淺層地下水中氯代烷烴生物降解的地下水化學響應規(guī)律研究

鄭昭賢 , 蘇小四, 王 鼐, 康 博

1)中國地質科學院水文地質環(huán)境地質研究所, 河北石家莊 050061;

2)國土資源部地下水科學與工程重點實驗室, 河北正定 050800;

3)吉林大學環(huán)境與資源學院, 吉林長春 130021; 4)中國電力工程顧問集團中南電力設計院, 湖北武漢 430071

石油在勘探、開采、煉制、加工和運輸過程中,由于事故原因往往會以含油廢水、落地原油和含油廢棄泥漿等形式進入土壤, 經長期風化和淋濾成為地下水土的長期污染源。其中氯代烷烴作為典型石油烴類污染物不易降解, 且具有三致效應, 嚴重危害人體健康, 因而有關地下水中氯代烷烴的控制和修復備受關注(林學鈺等, 2005; 孫劍鋒等, 2011; 鄭昭賢等, 2011)。

監(jiān)測自然衰減技術(MNA)因具有把氯代烷烴轉化為無害副產物, 處理費用相對較低, 不需要設備的安裝與維護等優(yōu)勢(李寶明, 2007), 已經成為國際社會廣泛關注的重要地下水污染修復技術。一般氯代烷烴在地下環(huán)境中的自然衰減主要包括對流、彌散、稀釋、揮發(fā)、吸附以及生物降解作用, 其中微生物參與的生物降解作用可將污染物轉化為無害物質, 屬破壞性作用, 是對污染物真正的去除作用,且不產生次生污染物, 對生態(tài)環(huán)境及土地使用干擾程度最小(李政紅等, 2010; 張翠云等, 2010, 2014)。因此, 證實自然條件下是否發(fā)生氯代烷烴的生物降解作用, 了解其降解程度是否滿足當?shù)鼗謴托枨笫桥袛嗄芊癫捎肕NA技術的關鍵。在自然生物降解過程中, 一般都伴隨著第一基質、電子受體、中間產物等地下水化學組分濃度以及與其相關的地球化學參數(shù)的變化(何江濤等, 2005; 齊永強等, 2003; 秦黎明等, 2008), 且在污染暈的不同點位及內外產生明顯變化。因此, 本文以東北某油田一石油管道泄漏污染場地作為研究區(qū), 深入開展淺層地下水中石油污染典型污染物——二氯甲烷、三氯甲烷天然生物降解的地下水化學響應規(guī)律研究。此項研究不僅對了解石油污染場地下環(huán)境中氯代烷烴在微生物作用下的環(huán)境行為、轉化歸宿具有重要的理論意義,還可以為研究區(qū)及其類似石油污染地區(qū)氯代烷烴污染的防控和治理技術體系的建立提供科學依據(jù)。因此, 本文的選題具有重要的理論意義和實際的應用價值。

污染場地位于已有 40余年開發(fā)歷史的某油田開采區(qū), 地處某河流沖積平原三角洲核心地帶, 面積約為1000 m2, 屬于沖積平原, 地勢低平, 海拔在1～2 m, 地下水位埋深淺, 通常在1～2 m。區(qū)內氣候屬暖溫帶大陸性半濕潤季風氣候, 雨熱同期, 適宜蘆葦、水稻等植物生長。根據(jù)污染場地鉆孔原狀土樣的采集和實驗室分析, 當?shù)氐貙訋r性單一, 上部淺層1～2 m巖性為砂質粉土, 為弱透水層, 向下以灰色粉砂為主體, 含有大量貝殼、云母, 為污染場地淺部主要含水層, 部分鉆孔有細砂夾層。場地淺層地層厚度分布相對穩(wěn)定, 變化不大(如圖1、圖2)。由于輸油管道常年埋藏于地下, 管道銹蝕并發(fā)生泄漏, 原油在壓力作用下溢出地表, 直到2009年9月溢滿洼地后才被發(fā)現(xiàn), 而后有關部門對原油進行了清理, 并對受污染土壤進行翻埋等治理工作。污染場地地下水埋深在 0.5～3 m, 整體流向為由東南向西北, 水力坡度在 3‰～5‰, 具有季節(jié)性動態(tài)變化特征。

1 樣品采集及分析

1.1 地下水樣品采集

本次研究根據(jù)《地下水環(huán)境監(jiān)測技術規(guī)范》(HJ/T164—2004)(國家環(huán)境保護總局, 2004)和《環(huán)境影響評價導則地下水環(huán)境》(環(huán)境保護部, 2011)中有關污染地下水控制監(jiān)測井的設計原則和要求, 根據(jù)污染源的分布狀況、地下水流向和污染物在地下水中擴散趨勢, 以放射狀布設7口監(jiān)測井(ZK1至ZK7),形成由 1個水平縱向監(jiān)測斷面(ZK1—ZK3—ZK6)和2個水平徑向監(jiān)測斷面(ZK2—ZK3—ZK4、ZK5—ZK6—ZK7)組成的監(jiān)測井網(如圖1), 并于2010年6月和2011年5月進行地下水化學監(jiān)測取樣及現(xiàn)場指標測試, 于2010年10月進行地下水現(xiàn)場指標測試。

圖1 污染場地監(jiān)測井與監(jiān)測斷面布置圖Fig.1 Subdivision of monitoring wells and sections in contaminated sites

1.2 地下水樣品測試

為避免潛水泵汲水速率過高引起濁度增加、氣提作用等現(xiàn)象的發(fā)生, 本次工作主要用專門取樣器完成洗井作業(yè)(每個監(jiān)測井凈化抽出 3～5倍井水體積)。洗井后現(xiàn)場測量地下水質參數(shù)的變化, 包括溶解氧(DO)、氧化還原電位(Eh)、酸堿度(pH)、溫度、電導率, 當上述參數(shù)穩(wěn)定后進行取樣。采集的水樣根據(jù)測試項目的不同要求, 采用不同的容器儲存; 同時為避免物理、化學和生物因素對樣品的影響, 采集的水樣應立即加入適量化學保護劑, 具體的采集方法見表1。樣品采集后冷藏保存, 并于一周內完成分析, 分析方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》(國家環(huán)境保護總局等, 2002), 其中pH、溫度、電導率、Eh等指標, 在野外直接通過W-23XD多功能水質監(jiān)測儀(產地: 日本)測定; 地下水中揮發(fā)、半揮發(fā)組分質量濃度和全掃描由氣-質聯(lián)機(GC6890-MS5973, 美國)測定; 總 Mn質量濃度由原子吸收光譜儀(Perkin Elmer AAnalyst 700, 美國)測定; Fe2+質量濃度由紫外分光光度計(瓦里安CARY50,美國)測定; 地下水總堿度采用酸堿指示劑滴定法測定, HCO3–由酚酞指示劑滴定法測定, SO42–質量濃度采用乙二胺四乙酸二鈉-鋇容量法測定。

2 結果與討論

2.1 地下水中有機物檢出情況統(tǒng)計

石油烴是由多種復雜有機物組成的有機混合物,經對2010年6月所采集的地下水樣品揮發(fā)性有機物(VOCs)和半揮發(fā)性有機物(SVOCs)氣相色譜-質譜聯(lián)用儀(GC/MS)全掃描分析檢出地下水中的石油類和其它有機物主要為: 氯代烴類(二氯甲烷、三氯甲烷、2-溴-1.1-二氯乙烷)、單環(huán)芳烴類(苯、甲苯、二甲苯和乙苯)、芳香雜環(huán)化合物(吖啶、苯并噻唑、苯并噻吩)、多環(huán)芳烴類和正構烷烴類等近30余種有機物。其中, 吖啶、二氯甲烷、三氯甲烷、苯、甲苯、二甲苯的檢出率高達 100%, 芘和氯苯的檢出率也達71%。之后根據(jù)各類有機物的檢出頻率, 再比較全掃描等離子流圖波峰面積和毒性, 選取二氯甲烷、三氯甲烷、苯、甲苯、二甲苯、氯苯進行定量測試分析(表2)。從表中可以看出, 二氯甲烷、三氯甲烷、苯的檢出濃度較高, 多數(shù)監(jiān)測點超過EPA(2009)和我國生活飲用水標準(中華人民共和國衛(wèi)生部等, 2006)的污染限值, 而甲苯、二甲苯和氯苯雖大多被檢出, 但其濃度較低, 均未超過上述兩種標準體系的閾值。因此,從濃度含量和超標個數(shù)可知, 污染場地地下水中氯代烷烴為主要有機污染物。

2.2 地下水化學響應起因

本次研究確定污染場地淺層地下水中二氯甲烷和三氯甲烷為主的氯代烷烴類的微生物降解過程引起了地下水化學響應, 其判定依據(jù)有:

1) 研究區(qū)位于開發(fā)歷史悠久的高凝油生產基地, 高凝油具有含蠟高, 低油氣比等特性, 為防止因含蠟導致的油井產量下降, 該區(qū)開采井中普遍注入清臘劑, 其主要成分為氯代烷烴。該區(qū)經過較強時間的石油開采, 為提高采收率采用注水驅油工藝,發(fā)生事故的輸油管中原油比值在 5%以下。因此在污染場地地下水中石油烴類并不是主要有機污染物。

圖2 ZK1—ZK3—ZK6、ZK4—ZK3—ZK2水文地質剖面圖Fig.2 Hydrogeological section of ZK1-ZK3-ZK6 and ZK4-ZK3-ZK2

表1 地下水樣的采集與保存方法Table 1 Groundwater sample collection and preservation methods

2) 根據(jù)水中有機物檢出情況統(tǒng)計結果可知,二氯甲烷和三氯甲烷的檢出濃度相比其它有機物高1～3個數(shù)量級, 且多數(shù)監(jiān)測點超過多個指標體系的污染閾值, 是污染場地地下水中主要有機污染物。因此污染場地繁殖較多以氯代烷烴為基質的微生物,且在相對較小的污染場地范圍內, 通過種間競爭和群落演替, 使其它種群淘汰, 甚至消亡。三氯甲烷(也稱氯仿)作為常用的微生物抑制劑, 可對非氯代烷烴類微生物的代謝產生阻滯作用。

3) 根據(jù)污染場地淺層地下水污染風險評價結果可知, 二氯甲烷和三氯甲烷在含水層中的淋溶遷移性相比其它有機物強, 屬高淋溶遷移性(鄭昭賢,2012)。從泄露事故發(fā)生開始, 區(qū)域地下水化學場相對穩(wěn)定, 水力坡度很低(3‰～5‰)的前提下, 低淋溶遷移性有機物無法向下游遷移, 污染源處的生物降解過程使地下水化學產生單項變化, 而高淋溶遷移性氯代烷烴類有機物較快向下游遷移, 當污染暈脫離污染源處時, 生物降解作用逐漸減弱, 使其地下水化學在污染暈脫離前后產生雙向起伏變化。

2.3 二氯甲烷和三氯甲烷的空間分布特征

前人研究表明, 還原脫氯的兼性甲基營養(yǎng)菌以二氯甲烷為唯一碳源和能源進行, 并含有參與生物降解反應的關鍵酶——二氯甲烷脫氯素梅, 此酶屬于谷胱甘肽轉移酶(GST)類, 在脫氯時, 先進行親核反應, 谷胱甘肽取代其中一個氯原子, 生成的谷胱甘肽加合物進行水解作用, 脫去另一個氯原子,生成鹽酸和甲醛, 甲醛又在甲醛脫氫酶和甲酸脫氫酶的作用下最終生成二氧化碳(Brunner et al., 1980;吳石金, 2009)(如圖3)。三氯甲烷作為難降解有機氯溶劑至今未在實驗室分離出以其為第一基質的專性降解菌, 但研究表明三氯甲烷能以共代謝形式被微生物降解。三氯甲烷在共代謝過程中以第二基質參與微生物降解, 其降解過程中伴有單環(huán)芳烴(BTEX)和溶解性有機碳(DOC)等第一基質和其它電子受體的消耗。

二氯甲烷和三氯甲烷作為污染場地氯代烷烴生物降解的第一基質或第二基質, 在污染暈的不同點位因生物降解強度的不同, 其濃度也必然不同。污染場地二氯甲烷、三氯甲烷濃度等值線如圖4所示, 從圖中可知, 離污染源最近的ZK1觀測井中二氯甲烷和三氯甲烷濃度相比下游的ZK3井較低。據(jù)推測導致上述結果的原因有三條:

1) 石油管道的泄漏為天然含水層系統(tǒng)提供微生物利用的第一基質及可以實現(xiàn)共代謝降解的氯代烷烴, 為二氯甲烷、三氯甲烷天然生物降解提供物質基礎, 經過從石油管道泄露到采樣的較長馴化期,推斷污染源處 ZK1觀測井中已出現(xiàn)較強烈的天然微生物降解作用, 使二氯甲烷、三氯甲烷濃度降低;

2) 污染源在整個污染場地地下水流向的上游,自事故發(fā)生開始泄漏的含油廢水在對流作用下往下游遷移。從推測的石油泄漏事故發(fā)生時間2009年6月到封堵泄露管道的2009年9月期間, 以污染場地地下水力坡度(5‰)及主要含水層粉砂的滲透系數(shù)(1.04 m/d)計算油水在天然狀態(tài)下的擴散距離約為0.6 m, 但因長距離輸油管道的高工作壓力(4～10 MPa), 當其泄露時所形成的水力坡度遠大于天然條件, 實際遷移距離也比計算值大, 導致污染暈高濃度區(qū)快速向下游擴散, 另封堵泄露管道后的10個月在天然狀態(tài)下又遷移約2 m, 因此可以判斷污染暈中心已逐漸脫離污染源附近ZK1觀測井, 趨向下游的ZK3觀測井。同時不排除污染暈通過細沙夾層等優(yōu)勢通道較快的向下游遷移。

表2 各觀測孔地下水有機物定量測試分析結果/(μg/L)Table 2 Quantitative test results/(μg/L) of organic components in groundwater observation wells

圖3 兼性甲基營養(yǎng)菌的二氯甲烷代謝過程Fig.3 Scheme for the conversion of Dichloromethane (DCM) to acetate by methylotrophic bacterium

3) ZK3井在污染場地地面高程最低的位置 ,每當雨季形成較深的積水, 溶解殘留地表的固體油污, 在下滲至地下水時, 使井中二氯甲烷和三氯甲烷濃度升高。

2.4 地下水現(xiàn)場檢測指標時空分布規(guī)律

2.4.1氧化還原電位

氧化還原電位(Eh)是指示水體氧化還原條件的最直接指標。從污染場地各觀測井不同時期地下水中Eh值測試結果(如表3)中可知, 石油管道泄漏事故發(fā)生1年多后的2010年11月, 污染場地地下水中Eh值明顯低于事故發(fā)生不久的2010年6月, 且多數(shù)點位從正值轉為負值, 說明污染場地下水自事故發(fā)生開始從氧化環(huán)境逐漸轉變?yōu)檫€原環(huán)境。據(jù)此推測, 還原環(huán)境的形成是受石油污染所致, 且地下水石油類及衍生污染物中含量最高的氯代烷烴貢獻較大。上述弱還原地下水環(huán)境也滿足二氯甲烷、三氯甲烷產生微生物降解還原脫氯的條件。通過沿地下水流方向的ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面分析可以看出, 地下水中Eh值由上游向下游呈遞增規(guī)律, 說明污染場地地下水系統(tǒng)的氧化還原條件在污染物遷移方向發(fā)生變化, 還原性逐漸變弱。

2011年5月, 事故發(fā)生快滿2年之際, 離污染源最近的ZK1井Eh值反而高于下游ZK3井, 這是因為泄漏管道封堵(2009年9月)后污染源上游的地下水不斷推動污染暈往下游遷移, 導致ZK3井地下水還原性加強, Eh值不斷下降, 而ZK1井地下水不斷得到上游未污染地下水的補充更新, 在稀釋作用下氧化性加強, Eh值不斷上升, 趨于未受污染前的背景值。

2.4.2酸度(pH)

二氯甲烷和三氯甲烷在堿性加熱條件下產生可逆水解反應, 生成氯化鈉和甲醛, 但從事故發(fā)生不久的2009年10月對污染場地淺層地下水pH值的測定可知, 所有觀測孔中地下水 pH值均在中性或弱堿性條件, 且地下水溫長期穩(wěn)定在 10℃左右,不足以產生強烈的水解反應。因此經分析認為污染場地地下水 pH值很大程度上是受二氯甲烷和三氯甲烷還原脫氯所生成的鹽酸和二氧化碳的影響。

圖4 污染場地淺層地下水二氯甲烷(A)、三氯甲烷(B)濃度等值線圖(2010年6月)Fig.4 CH2Cl2(A) and CHCl3(B) concentration contours of shallow groundwater in contaminated sites(June, 2010)

表3 污染場地淺層地下水Eh值Table 3 Eh value of shallow groundwater in contaminated sites

表4 污染場地淺層地下水pH值Table 4 pH value of shallow groundwater in contaminated sites

從污染場地淺層地下水不同時期 pH值測試結果(如表4)中可知, 石油管道泄漏事故發(fā)生1年多后的2010年11月, 污染場地地下水中pH值明顯低于事故發(fā)生不久的2010年6月份, 說明污染場地地下水中發(fā)生明顯的生物降解作用, 其產物 CO2和 H+導致地下水向酸性轉化。通過沿地下水流路徑的ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面分析, 地下水pH值從上游到下游逐漸上升, 表明離污染源最近的ZK1井生物降解作用最為強烈, 并沿下游依次遞減。

2011年5月, 事故發(fā)生快滿2年之際, 離污染源最近的ZK1井pH值相比2010年11月有所上升,而其余井點pH值均都有所下降, 且ZK1井pH值大于ZK3井, 這是因為污染源封堵后ZK1井地下水不斷得到上游未污染地下水的補充, 污染暈向下游遷移, 使其pH值上升, 而 ZK3井則因污染暈的不斷靠近, 生物降解作用加強, pH值下降。

2.5 地下水中電子受體及相關還原產物時空分布規(guī)律

2.5.1地下水Fe、Mn濃度特征

一般有機污染地下水環(huán)境中鐵還原和錳還原的反應可表示為:

根據(jù)上述兩個反應, 如果發(fā)生了錳鐵還原的生物降解作用, 那么在離污染源較近的地下水中還原產物 Fe2+和 Mn2+濃度較大, 并且沿地下水流方向,Mn2+和 Fe2+濃度應該呈遞減規(guī)律。由圖 5中可知,2010年6月, 在ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面上, Fe2+和Mn2+的濃度從污染源處ZK1井到下游的ZK6井呈現(xiàn)顯著的遞減規(guī)律, 說明污染源處相比中下游鐵還原作用和錳還原作用較強, 生物降解作用明顯。而2011年5月, 泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井中 Fe2+和 Mn2+的濃度比 ZK1井高, ZK6井 Fe2+和Mn2+的濃度較 2010年 6月高, 說明封堵污染源后,污染暈開始不斷向下游遷移使ZK3井和ZK6井鐵錳還原的生物降解作用加強, 而ZK1井在逐漸脫離污染暈中心的同時, 受到上游未污染地下水的補充更新, 使ZK1井Fe2+和Mn2+濃度降低。在pH為5～8時, 溶解在地下水中的總 Mn主要是還原態(tài)的Mn2+(Appelo et al., 2005), 因此本次研究以總Mn代替Mn2+進行分析。

2.5.2地下水SO42–濃度特征

圖5 地下水中各離子濃度的縱向變化Fig.5 Longitudinal variations of various ion concentrations in groundwater

根據(jù)上述反應, 如果發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用, 那么離污染源較近的污染嚴重的地下水中,作為電子受體參加反應的 SO42–濃度較小, 且沿地下水流方向, 其濃度逐漸變大, 呈遞增規(guī)律。從圖5可以看出, 2010年6月, 在污染源處ZK1井的SO42–濃度較小, 并且往下游其濃度逐漸升高, 且其濃度增幅較大, 推測地下水環(huán)境中的微生物利用 SO42–作為優(yōu)勢電子受體, 發(fā)生了硫酸鹽還原作用。而2011年 5月, 泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井SO42–濃相比2010年6月降幅顯著, 達1414.55 mg/L,而ZK1井的降幅只有148.44 mg/L, 說明隨著污染暈的向下游遷移, ZK3井中硫酸鹽還原的生物降解作用加強, 而ZK1井受上游未污染地下水不斷補充更新, 使水化學組分稀釋的同時, 隨著污染暈中心的逐漸遠離, 其硫酸鹽還原降解作用也逐漸減弱,導致作為電子受體的硫酸鹽濃度下降, 但其降幅明顯小于ZK3井。此外, 從圖5可知, ZK6井在上述兩個時期硫酸鹽濃度基本沒有變化, 表明雖然污染暈向下游遷移, 但ZK6井中還未發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用。在硫酸鹽還原作用中, HS–的生成可以作為發(fā)生硫酸鹽還原的另一個證據(jù)。從各觀測井地下水測試結果, 硫酸鹽還原產物 HS–濃度在污染源處到下游含量均非常小, 這可能是地下水中 HS–與含水介質中 Fe氧化物發(fā)生反應, 形成鐵硫化物而沉淀。

2.5.3地下水HCO3–濃度特征

堿度是評價CO2生成和發(fā)生生物降解作用的定性指標參數(shù)。在微生物降解氯代烷烴的過程中, 很多反應過程都產生了 CO2, CO2溶于水促進了相關礦物的溶解, 增大了地下水的堿度, 可表示為:

高污染區(qū), 生物降解作用產生大量的CO2使得高污染區(qū)地下水的 HCO3–濃度和堿度都較高, 而在污染較輕的地區(qū), HCO3–濃度和堿度相對較低。從圖5可知, 2010年6月從污染源處到下游, HCO3–濃度和堿度總體呈降低的趨勢, 且污染源處 HCO3–濃度顯著高于下游的ZK3和ZK6觀測井, 說明污染源處發(fā)生了較為明顯的生物降解作用。而2011年5月,泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井 HCO3–濃度相比2010年6月漲幅顯著, 其漲幅達624.95 mg/L, ZK6觀測井漲幅也達167.08 mg/L, 只有ZK1觀測井下降 171.01 mg/L, 這說明隨著污染暈向下游遷移,ZK3處發(fā)生顯著的生物降解作用, ZK6處雖然還未發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用, 但已發(fā)生鐵錳還原的生物降解作用。

2.6 氯代烷烴天然生物降解現(xiàn)狀評價

為了解污染場地不同時段各點位的微生物降解程度, 對污染場地淺層地下水進行氯代烷烴天然生物降解現(xiàn)狀評價。

為了判定地下水環(huán)境中是否存在氯代烷烴的生物降解轉化, 并對這種天然條件下的轉化進行評價, 國外學者全面系統(tǒng)地總結出了天然條件下地下水中氯代烷烴微生物降解的判定依據(jù), 并給出了各項指標的評分(Minnesota Pollution Control Agency,2006)。表5為天然條件下氯代烷烴生物降解轉化評價分級, 表 6為天然條件下地下水中氯代烷烴生物降解判定的評分指標及評分。從表6中的評分指標可以看出, 指標主要可分為電子受體、第一基質、降解中間產物三類, 其中與氯代烷烴生物降解相關程度高的指標分值則高, 反之則低, 它們的分值一般為2～3分。從前面的氯代烷烴天然生物降解的地下水化學響應特征中也看出, 這三類指標與氯代烷烴的生物降解密切相關, 可作為其生物降解的主要判別指標。

表5 天然條件下氯代烷烴生物降解轉化評價分級表Table 5 Evaluation classification for estimating biodegradation of chloralkane solvents in groundwater under natural conditions

表6 天然條件下地下水中氯代烷烴生物降解判定的分析指標及評分Table 6 Analytical parameters and weightings for estimating biodegradation of chloralkane solvents in groundwater under natural conditions

根據(jù)上述評價體系對ZK1、ZK3、ZK6觀測井的評價結果分別為: 2010年6月, ZK1觀測井得分為18分, 屬微生物降解證據(jù)充足; ZK3觀測井得分為12分, 屬微生物降解證據(jù)有限; ZK6觀測井得分為6分, 屬微生物降解證據(jù)不足; 2011年5月, ZK3觀測井得分為15分, 屬微生物降解證據(jù)充足; ZK6觀測井得分為10分, 屬微生物降解證據(jù)有限。

3 結論

1) 2010年 6月, 污染發(fā)生約 1年之際, 在ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面上生物降解過程中充當電子受體的水化學組分(SO42–)、第一基質(CH2Cl2、CHCl3)和代表地下水環(huán)境的主要理化指標(pH、Eh)從上游到下游均呈遞增規(guī)律, 而相關還原產物(Fe2+、Mn2+、HCO3–)則成遞減規(guī)律。而 2011年 5月, 事故發(fā)生約 2年之際, 封堵污染源后隨污染暈中心的向下游遷移, ZK3觀測井中生物降解作用逐漸明顯, 在ZK3—ZK6縱向剖面上地下水化學指標呈現(xiàn)上述響應規(guī)律, 而ZK1觀測井諸多水化學指標經上游未污染地下水的補充更新, 逐漸趨向污染前的背景值。

2) 淺層地下水中氯代烷烴天然生物降解作用具有一定的后滯性, 從天然生物降解現(xiàn)狀評價可知,在不同時段污染暈的不同部位其降解程度表現(xiàn)出明顯的差異。

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