnen til dette er flere ganger. Først og fremst må tilstrekkelig CO 2 samles for å oppnå radiocarbon målinger (~ 1 mg). Respirasjonsmålinger kan måles ved hjelp av overflatejord: air exchange feller eller ved å bruke jord åndedrett instrumenter (Licor flux kammer for eksempel). Disse fremgangsmåter lider av behovet for å asynkront samle tilstrekkelig CO 2 for radioaktivt analyse - og dermed kanskje forspenning av målingen. For eksempel kan en forandring kammer være utstyrt for å måle jord: air CO 2 utveksling mens regnskap for tilstrømningen av atmosfærisk CO 2 17. Med mindre respirasjonsmålinger er høy, kan nok CO 2 for radiocarbon målinger ikke bli fanget. Idette tilfelle kan det tas prøver fra store jordgassprøver eller fra grunnvannet (med DIC) 12. Videre måle CO 2 fluks på jord: luft overflate er utsatt for tilstrømning fra atmosfæren lateralt for fluksen kammer eller felle. Sampling vel headspace "isolerer" signalet til regionen for forurensning (avhengig av brønninstallasjon til en viss grad), men blir passende fjernet fra atmosfærisk innstrømning (og atmosfærisk genererte moderne 14 CO 2). Den største vanskeligheten er prøvetaking fra brønnen uten å måtte åpne den for å endre feller (for tidsmessig prøvetaking).

Ved hjelp av resirkuleringspumper gjør det mulig å smake godt headspace og endre CO 2 feller med jevne mellomrom uten å utsette prøven sted å atmosfæriske 14 CO 2. Den tillater også en betydelig å prøve CO 2 som deretter kan analyseres for fluks og naturlig radiokarbon-innhold. Resirkulerings protocol er ikke uten problemer. Et hovedproblem er å levere nok kraft til å drive pumper kontinuerlig i felten. For det første forsøket (beskrevet her), solcellepaneler gitt nok energi til å drive pumper for hver to-ukers periode. Spenning logger viste at etter flere dager, kan solenergi ikke holde tritt med den nødvendige makt og pumper ikke var operative i flere timer hver dag. Dette var uvesentlig for flux modellering og generell samling, men fremhever vanskeligheter med å gi rikelig med kraft til felt-utplassert maskinvare. I dag varige samlinger, har makt til pumpene blitt avbrutt av bakkemannskapene klipping i overvåkingen godt felt. Flere kraftlinjer har blitt kuttet. Vi er for tiden vurderer headspace-utplassert passive CO 2 feller som kan senkes ned i brønnen og hentes på et senere tidspunkt med absorbert CO 2. En risiko-nytte-analyse er i gang (risikoen hovedsakelig avledet fra å måtte åpne brønnhodet og la i atmosfærisk14 CO 2).

Teknikken viktigste begrensningene er ikke å kunne skille den eksakte åndedrett kilde i blandede miljøgifter systemer og ikke være i stand til å gjøre rede for middels karbonbasert nedbrytningsprodukter (dvs. DCE, VC, metan). For eksempel, i gjeldende område, var det historiske drivstoff hydrokarbon forurensning i tillegg til CH forurensning. CH'er er nesten utelukkende laget av petroleum råstoff. På den beskrevne området, er CH hovedsakelig isolert i regionen studerte - mens noen rest petroleum tydeligvis finnes i nord. Ingen petroleum ble funnet i brønner samplet for dette arbeidet. Men på en blandet forurensning nettsted, kan den samlede mineral hastigheten være vanskelig å knytte til en person eller klasse av forurensninger. Ved hjelp av denne metoden, kan man kvantifisere den komp CH degradering (til CO 2). Hvis, er forurensningen karbon omdannes til CH 4 (anaerobe forhold), kan CH 4 være & #34;. Mistet "hvis det diffunderer bort fra ZOI at karbon vil trolig bli konvertert til CO 2 innen oksiske deler i vadose sonen Hvis dette ikke skjer innen den ZOI, vil den rapporterte metoden ikke høyde for det i dette tilfellet.. kan den beskrevne metoden anses som en konservativ estimator, som fra et regulatorisk perspektiv, er ønskelig. i tillegg er ZOI modellering ikke uten usikkerhet. Simuleringer er basert på "entall" verdier som porøsitet og bulk densitet som måles i underutvalg antatt å være homogen - men i virkeligheten er heterogene på makro- og-mikro En oppfattes begrensning kan være analyse kostnaden for naturlig forekomst radiokarbon (som kan være så mye som $ 600 per prøve) den definitive natur informasjon fra radiocarbon gjør.. kostnaden meget lav i virkeligheten. Med flere velvalgte prøver, kan man bestemme om betydelig utbedring finner sted. Hvis for eksempel CO 2 w tilhørendeed en forurensning plume er radiokarbon-utarmet i forhold til en bakgrunn område 10. Et område med lav omgivelses pH (> ~ 4,8) og betydelig kalkstein (CaCO 3) kan være en dårlig kandidat for å bruke denne teknikken. Gamle kalkavsetninger kan oppløses i lav pH og bias analysen.

Teknikken betydning er betydelig, som en eneste måletype (naturlig forekomst radiocarbon) kan straks anvendes for å bekrefte in situ omdannelse av forurensningene til CO 2. Denne analysen er definitive. Radioaktivt kan ikke bli tømt uten ved radioaktiv nedbrytning - som er konstant til tross for fysiske, kjemiske eller biologiske endringer av noe utgangsmateriale. Statisk radiocarbon målinger (for eksempel DI 14 C) kan gjøres på satsprøver og umiddelbart bekrefte om 14 C-utarmet CO 2 er utbredt på et nettsted (ugjendrivelig indikerer forurensning minera til CO 2). denne informasjon alene er utrolig verdifull for nettstedet ledere som uten det, er de pålagt å bruke en rekke indirekte linjer av bevis for å antyde at forurensningen mineralisering skjer. Ingen andre enkelt måling kan gi en konkret forbindelse mellom karbonbasert forurensning og det karbonholdige CO2 produsert gjennom fullstendig nedbrytning.

Fremtidige programmer er for tiden i gang der vår gruppe vil øke prøvetaking tidsoppløsning til å omfatte et helt år. Ved å samle CO 2 og bestemme mineraliser rate (e) over utstrekningen av området, vil vi være i stand til å avgrense modeller for forurensning degradering over tid. Denne informasjonen er kritisk nødvendig av områdeansvarlige for å mest effektivt håndtere forurensede områder. I begrenset bruk, har regulatorer på tre områder hvor teknikken har blitt brukt anerkjent metodene definitive resultater. Dette har ført til kostnadsbesparelser og bidratt til å lede hjelpe 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-baserte Forurensing Minera Bruke Kombinert CO<sub&gt; 2</sub&gt; Flux og radiokarbon 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