某石油污染含水層降解能力地球化學(xué)評(píng)估

寧 卓,郭彩娟,蔡萍萍,4,張 敏*,陳宗宇,何 澤,3

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某石油污染含水層降解能力地球化學(xué)評(píng)估

寧 卓1,2,3,郭彩娟1,蔡萍萍1,4,張 敏1*,陳宗宇1,何 澤1,3

(1.中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院水文地質(zhì)環(huán)境地質(zhì)研究所,河北 石家莊 050061；2.中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院,北京 100083；3.河北省地下水污染機(jī)理與修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,河北 石家莊 050061；4.合肥工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230009)

含水層降解能力是石油類(lèi)污染場(chǎng)地監(jiān)控自然衰減需獲取的重要參數(shù).通過(guò)測(cè)定某石油污染場(chǎng)地地下水電子供體(苯系物?化學(xué)耗氧量)和電子受體/產(chǎn)物(DO?NO3-?Mn2+?Fe2+?SO42-和HCO3-)等地球化學(xué)指標(biāo),分析了電子供受體分布規(guī)律,確定了電子受體背景值,采用傳統(tǒng)地球化學(xué)評(píng)估法,計(jì)算了所有單井降解能力;在此基礎(chǔ)上,引入累積概率曲線法,更科學(xué)的評(píng)估了場(chǎng)地含水層降解能力,結(jié)合地下水更新能力,估算了污染物降解速率;同時(shí),劃分了含水層降解能力強(qiáng)弱區(qū).結(jié)果顯示:該場(chǎng)地單井降解能力為36.49~70.05mg/L,其累積概率擬合曲線符合= 0.008e0.07x指數(shù)模型,以此評(píng)估含水層降解能力為57.83mg/L.以徑流量132m3/d估算地下水更新能力,估算污染物降解速率為2790kg/a;強(qiáng)降解能力區(qū)位于下游源區(qū),面積約為5100m2,占場(chǎng)地總面積的5.3%;地下水中硫酸鹽?硝酸鹽消耗嚴(yán)重,強(qiáng)化硫酸鹽還原和反硝化作用可能是該場(chǎng)地管理修復(fù)的一個(gè)有效方法.

石油污染；降解能力；電子受體；累積概率曲線法；地球化學(xué)評(píng)估

石油類(lèi)污染場(chǎng)地廣泛存在、危害巨大,普遍認(rèn)為監(jiān)控自然衰減是管理石油類(lèi)污染場(chǎng)地的經(jīng)濟(jì)、有效方法,而污染含水層降解能力大小則是判斷監(jiān)控自然衰減在場(chǎng)地應(yīng)用是否可行的關(guān)鍵參數(shù)之一[1-4].地球化學(xué)評(píng)估法是石油類(lèi)污染含水層降解能力評(píng)估的一種簡(jiǎn)便方法[5],該評(píng)估法應(yīng)用原理為:微生物降解可視為微生物利用電子供體(石油污染物)和電子受體溶解氧(DO)、硝酸鹽(NO3-)、(四價(jià)錳)Mn4+、(三價(jià)鐵)Fe3+、硫酸根(SO42-)、二氧化碳(CO2)等分別發(fā)生好氧作用、反硝化作用、錳還原作用、鐵還原作用、硫酸鹽還原作用、產(chǎn)甲烷作用等氧化還原反應(yīng).因此,可通過(guò)監(jiān)控電子受體評(píng)估控制污染含水層降解能力,此亦為監(jiān)控自然衰減核心理念方法[6].

在國(guó)外,20世紀(jì)70~80年代,石油類(lèi)污染場(chǎng)地地球化學(xué)評(píng)估法便已被發(fā)現(xiàn)和采用;1996年,美國(guó)環(huán)保局(U.S.EPA)和美國(guó)空軍(U.S. Air Force)聯(lián)合研發(fā)的石油類(lèi)污染場(chǎng)地自然衰減決策支持系統(tǒng)軟件BIOSCREEN中將該方法作為微生物降解能力評(píng)估功能模塊嵌入推薦至大多數(shù)石油類(lèi)污染場(chǎng)地使用[7];直到現(xiàn)在,該方法一直是石油類(lèi)污染場(chǎng)地自然衰減降解能力評(píng)估常用方法[8-9].在我國(guó),直到本世紀(jì)近些年,才有少數(shù)學(xué)者開(kāi)始利用地球化學(xué)評(píng)估法開(kāi)展了一些場(chǎng)地微生物降解評(píng)估工作[5].可見(jiàn),地球化學(xué)評(píng)估是一項(xiàng)較為成熟的降解能力評(píng)估方法,然而,本研究在廣泛分析案例資料基礎(chǔ)上,認(rèn)為該方法在降解能力表征方面仍可做適當(dāng)改進(jìn),以更科學(xué)?合理的評(píng)估場(chǎng)地含水層降解能力,具體介紹如下:

現(xiàn)有場(chǎng)地降解能力評(píng)估一般以多井或某單井的電子受體平均值與背景值相比表征場(chǎng)地含水層降解能力.然而,一旦場(chǎng)地尺度含水層具有強(qiáng)非均質(zhì)性及各相異性的水文地質(zhì)特征,則可導(dǎo)致降解能力各分區(qū)差異顯著;加之觀測(cè)井布置可能具有的不確定性,則電子受體濃度非正態(tài)分布可能性較大.即以電子受體平均或單一濃度評(píng)估降解能力不確定性較大[10].

為盡量克服該系列不確定性,本研究改進(jìn)形成了一套基于數(shù)理統(tǒng)計(jì)的含水層降解評(píng)估方法.以北京平原某石油類(lèi)污染場(chǎng)地為例,監(jiān)測(cè)了電子供體(石油類(lèi)污染物,以苯系物BTEX?化學(xué)耗氧量COD表征)和電子受體/產(chǎn)物(DO、NO3-、Mn2+、Fe2+、SO42-和HCO3-),在電子供受體分布分析基礎(chǔ)上,確定了場(chǎng)地電子受體背景值,逐一計(jì)算了單井某電子受體降解能力,采用累積概率曲線,以數(shù)學(xué)期望值表征場(chǎng)地含水層降解能力;結(jié)合地下水更新能力,評(píng)估了場(chǎng)地污染物降解速率,并劃分場(chǎng)地降解能力強(qiáng)弱區(qū),為強(qiáng)化自然衰減場(chǎng)地管理方案制定和實(shí)施提供基礎(chǔ)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 場(chǎng)地概況

場(chǎng)地位于北京平原永定河新老洪沖積扇,為一搬遷遺留廠區(qū),場(chǎng)地污染主要來(lái)源于油罐泄露,污染歷史約40余年,污染源已移除.

長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)顯示,場(chǎng)地不同分區(qū)地下水埋深在21.0~24.0m左右.鉆孔資料揭示,場(chǎng)地含水層巖性多為含少量砂層的砂礫石,下部隔水層巖性以粉質(zhì)黏土層為主;除下游污染羽區(qū)MW17?MW6井含水層上部未發(fā)現(xiàn)黏土等相對(duì)隔水層,視為潛水;其他分區(qū)在埋深21.7~24.0m段,存在0.4~2.0m厚的粉質(zhì)粘土層,相對(duì)隔水,且在本研究取樣期觀測(cè)水頭高于含水層頂板,該分區(qū)含水層具有一定承壓性.

場(chǎng)地所在區(qū)域地下水流向?yàn)槲鞅?南東,場(chǎng)地尺度地下水流至污染源前流向與區(qū)域流向一致為北西-南東,經(jīng)污染源,流向變?yōu)槲髂?東北,偏轉(zhuǎn)約90°(圖1).結(jié)合含水層性質(zhì),正東(MW6)和東北(MW17)所在分區(qū)較其他分區(qū)滲透性較大,這極可能是流向偏轉(zhuǎn)的根本原因,總體上,場(chǎng)地地下水流向可視為西-東.多期監(jiān)測(cè)資料顯示,場(chǎng)地地下水徑流量Q(經(jīng)過(guò)A-A’斷面進(jìn)入污染源分區(qū)的地下水流量)約為132m3/d.

圖1 場(chǎng)地流場(chǎng)及污染泄露?監(jiān)測(cè)井布設(shè)示意

為評(píng)估場(chǎng)地含水層石油類(lèi)污染物自然衰減能力,在油罐泄漏區(qū)的周邊布設(shè)11口監(jiān)測(cè)取樣井,根據(jù)取樣所處時(shí)期流場(chǎng)特征,將場(chǎng)地分為污染源區(qū)、下游源區(qū)、上游源、下游污染羽、背景側(cè)翼5個(gè)分區(qū)[11]: MW7、PM4所在代表污染源;MW3、MW17所在代表下游源區(qū);PM7、OTAW4所在代表上游源區(qū);MW10、MW6所在代表下游污染羽;MW4、MW5、MW13代表背景側(cè)翼(圖1).

1.2 樣品的采集與分析

采樣時(shí)間為2016年8月,取樣器具為貝勒管.為了保證所采樣品的代表性,采樣前使用便攜式水質(zhì)儀測(cè)定井水水質(zhì)參數(shù),當(dāng)三次測(cè)定參數(shù)值變化范圍達(dá)到:水溫(T)±1℃、pH±0.2、氧化還原電位(ORP)± 20mV、電導(dǎo)率(EC)±3%及溶解氧(DO)±10%或±0.2時(shí),采集水樣于40mL棕色瓶(用于有機(jī)分析)和500mL飲用純凈水瓶(用于無(wú)機(jī)分析),置于4℃便攜式冰箱中保存并送往自然資源部地下水礦泉水及環(huán)境監(jiān)測(cè)中心進(jìn)行測(cè)試.根據(jù)美國(guó)環(huán)保署(USEPA) Method 8260標(biāo)準(zhǔn),測(cè)定甲苯、乙苯、間/對(duì)二甲苯和鄰二甲苯.根據(jù)中國(guó)生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)檢驗(yàn)方法(GBT 5750.6.2.1-2006),測(cè)試化學(xué)需氧量(COD)?硝酸鹽(NO3-)、硫酸鹽(SO42-)、重碳酸鹽(HCO3-)、二價(jià)鐵離子(Fe2+)和二價(jià)錳離子(Mn2+)濃度.測(cè)試過(guò)程進(jìn)行加標(biāo)、平行等質(zhì)控處理.測(cè)試結(jié)果如表1所示.

表1 樣品測(cè)試結(jié)果

注:a:其中DO、NO3-、SO42-和HCO3-為電子受體, Mn4+、Fe3+為電子受體消耗產(chǎn)物.

1.3 單井降解能力評(píng)估

根據(jù)微生物降解的地球化學(xué)原理[12],電子受體的消耗量和石油烴污染物的降解量存在如下對(duì)應(yīng)關(guān)系:以苯系物為例,每降解1mg苯系物電子受體DO、NO3-、Mn4+、Fe3+、SO42-和HCO3-的消耗量分別為3.14、4.9、10.7、21.8、4.7和0.78mg,引申定義為石油類(lèi)污染物利用系數(shù)[13-14].

則單井某電子受體降解能力為:

式中:EBC為地下水中微生物利用某電子受體降解污染物的能力,0為背景井中未發(fā)生氧化還原作用的電子受體平均濃度,C為監(jiān)測(cè)井發(fā)生氧化還原作用后電子受體濃度,為石油類(lèi)污染物利用系數(shù),其中EBC?0?C的單位為mg/L.

各監(jiān)測(cè)井中石油類(lèi)污染物微生物降解能力可表示為各降解作用的總和,即單井降解能力:

M

=EBC(O

2

)+EBC(NO

3

-

)+EBC(Mn

4+

)+EBC(Fe

3+

)+

EBC(SO

4

2

-

)+EBC(CH

4

) (2)

1.4 場(chǎng)地含水層降解能力及降解速率評(píng)估

對(duì)各電子受體對(duì)應(yīng)的降解量(EBC)和總降解量(M)進(jìn)行累積概率統(tǒng)計(jì),擬合單井降解能力的累積概率分布曲線方程(),計(jì)算單井降解能力的概率密度函數(shù):

f

(

x

)

= F’

(

x

) (3)

根據(jù)密度函數(shù),計(jì)算場(chǎng)地含水層降解能力的數(shù)學(xué)期望:

式中:為含水層某點(diǎn)降解能力;和分別為單井降解能力的最小值和最大值.

以數(shù)學(xué)期望值表征含水層的降解能力,以場(chǎng)地地下水徑流量保守估計(jì)地下水更新能力,計(jì)算場(chǎng)地含水層降解速率(年降解量):

V

=

Q

×

E

(

M

) (5)

1.5 劃分含水層降解能力強(qiáng)弱區(qū)

基于單井降解能力的累積概率曲線,以累積概率的0.25、0.5和0.75對(duì)應(yīng)的降解能力作為閾值,將場(chǎng)地含水層從平面上劃分為弱降解區(qū)、一般降解區(qū)、較強(qiáng)降解區(qū)和強(qiáng)降解區(qū).

2 結(jié)果與分析

2.1 地下水中電子供受體分布特征

以石油類(lèi)污染代表性化合物苯系物和綜合污染指標(biāo)COD(一般認(rèn)為包含苯系物)指示場(chǎng)地污染物分布(圖2)顯示,苯系物和COD分布形狀相似,總體上從污染源沿地下水流向由西-東延展.但相對(duì)于苯系物,COD更處于下游,這可能是造成COD的其他污染物較苯系物更易在地下水中遷移.

各電子受體/產(chǎn)物濃度分布(圖3)顯示.電子受體DO?SO42-、NO3-分布規(guī)律相似,在污染源及上、下游源區(qū)濃度較低,北部背景側(cè)翼及下游污染羽較高,總體上沿地下水流向由西-東濃度先降低后升高;電子受體Mn4+、Fe3+還原產(chǎn)物Mn2+、Fe2+及有機(jī)物氧化產(chǎn)物HCO3-(可能部分轉(zhuǎn)化為甲烷或其他有機(jī)物)分布規(guī)律相似,總體上沿地下水流向由西-東濃度升高.

圖2 地下水污染物(苯系物、COD)分布

圖3 地下水中電子受體/產(chǎn)物濃度分布

2.2 地下水中電子受體背景值識(shí)別

場(chǎng)地背景值一般取處于污染源上游、電子受體濃度較大且電子供體、產(chǎn)物較小監(jiān)測(cè)井中的值.綜合本場(chǎng)地的電子供受體情況,MW4井中的電子受體SO42-、NO3-為最大值(68.96、277.6mg/L),DO雖為次大值(2.19mg/L),但亦與MW5井中DO最大值(2.38mg/L)相當(dāng),還原產(chǎn)物Mn2+、Fe2+為最小值(0.625、0.018mg/L);電子供體指標(biāo)COD為最小值(1.65mg/L),BTEX為次小值(17.84mg/L),與MW13井中BTEX最小值(8.00mg/L)相當(dāng);且MW4處于該場(chǎng)地最上游區(qū)域.因此,本研究將MW4作為含水層降解能力地球化學(xué)評(píng)估的背景井.HCO3-既是石油污染物的降解產(chǎn)物又可作為產(chǎn)甲烷等作用底物(電子受體),本研究難以準(zhǔn)確判斷其作為電子受體提供的降解能力,本次降解能力評(píng)估暫不考慮HCO3-的作用.

2.3 地球化學(xué)評(píng)價(jià)

2.3.1 單井降解能力評(píng)估 以MW4井水樣的電子受體(或產(chǎn)物)濃度為背景值,根據(jù)式(1)計(jì)算單井各電子受體的EBCx;根據(jù)式(2)計(jì)算單井降解能力,計(jì)算結(jié)果如表2所示.

表2 各電子受體氧化還原作用對(duì)石油類(lèi)物質(zhì)的降解能力(mg/L)

從表2可以看出,該場(chǎng)地石油類(lèi)污染物的降解以硫酸鹽還原和反硝化作用為主,其中,硫酸鹽還原作用最強(qiáng),鐵還原作用最弱,硫酸鹽還原作用的降解能力比鐵還原作用高4個(gè)數(shù)量級(jí).好氧作用與錳還原作用降解能力相當(dāng).

2.3.2 場(chǎng)地含水層降解能力及降解速率評(píng)估 根據(jù)表2,分析不同氧化還原作用對(duì)應(yīng)的降解量進(jìn)行累積概率分布,如圖4 所示.從圖中可以看出,鐵(錳)還原作用降解能力累積概率呈對(duì)數(shù)曲線,硫酸鹽還原作用和單井所有作用降解能力累積概率呈指數(shù)曲線.好氧作用和反硝化作用對(duì)石油污染物的降解能力累積概率分布均有多個(gè)拐點(diǎn).一般認(rèn)為,由單一作用引起的物質(zhì)濃度的變化在累積概率曲線中為單一函數(shù),常見(jiàn)呈正態(tài)?直線或者指數(shù)分布[15-16].污染場(chǎng)地含水層具有氧化還原分帶性,不同的氧化還原帶以不同的氧化還原作用為主導(dǎo)[17],如在污染羽區(qū),有較多的硝酸鹽和溶解氧補(bǔ)充,反硝化和好氧作用強(qiáng)烈,對(duì)污染降解能力有的較大貢獻(xiàn);而在源區(qū),缺少硝酸鹽和溶解氧的補(bǔ)充,硫酸鹽成為主導(dǎo)作用.這種氧化還原分帶規(guī)律在累積概率分布上表現(xiàn)為曲線的明顯分段性[11].相對(duì)于其它降解作用,硫酸鹽還原作用降解能力最大,其累積概率呈指數(shù)分布,說(shuō)明該場(chǎng)地含水層以硫酸鹽還原環(huán)境為主.按照有機(jī)物利用電子受體的先后順序,鐵(錳)還原在該場(chǎng)地均可發(fā)生.鐵(錳)還原作用所需的電子受體Mn4+和Fe3+主要來(lái)自于含水層土壤,分布較為均勻,該作用的發(fā)生不存在電子受體濃度差異,只與地下水流動(dòng)有關(guān).有研究表明,Mn2+和Fe2+濃度隨著地下水流向逐漸變大[18],造成了其濃度有規(guī)律分布.單井降解能力為所有電子受體對(duì)應(yīng)作用降解能力之和,從圖中看出,單井降解能力累積概率分布符合單一指數(shù)函數(shù)(2=0.9904),說(shuō)明該降解能力可能是由不同的氧化還原作用共同構(gòu)成的微生物降解作用這一單一作用引起的.

因此,可利用單井的降解能力的數(shù)學(xué)期望值()對(duì)整個(gè)場(chǎng)地石油污染物降解能力進(jìn)行評(píng)估.

單井降解能力累積概率分布函數(shù):

式中:為含水層某點(diǎn)降解能力,mg/L.

根據(jù)式(3)計(jì)算其概率密度函數(shù):

式中:為常數(shù)項(xiàng).

根據(jù)式(4)計(jì)算數(shù)學(xué)期望:

即,該場(chǎng)地含水層石油類(lèi)物質(zhì)的微生物平均降解能力為57.83mg/L.

根據(jù)式(5),估算場(chǎng)地含水層污染物降解速率:

=×()=132m3/d×57.83mg/L×365d/a

=2.79×103kg/a

圖4 電子受體氧化還原作用對(duì)石油類(lèi)物質(zhì)的降解能力累積概率分布

2.3.3 含水層降解能力強(qiáng)弱區(qū)劃分 基于單井降解能力的累積概率曲線,以累積概率的0.25、0.5和0.75對(duì)應(yīng)的降解能力作為閾值,把該場(chǎng)地含水層從平面上劃分為弱降解區(qū)、一般降解區(qū)、較強(qiáng)降解區(qū)和強(qiáng)降解區(qū).根據(jù)累積概率分布函數(shù),求得閾值分別為:49.2、59.1和64.9mg/L.

圖5 場(chǎng)地含水層石油類(lèi)物質(zhì)降解能力分區(qū)

其中,強(qiáng)降解區(qū)主要位于MW3和MW17井代表的下游源區(qū),面積約為5100m2,占場(chǎng)地總面積的5.3%;較強(qiáng)降解區(qū)位于強(qiáng)降解區(qū)四周,主要包括以PM7和OTAW4為代表的上游源區(qū)、以MW13為代表的南部側(cè)翼區(qū)和以PM4為代表的南部污染源,面積約為31100m2,占場(chǎng)地總面積的32.2%;一般降解區(qū)位于較強(qiáng)降解區(qū)的外圍(除西南部),主要包括以MW7為代表的北部污染源和MW10為代表的下游污染羽區(qū),面積約為26900m2,占場(chǎng)地總面積的27.8%;弱降解區(qū)位于污染源的上游(背景)和下游污染羽區(qū)(圖5),面積約為33600m2,占場(chǎng)地總面積的34.7%.

結(jié)合該場(chǎng)地微生物研究結(jié)果[19]發(fā)現(xiàn):污染濃度較高區(qū)域碳源和能源充足,大量聚集代謝該污染物的微生物,可形成較大的降解速率;但污染源區(qū)域污染物濃度太高,可能形成污染物(尤其苯系物)的生物毒性效應(yīng),造成該區(qū)域具有相對(duì)較低的降解速率;而污染物濃度較低區(qū)域,可能缺少微生物降解所需的碳源和能源,形成較小的降解速率.

該場(chǎng)地含水層結(jié)構(gòu)復(fù)雜,地下水流速不均,沿地下水主要流動(dòng)方向(東北向),電子受體更新速度快,西南向受粘土影響,地下水緩慢流動(dòng),電子受體更新慢,反應(yīng)充分,可能造成西南區(qū)的降解能力高于東北區(qū).

3 結(jié)語(yǔ)

地下水具有動(dòng)態(tài)變化性,其流場(chǎng)?污染物濃度?電子受體濃度?補(bǔ)給量等均隨時(shí)間而變化,降解能力也具有不確定性,單次取樣數(shù)據(jù)的評(píng)估量不能夠代表場(chǎng)地長(zhǎng)期的降解能力.但是該評(píng)估方法為場(chǎng)地降解能力的長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)提供了新的思路.

在降解能力評(píng)估過(guò)程中,沒(méi)有考慮產(chǎn)甲烷作用,在一定程度上低估了降解作用.PM7 和OTAW4的HCO3-濃度遠(yuǎn)小于背景值,判斷該現(xiàn)象是否由產(chǎn)甲烷作用造成的,需要借助微生物或同位素技術(shù)進(jìn)行進(jìn)一步研究.

該場(chǎng)地石油類(lèi)污染物的降解以硫酸鹽還原和反硝化作用為主,與背景相比,場(chǎng)地地下水普遍缺少NO3-和SO42-.因此,在該場(chǎng)地含水層添加硫酸鹽、硝酸鹽等其他營(yíng)養(yǎng)物或可刺激此類(lèi)微生物作用的發(fā)生.

[1] 劉艷秋,趙嫣然,劉夢(mèng)嬌,等.外源環(huán)烷酸在土壤中的降解過(guò)程及對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2017,37(11):4756-4762.

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Geochemical evaluation of biodegradation capacity in a petroleum contaminated aquifer.

NING Zhuo1,2,3, GUO Cai-juan1, CAI Ping-ping1,4, ZHANG Ming1*, CHEN Zong-yu1, HE Ze1,3

(1.Institute of Hydrogeology and Environmental Geology, Chinese Academy of Geological Sciences, Shijiazhuang 050061, China；2.Chinese Academy of Geological Sciences, China University of Geosciences in Beijing, Beijing 100083, China；3.Key Laboratory of Groundwater Remediation of Hebei Province, Shijiazhuang 050061, China；4.School of Resources and Enviromental Engineering, HeFei University of Technology, Hefei 230009, China)., 2018,38(11)：4068~4074

It is essential to determine the biodegradation capacity when monitoring or enhancing natural attenuation of petroleum in contaminated aquifers. Here, the concentrations of typical electron donorcontaminants (benzene, toluene, ethylbenzene, and xylene, and chemical oxygen demand) and electron acceptors and byproducts (dissolved oxygen, NO3?, Mn2+, Fe2+, SO42?and HCO3?) in a petroleum-contaminated aquifer were determined. The background electron acceptor/byproduct concentrations were determined from the electron donor concentrations, and the acceptor/byproduct distributions were characterized. The biodegradation capacity at each well was estimated using a general geochemical evaluation method. The cumulative probability curve method was used withthe general method to evaluate the biodegradation capacities in the aquifer. The biodegradation rates were determined from the biodegradation capacities and groundwater renewal rates, and different biodegradation zones were identified from the biodegradation rates. The biodegradation capacities of the wells were 36.49~70.05mg/L, and the biodegradation capacity cumulative probability curve for each well fitted the exponential equation()=0.008e0.07x. The whole-aquifer biodegradation capacity (determined using the probabilities for the different aquifer parts) was 57.83mg/L and the whole-aquifer biodegradation rate (calculated defining the groundwater renewal rate as the groundwater runoff rate, 132m3/d) was 2790kg/a. The downstream source zone was found to have a strong biodegradation capacity. It was concluded that petroleumcontaminants were mainly degraded by the electron acceptors SO42?and NO3?reduction. Enhancing SO42?and NO3?reduction may be a promising way of managing and remediating the study site.

petroleum contamination；biodegradation capacity；electron acceptors；cumulative probability curve method；geochemical evaluation

X703.5

A

1000-6923(2018)11-4068-07

寧 卓(1985-),男,陜西寶雞人,助理研究員,博士,主要從事地下水污染與修復(fù)研究.發(fā)表論文20余篇.

2018-04-18

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41602261);中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)經(jīng)費(fèi)資助(SK201702,SK201604,SK201614);河北省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(D2016504021)

* 責(zé)任作者, 高級(jí)工程師, minzhang205@live.cn