تجزیه و تحلیل کربن و ایزوتوپ برای شناسایی نوع آلودگی آب های زیرزمینی و ارزیابی میزان و غلظت آن استفاده می شود. این روش ها همچنین برای تعیین منشاء آلودگی در حضور سایر اشیاء که به طور بالقوه تهدیدی برای محیط زیست هستند مناسب هستند. تحقیقات انجام شده در مقیاس چند ساله نیز می تواند برای پیش بینی تغییرات شرایط هیدروشیمیایی در زباله های ذخیره شده و تأثیر آنها بر مناطق اطراف مورد استفاده قرار گیرد. چنین امکانات کاربردی گسترده ای با توجه به آزمایش های ایزوتوپ کربن و گوگرد ناشی از تنوع ایزوتوپی منابع منشاء فردی است که در زیر مشخص می شود.
۳٫۱٫ روشهای ایزوتوپ کربن و گوگرد
تجزیه و تحلیل شامل تعیین ایزوتوپی کربن و گوگرد است که اجزای اصلی آب های زیرزمینی هستند و تحت تغییرات ایزوتوپی در محیط خاک و آب قرار می گیرند. توجیه روش شناختی برای استفاده از تعیین ایزوتوپ های محیطی، تفاوت در مقدار است
۱۳ج/
۱۲سی و
۳۴S/
32شکنش ایزوتوپی S [
68,
89,
90] در طی فرآیندهایی که در داخل آبخوان به دنبال واکنش های (۱) و (۲) رخ می دهد. [
۶۰]:
دستورالعمل های آماده سازی آزمایشات میدانی (جمع آوری نمونه و آماده سازی اولیه) و آزمایشگاهی در ارائه شده است [
۹۱,
۹۲,
۹۳].
به طور کلی، تخمیر استات و کاهش سولفات در محل دفن زباله با میکروب ها باعث شکنش ایزوتوپی کربن و سولفات قابل توجهی می شود. این منجر به تخلیه می شود
۱۳C در CH4، همانطور که با کاهش δ نشان داده شد
۱۳سی
CH4 به حدود -۵۰‰ و -۶۰‰، در حالی که δ تولید شده است
۱۳سی
CO2 غنی شده است
۱۳C، با δ
۱۳مقادیر C بین -۱۰‰ و ۲۰‰ [
۹۴]. تقسیم ایزوتوپ های پایدار نور، عمدتا δ
۱۳C و δ
۳۴S در محل های دفن زباله، در تعدادی از مطالعات نشان داده شده است (به عنوان مثال، [
۷۰,
۹۵,
۹۶,
۹۷]). مشکل شکنش ایزوتوپی با این واقعیت تشدید می شود که محل دفن زباله که به عنوان یک محیط معمولی بی هوازی در نظر گرفته می شود، همراه با نفوذ آب باران (حاوی O)
2 و نه
۳–حداقل به صورت موضعی و دوره ای، تبدیل به یک محیط هوازی می شود و سیر واکنش های هیدروژئوشیمیایی و همچنین شکنش ایزوتوپی را تغییر می دهد، همانطور که در
شکل ۱.
شرایط هیدروژئوشیمیایی در هر محل دفن زباله بسیار متفاوت است، حتی در موارد احیا شده که انتظار می رود هیچ تاثیری بر محیط مجاور نداشته باشند. پس از احیاء، به ویژه در محل های دفن زباله قدیمی با پوشش های نفوذپذیر، استعداد نسبت به ایجاد شرایط هوازی در بالای محل دفن زباله وجود دارد در حالی که شرایط کاهشی حاکم است. انتشار گازهای دفن زباله بسته به خواص فیزیکی و شیمیایی خاک پوششی (به عنوان مثال، ضخامت پوشش، محتوای رطوبت، نسبت تراکم، توزیع ناهموار خاک)، محتوای مواد آلی و سن زباله های مدفون، و شرایط محیطی فصلی (مانند دما) متفاوت است. ) [
۱۲,
۹۸]. به عنوان CH
4 از طریق مواد پوششی منتشر می شود، همچنین توسط متانوتروف ها به CO اکسید می شود
۲ و بخار آب میزان CH متانوتروفیک
۴ اکسیداسیون در خاک های دفن زباله بسته به رطوبت و درجه حرارت خاک می تواند با چندین مرتبه بزرگی متفاوت باشد (به عنوان مثال، [
۹۸]). سن محل دفن زباله نیز مهم است (مرحله تجزیه زیستی زباله). تحقیقات نشان داده است که اکسیداسیون متان در محل های دفن زباله قدیمی شدیدتر است. اکسیداسیون متان که با استفاده از روشهای ایزوتوپ پایدار تخمین زده می‌شود، از ۲٫۶ تا ۳۸٫۲ درصد، با مقادیر میانگین ۹٫۵ درصد و ۱۶٫۳ درصد برای مکان‌های دفن زباله فعال و بسته، به ترتیب متغیر است. [
۲۷,
۹۹]. تغییر شرایط هیدروشیمیایی نیز باعث تبدیل ترکیبات گوگردی می شود.
شکل ۱).
اشکال عمده گوگرد در محیط زیرسطحی دفن زباله شامل سولفات ها (SO
42-سولفیدها (HS
–و سولفیدهای هیدروژن (H
2S). سولفات ها معمولاً شکل غالب گوگرد هستند و یکی از رایج ترین گونه های گوگرد در محیط های آب زیرزمینی هستند. ژئوشیمی گوگرد به دلیل طیف گسترده ای از حالت های اکسیداسیون آن پیچیده است. با این حال، واکنش کلیدی در چرخه جهانی گوگرد (یعنی کاهش سولفات (SO
42-) به سولفید هیدروژن (H
2S)) را می توان با توزیع غلظت سولفات و ترکیب ایزوتوپی گوگرد آن شناسایی کرد. هنگامی که یون های سولفات به منطقه بی هوازی در خاک اشباع شده در زیرسطح دفن زباله می رسند، باکتری های کاهنده سولفات شروع به تولید سولفید می کنند (S
2-) در نتیجه، غلظت SO محلول
۴۲- در آب کاهش می یابد، و کسر قابل توجهی از
۳۴S/
32ایزوتوپ S رخ می دهد. SO باقی مانده
۴۲- به تدریج در سنگین غنی می شود
۳۴ایزوتوپ های S [
100].
بسته به شرایط ردوکس، انواع مختلفی از میکروارگانیسم‌ها شروع به فعال شدن می‌کنند که در واقع به تشکیل بیوگاز و شیرابه‌ها با ترکیبات متغیر در قسمت‌های مختلف محل دفن زباله تبدیل می‌شود. [
۷۰]. تبدیل ترکیبات کربن و گوگرد با مشارکت میکروارگانیسم ها با شکنش های ایزوتوپی مختلف (گاهی بسیار قابل توجه) همراه است.
شکل ۲) که مبنای شناسایی منشا این مواد در محیط هستند. محل دفن زباله یک سیستم دینامیکی بزرگ است که در آن، با گذشت زمان، گروهی از میکروارگانیسم‌ها با گروهی دیگر جایگزین می‌شوند و این در تسلط برخی فرآیندهای مداوم منعکس می‌شود. [
۲۷,
۲۸]. استفاده از ایزوتوپ‌های کربن و گوگرد پایدار برای ردیابی چرخه کربن آلی بیوژئوشیمیایی در محل‌های دفن زباله قدیمی به درک شکنش ایزوتوپی در هر مرحله تبدیل ناشی از تغییرات شرایط داخل بدنه زباله‌های ذخیره‌شده متکی است. تفکیک ایزوتوپی مشخصه فرآیندهای بی هوازی است زیرا باکتری های احیا کننده به نفع کاهش ایزوتوپ های سولفات سبک تر نسبت به ایزوتوپ های سنگین تر است. به عنوان مثال، باکتری های احیا کننده سولفات (SRB) به کاهش ایزوتوپ سولفات سبک تر کمک می کنند.
۳۲بنابراین
۴۲- بر روی ایزوتوپ سنگین تر
۳۴بنابراین
۴۲- در اکثر شرایط محیطی پیامد این فرآیندها شکنش ایزوتوپی است که منجر به تغییر در ترکیبات ایزوتوپی می شود و روش های پیشنهادی را برای ردیابی آلودگی آب های زیرزمینی مفید می کند. معروف است که SO
42- کاهش فرآیند مهمی در سفره‌های زیرزمینی آلوده است که در آن سولفات‌ها (یا نیترات‌ها) بر عرضه گیرنده‌های الکترون برای تجزیه زیستی مواد آلی تأثیر می‌گذارند و در نتیجه در چرخه کربن شرکت می‌کنند.
شکل ۲). ارزیابی δ بسیار مهم است
۱۳سی
CH4 برای به دست آوردن منبع بهتر و درک مسیرهای انتشار متان مشخصه [
۹۹].
تخمیر استات در محل دفن زباله در طول فاز متانوژنیک منجر به تخلیه آن می شود ۱۳C در CH4، همانطور که با کاهش δ نشان داده می شود۱۳سیCH4 به حدود -۵۰‰ و -۶۰‰. δ۱۳سیCO2 تولید شده در طی متانوژنز غنی می شود ۱۳C، با δ۱۳مقادیر C بین -۱۰‰ تا ۲۰‰ است. این امر در تمایز کربن انسان‌زا (که از تجزیه مواد آلی در محل دفن زباله به دست می‌آید) از کربن طبیعی (در تورب‌زار) بسیار مهم است.
شکل ۲٫
شکنش ایزوتوپ در طی تخمیر استات و احیای سولفات [
۷۰,
۹۵,
۹۶,
۹۷].
شکل ۲٫
شکنش ایزوتوپ در طی تخمیر استات و احیای سولفات [
۷۰,
۹۵,
۹۶,
۹۷].
در شرایط کاهشی که برای مناطق آلوده اطراف محل‌های دفن زباله معمولی است، ترکیبات کربنی تبدیل می‌شوند و سولفات‌ها تجزیه می‌شوند، اما پس از تغییر شرایط به شرایط اکسیدکننده‌تر، اکسیداسیون مجدد نیز امکان‌پذیر است. اگرچه تکامل δ
۱۳سی
DIC و δ
۳۴S در شیرابه تحت تأثیر تعدادی از فرآیندهای فیزیکی، شیمیایی و بیولوژیکی قرار می گیرد، ترکیب ایزوتوپی آب های زیرزمینی نمای روشنی از پیدایش جزء ارائه می دهد. مدلی که دینامیک ایزوتوپ هایی مانند
۱۳C در کربن معدنی محلول در شیرابه محل دفن زباله می تواند برای تفسیر فرآیندهای دفن زباله، به ویژه انتشار متان و اکسیداسیون استفاده شود.
شکل ۲).
داده ها در
میز ۱ نشان می‌دهد که ترکیب ایزوتوپی آب‌های زیرزمینی آلوده به شیرابه‌های دفن زباله، ردیابی آلودگی آب‌های زیرزمینی در سفره‌های زیرزمینی اطراف محل‌های دفن زباله شهری احیا شده را ممکن می‌سازد. مقدار پس زمینه طبیعی δ
۱۳سی
DIC در آب‌های زیرزمینی آلوده اغلب از -۲۰ تا -۱۰‰ متغیر است، اما مقادیر شدید از -۲۴٫۲ ‰ (در آلمان) تا -۴٫۴۸ ‰ (در استرالیا) است.
میز ۱،
شکل ۱). ترکیب ایزوتوپی کربن معدنی در آب های زیرزمینی تحت شرایط طبیعی در مناطق مختلف جهان از ۲۸- تا ۳- ‰ است. [
۱۰۹]. شیرابه ها در ایزوتوپ های کربن سنگین غنی شده اند و δ
۱۳سی
DIC مقادیر از -۵٫۵ ‰ (در آلمان) تا +۲۵٫۹ ‰ (در آلمان)، با رایج ترین مقادیر از ۰ تا +۲۰ ‰ متغیر است. گروسمن [
۱۰۱] نشان داد که در شیرابه های دفن زباله، δ
۱۳سی
DIC به شدت غنی شده بود
۱۳C، با مقادیر δ
۱۳سی
DIC تا ۳۸‰. آب آلوده به شیرابه ها به مقادیر متوسطی بین آب های زیرزمینی آلوده و شیرابه ها می رسد (از ۱۰- تا ۵+). بنابراین، تجزیه و تحلیل ایزوتوپ‌های کربن در شیرابه‌ها و آب‌های زیرزمینی می‌تواند برای نظارت بر وضعیت اکسیداسیون-کاهش محل‌های دفن زباله مورد استفاده قرار گیرد، که امکان توسعه مناطق اطراف محل دفن زباله را تعیین می‌کند.
نتایج تجزیه و تحلیل ایزوتوپی سولفات در شیرابه های دفن زباله در ادبیات بسیار رایج نیست.
میز ۱). بر اساس داده‌های جمع‌آوری‌شده، می‌توان نتیجه گرفت که آب‌های زیرزمینی آلوده به شیرابه‌ها تغییرات قابل‌توجهی در δ نشان می‌دهند.
۳۴مقادیر S اغلب از ۵+ تا +۲۰ ‰، با مقادیر حتی بیش از ۵۰ ‰ (اوکلاهاما) متغیر است. [
۱۱۰]. کروس و مایر [
۹۰] همچنین تایید کرد که کاهش باکتریایی سولفات‌ها در آب‌های زیرزمینی می‌تواند منجر به کاهش قابل‌توجه در غلظت آنها و غنی‌سازی ایزوتوپ‌های گوگرد سنگین، حتی به δ) شود.
۳۴مقدار S که در موارد شدید از +۴۶‰ تجاوز می کند. از نظر ترکیبات گوگردی ایزوتوپی، آب های زیرزمینی آلوده کمترین مطالعه را دارند. ارزش یافت شده در آب های زیرزمینی بکر در نزدیکی محل دفن زباله نورمن (اوکلاهما) -۵‰ (
میز ۱).
میز ۱٫
ترکیب ایزوتوپی کربن غیر آلی شیرابه ها و آب های زیرزمینی (δ۱۳سیDICو ترکیب ایزوتوپی گوگرد شیرابه ها و آب های زیرزمینی (δ۳۴س) در مجاورت محل دفن زباله. na – تجزیه و تحلیل نشده است.
میز ۱٫
ترکیب ایزوتوپی کربن غیر آلی شیرابه ها و آب های زیرزمینی (δ۱۳سیDICو ترکیب ایزوتوپی گوگرد شیرابه ها و آب های زیرزمینی (δ۳۴س) در مجاورت محل دفن زباله. na – تجزیه و تحلیل نشده است.
| محل |
د۱۳سیDIC (‰)
آب های زیرزمینی آلوده نشده |
د۱۳سیDIC (‰)
آب های زیرزمینی آلوده |
د۱۳سیDIC (‰)
شیرابه |
د۳۴S (‰)
آب های زیرزمینی آلوده نشده |
د۳۴S (‰)
آب های زیرزمینی آلوده |
د۳۴S (‰)
شیرابه |
منابع |
| اروپا |
بانیسلد، ت
هلند |
−۱۹٫۶ |
na |
از +۹٫۶ تا +۱۳٫۱ |
na |
از -۳٫۳ تا +۹٫۱ |
na |
[۱۱۱] |
| آلمان |
−۱۵٫۳ |
از -۱۸٫۲ تا -۱۰٫۷ |
na |
na |
از +۱۴ تا +۳۶٫۹ |
na |
[۱۱۲] |
| آلمان |
از -۲۴٫۲ تا -۷٫۴ |
از -۷٫۴ تا +۱۴٫۷ |
از -۵٫۵ تا +۲۵٫۹ |
na |
از -۳ تا +۹٫۱ |
na |
[۶۴] |
| آلمان |
از ۱۵- تا ۱۲- |
na |
حدود +۱۰ |
na |
na |
na |
[۲۷] |
محل دفن زباله گاجکه و برستجه،
اسلوونی |
از -۱۴٫۹ تا -۸٫۲ |
na |
+۶٫۱ |
na |
na |
na |
[۱۱۳] |
| آپولیا، ایتالیا |
از -۱۱٫۸۸ تا -۷٫۴۴ |
na |
+۲۳٫۲۴ |
na |
na |
na |
[۱۱۴] |
| ایتالیا |
حدود -۱۶ |
حدود -۴ |
na |
na |
na |
na |
[۱۴] |
| ایتالیا مرکزی |
از -۱۳٫۶۹ تا -۱۲٫۲۵ |
-۳٫۶۴ |
na |
na |
na |
na |
[۴۷] |
اوتوک،
لهستان |
از -۲۰٫۶ تا -۱۲٫۴ |
از ۱۰٫۹- تا ۳٫۶+ |
na |
na |
na |
na |
[۱۰۹] |
| سیلسیا علیا، لهستان |
na |
na |
na |
na |
از -۴٫۸ تا +۱۱٫۵ |
از ۱۰٫۹+ تا ۲۵٫۶+ |
[۱۱۵] |
مسکو،
روسیه |
na |
از ۱۰- تا ۲٫۷+ |
na |
na |
na |
na |
[۱۱۶] |
| آسیا |
| کشور کره |
از -۱۸٫۷ تا -۱۴٫۴ |
از +۵٫۰ تا +۱۱٫۶ |
از +۱۶٫۵ تا +۲۱٫۲ |
na |
na |
na |
[۶۹] |
| اندونزی |
na |
na |
na |
na |
از +۳٫۹۲ تا +۶٫۶۶ |
+۸٫۸۷ |
[۱۱۷] |
| آمریکای شمالی و جنوبی |
نورمن،
اوکلاهما |
از -۱۷٫۸ تا -۱۲٫۵ |
از -۸٫۸ تا +۱۱٫۹ |
na |
-۵ |
از +۸٫۷ تا +۵۰٫۴ |
na |
[۱۰,۱۷,۹۴,۱۱۰] |
| نیویورک |
-۲۳٫۱ |
na |
از ۲۰٫۹+ تا ۲۴٫۳+ |
na |
na |
na |
[۱۰۶] |
| ایلینوی |
na |
na |
از +۱۶ تا +۲۲ |
na |
na |
na |
[۷۳] |
| کالیفرنیای جنوبی |
-۲۰٫۲۸ |
از -۱۷٫۳ تا -۱۳٫۱۸ |
+۲٫۲۷ |
na |
na |
na |
[۶۱] |
| کالامازو، میشیگان |
از -۱۶٫۹ تا -۱۰٫۰ |
از -۲٫۳ تا +۵٫۷ |
– |
na |
na |
na |
[۱۱۸] |
| وست لافایت، ایندیانا |
na |
na |
na |
na |
از +۱۰ تا +۱۷ |
na |
[۱۱۹] |
جاده تریل،
اتاوا، کانادا |
−۱۷ |
از -۶٫۴ تا -۱٫۰ |
از +۷٫۰ تا +۱۵٫۴ |
na |
na |
na |
[۱۲۰,۱۲۱,۱۲۲] |
| برزیل |
از -۶٫۹ تا -۵٫۰ |
+۳٫۵ |
از -۱٫۰ تا +۱۸٫۵ |
na |
na |
na |
[۴۶] |
| استرالیا و اقیانوسیه |
سیدنی،
استرالیا |
از -۶٫۰۵ تا -۴٫۴۸ |
از -۵٫۲۵ تا +۳٫۲۷ |
– |
na |
na |
na |
[۱۲۳] |
دوندین،
نیوزلند |
na |
na |
+۱۶٫۱۱ ± ۰٫۲۳ |
na |
na |
na |
[۱۲۴,۱۲۵] |
چهار محل دفن زباله در
نیوزلند |
na |
na |
از +۲٫۸ تا +۱۵٫۸ |
na |
na |
na |
[۶۲] |
بیشترین
زود زود
ارزش های |
از ۲۰- تا ۱۰- |
از ۱۰- تا ۵+ |
از ۰ تا +۲۰ |
-۵ |
از +۵ تا +۲۰
حتی +۵۰ |
>+۱۰ |
– |
طرح متقاطع δ
۱۳سی
DIC در مقابل ۱/DIC (
شکل ۳) تایید می کند که δ
۱۳سی
DIC مقادیر شیرابه (از ۰ تا ۲۰ ‰) نسبت به آب های زیرزمینی آلوده (از ۲۰- تا ۱۰- ‰) به شدت غنی شد. مقادیر متوسط (از -۱۰ تا +۵ ‰) در آب آلوده به شیرابه به دست آمد که این روش را مستعد شناسایی آلودگی می کند.
با وجود مطالعات اندک در مورد ترکیبات گوگردی ایزوتوپی، می توان مشاهده کرد که آب های زیرزمینی آلوده از نظر ایزوتوپ های گوگرد و غلظت سولفات با شیرابه ها و آب های زیرزمینی آلوده متفاوت است.
شکل ۴ و
میز ۱). مقایسه ترکیب ایزوتوپی و غلظت سولفات در محل دفن زباله نورمن (اوکلاهاما) تفاوت واضحی را بین شیرابه ها و آب های زیرزمینی آلوده به آنها نشان داد.
نتایج این مطالعه نشان می دهد که آب های زیرزمینی تحت تأثیر شیرابه های دفن زباله را می توان با δ متمایز آنها از آب های زیرزمینی غیرآلوده تشخیص داد.۱۳سیDIC و δ۳۴مقادیر S بنابراین، این سیگنال‌های ایزوتوپی متمایز می‌توانند یک تکنیک مفید برای شناسایی آلودگی آب‌های زیرزمینی با استفاده از شیرابه‌های دفن زباله و ردیابی منابع آلودگی در سفره‌های زیرزمینی نزدیک محل‌های دفن زباله ارائه کنند. در محل های دفن زباله قدیمی، شدت فرآیند متانوژنز به تدریج کاهش می یابد، که منجر به کاهش غلظت DIC (CO) می شود.۲ ق، HCO3–، و CO32- یون) و δ پایین تر۱۳سیDIC مقادیر (نزدیک به شرایط طبیعی).
تفاوت در غلظت DIC در آب‌های زیرزمینی آلوده و غیرآلوده ناشی از افزودن کربن از منابع مختلف ایزوتوپی و شدت فرآیندهای مختلف است (DIC از طریق متانوژنز، اکسیداسیون مواد آلی، اختلاط این نوع آب و رقیق‌سازی شیرابه‌ها ایجاد می‌شود). ، حتی در همان محل دفن زباله.
در محل های دفن زباله قدیمی که فرآیند تخمیر استات و کاهش سولفات در طول زمان ضعیف می شود، مقادیر δ۱۳سیDIC و δ۳۴S ممکن است کمی متفاوت باشد. علاوه بر این، هنگام انجام یک مقایسه جمعی، خط بین آب آلوده و بکر همیشه مشخص نیست. در این شرایط، یک رویکرد فردی ممکن است نتایج مورد انتظار را معرفی کند. در موارد پیچیده، زمانی که نه تنها محل دفن زباله ترکیبات کربن و گوگرد را فراهم می کند، یک راه حل عالی استفاده از مدل اختلاط مبتنی بر تحقیقات ایزوتوپی است.
یک روش ساده (بر اساس یک مدل اختلاط دو جزئی) می تواند برای تخمین نسبت کربن حاصل از منابع مختلف مخزن DIC استفاده شود. [
۶۶,
۱۰۹]. با تفسیر نتایج آزمایش های ایزوتوپ کربن معدنی با استفاده از مدل اختلاط، می توان سهم کربن ناشی از تجزیه آلاینده های آلی در محل دفن زباله و سایر منابع (تجزیه مواد آلی با منشاء طبیعی و تجزیه مواد آلی را تعیین کرد. سنگ ها و کانی های کربناته). در سفره‌های زیرزمینی آلوده، دو منبع مهم کربن معدنی محلول (DIC) در آب‌های زیرزمینی انحلال مواد معدنی کربناته و اکسیداسیون مواد آلی (چه در منطقه خاک و چه در ذخایر آلی زیرسطحی) است. هر کدام یک δ مجزا دارند
۱۳امضای C، با DIC تولید شده از انحلال کانی‌های کربناته دارای δ غنی‌تر
۱۳مقدار C (~0‰) و DIC حاصل از اکسیداسیون مواد آلی با δ کاهش‌تر
۱۳مقدار C (~-25‰) [
۱۰۸,
۱۲۶]. در محیط های به شدت بی هوازی که در آن بستر آلی فراوان تر از اکسیدان های موجود است، تجزیه از طریق تخمیر و تولید متان رخ می دهد. در یک محیط آلوده مانند محل دفن زباله، کربنات ها معمولا رسوب می کنند، به این معنی که مدل اختلاط دو جزئی مواد آلی طبیعی (مواد آلی رسوبی) و منشاء انسانی (ضایعات در محل دفن زباله) را در نظر می گیرد. [
۶۶,
۱۰۹]. در شرایط پیچیده تر، سه جزئی (مثلاً [
۱۲۷,
۱۲۸]و حتی می توان از مدل های اختلاط چهار جزئی استفاده کرد (به عنوان مثال، [
۱۲۹]).
مدل های اختلاط دو، سه یا چهار جزئی را می توان برای ارزیابی پیدایش ترکیبات گوگردی در آب های زیرزمینی در مجاورت محل دفن زباله استفاده کرد، زیرا امضای ایزوتوپی گوگرد مقادیر متفاوتی را برای منابع مختلف نشان می دهد. به عنوان مثال، δ
۳۴مقادیر S ناشی از رسوب اتمسفر بین -۳ ‰ و +۱۲ ‰ هستند. برای کودها، مقدار δ
۳۴S بین −۷‰ و +۲۱‰ قرار دارد. برای مواد شوینده، از -۳٫۲٪ تا +۲۵٫۸٪ متغیر است. δ
۳۴مقادیر S برای تبخیرها، پیریت ها و فاضلاب به ترتیب از -۱۴‰ تا ۳۵‰، -۱۵‰ تا ۴‰ و ۲‰ تا ۱۲٫۵‰ است. [
۹۰,
۱۳۰]. ژانگ و همکاران [
۱۳۱] پیشنهاد استفاده از ایزوتوپ های پایدار از نظر زیست محیطی و مدل اختلاط ایزوتوپ بیزی برای شناسایی و تعیین کمیت منابع متعدد SO
42- در آب های زیرزمینی
۳٫۲٫ تجزیه و تحلیل SWOT
مدیریت دفن زباله های شهری احیا شده و مناطق اطراف آنها مستلزم موقعیت های تصمیم گیری پیچیده ای است که نیازمند درک عوامل مختلف از جمله عوامل محیطی و فنی، کیفیت زندگی شهری و عوامل بهداشتی است.
یک راه مفید برای تجزیه و تحلیل این عوامل، انجام تجزیه و تحلیل SWOT (نقاط قوت، ضعف، فرصت ها و تهدیدها) است. در تجزیه و تحلیل SWOT، نقاط قوت و ضعف به عوامل داخلی مربوط می شود که به عدم تأثیر منفی یا تأثیر محل دفن زباله مربوط می شود، در حالی که فرصت ها و تهدیدها به عوامل خارجی مربوط می شوند که به عنوان فرصت هایی برای توسعه در مناطق واقع در اطراف محل دفن زباله و اثرات جانبی احتمالی آن ها در نظر گرفته می شود. .
تجزیه و تحلیل SWOT تمام معیارهای مربوطه را در نظر می گیرد: (۱) تشخیص کلی مشکل بر اساس تجزیه و تحلیل داده ها از جمله اندازه محل دفن زباله، سوابق زباله (نوع و مقدار زباله های ذخیره شده)، مدت زمان بهره برداری از محل دفن، زمین شناسی و شرایط طبیعی و روش احیاء. (۲) تفصیل مشکل بر اساس تحقیقات ژئوفیزیکی (شناخت هندسه و ابعاد محل دفن زباله، ترسیم منطقه آلوده، و انتخاب مکان برای برداشت آب زیرزمینی). (۳) تجزیه و تحلیل تهدید بالقوه (الف- آلودگی منطقه هوادهی با گازها و تهدید تجمع گاز در گاراژهای زیرزمینی؛ ب- آلودگی آب های سطحی، محدودیت استفاده از این آب ها، و محدودیت تفریح و ماهیگیری؛ ج- آلودگی آبخوان، محدودیت استفاده از آب های زیرزمینی و عدم امکان حفر چاه). (۴) ارزیابی دگرگونی‌های محیط زمین و آب بر اساس آزمایش‌های ایزوتوپ کربن و گوگرد در آب‌های زیرزمینی. و (۵) تصمیم گیری در مورد توسعه محل دفن زباله سابق و منطقه اطراف آن. این تصمیم ممکن است بر اساس نتایج تحقیقات محیط خاک و آب و همچنین تجزیه و تحلیل SWOT باشد.
در مورد نقاط قوت و ضعف توسعه سایت‌ها پس از احیای محل‌های دفن زباله و همچنین فرصت‌ها و تهدیدها می‌توان استدلال‌های متعددی ارائه داد. هر مورد نیاز به یک رویکرد فردی با رویه مشابه دارد (
جدول ۲).
محل های دفن زباله بسته و نواحی اطراف آنها را می توان به عنوان منابع زمین برای اهداف بسیاری بازیابی کرد، مشروط بر اینکه کیفیت محیطی به اندازه کافی کنترل شود. توسعه فضای اطراف محل های دفن زباله احیا شده تحت تأثیر سه جنبه کلیدی است که از مهم ترین تا کم اهمیت ترین آنها سفارش می شود: عدم تأثیر منفی بر سلامت و کیفیت زندگی، عملکرد و زیبایی مکان و ملاحظات اقتصادی. در نتیجه، این نتایج ممکن است راهنمایی برای تصمیم‌گیرندگان (شهرداری‌ها، برنامه‌ریزان، توسعه‌دهندگان و غیره) هنگام تصمیم‌گیری در مورد توسعه فضای اطراف محل‌های دفن زباله احیا شده باشد. هر مورد نیاز به رویکرد فردی و تجزیه و تحلیل همه عوامل دارد و هدف اولیه حفظ آسایش زندگی و سلامت همه افراد است که با ارزیابی قابل اعتماد از ایمنی چنین مکانی از نظر کیفیت محیطی می توان اطمینان حاصل کرد. مبنای چنین ارزیابی، روشهای ایزوتوپ کربن و گوگرد، در میان دیگران است.
امکانات متعدد برای استفاده مجدد از یک منطقه دفن زباله شامل موارد زیر است: (۱) بیوتوپ های “طبیعی” بدون نگهداری قابل توجه مانند پارک های عمومی، پارک های موضوعی، باغ های گیاه شناسی، مراکز آموزشی، و مناطق جنگلی. (۲) مصارف کشاورزی مانند علفزار. (۳) مناطق ورزشی مانند زمین گلف و دوچرخه یا موتور سیکلت مسیرهای متقابل؛ و (۴) مناطق صنعتی (به عنوان مثال، استفاده از انرژی) مانند تحقق ناوگان فتوولتائیک، کشت محصولات انرژی برای تولید سوخت زیستی و/یا گیاهان لیگنوسلولزی، و آسیاب های بادی برای تولید برق. [
۲۲]. نمونه هایی از مدیریت خوب مناطق اطراف محل های دفن زباله احیا شده وجود دارد. یک مثال خوب از چنین رویکردی، گورکا سچلیویکا در ورشو است که به پیست اسکی در تمام طول سال تبدیل شد. [
۱۲].
مشکلات مربوط به توسعه و ساخت محل های دفن زباله سال هاست که هم از نظر ژئوتکنیکی مشاهده و حل شده است. [
۲۵,
۱۳۲] و دیدگاه های زیست محیطی [
۲۶,
۱۳۳]. تحقیقات قابل توجهی بر روی توسعه راه حل های ایمن برای مدیریت دفن زباله های احیا شده در حال انجام است که مستقیماً به مشکل ته نشینی طولانی مدت زباله های شهری در نتیجه فشرده سازی زباله و بار زیرساخت های پس از احیا مربوط می شود (به عنوان مثال، [
۱۳۲]). نگرانی های غیرمستقیم شامل مهاجرت آلاینده های گازی و مایعات در زمین و محیط آبی است. فرآیند ته نشینی مربوط به تجزیه زباله در منطقه ای است که در گذشته در آنجا ذخیره می شد، اما تشکیل گازها و شیرابه های همراه با تجزیه مواد آلی تأثیر گسترده تری دارد زیرا می توانند از مرزهای دفن زباله خارج شوند. مهاجرت آلاینده ها در آب های زیرزمینی، مطابق با جهت جریان در داخل سفره. بنابراین، مشکل استقرار به طور غیر مستقیم با آلودگی آب های زیرزمینی مرتبط است و دانش ژئوتکنیک مکمل عالی برای تحقیقات هیدروژئولوژیکی و زیست محیطی است.
به منظور انتخاب روش مناسب برای توسعه مناطق اطراف محل های دفن زباله احیا شده، انجام تجزیه و تحلیل SWOT بر روی تقاضاهای اجتماعی و اقتصادی بر اساس اطلاعات جمع آوری شده و انجام آزمایشات قابل اعتماد بر روی محیط خاک و آب با استفاده از تجزیه و تحلیل ایزوتوپ های کربن و گوگرد توصیه می شود.
