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当前,填埋处理仍是生活垃圾处理与处置的主要方法之一。在建、运行、封场以及废弃的填埋场数量巨大,而且随着生活垃圾处置量的增加而增长,伴随的二次污染也随之日益凸显。其中,重金属是填埋场土壤主要的污染因子之一。我国红层分布广泛,红层因风化成土块,成土时代近,地形平缓,因此成为人类社会重要的生产生活区,生活垃圾填埋场作为人类社会经济活动中处理生活垃圾的重要工程设施,已造成红层区填埋场土壤不同程度的重金属污染。目前,关于重金属在红层区填埋场土壤中的迁移规律鲜有报道。因此,本文依托文献统计、采样调查等方法进行了生活垃圾填埋场土壤重金属的污染程度及影响因素分析;通过静态吸附批实验和表征实验探究了红层包气带土壤对填埋场典型重金属的吸附机理;并通过室内一维迁移模拟实验探究了填埋场典型重金属在红层包气带中的迁移规律,以期为红层区填埋场土壤和地下水的调查、评价和修复提供理论支撑。相关研究结果如下:(1)在正规垃圾填埋场土壤样本中,铬(Cr)(0.09 mg·kg-1-338.10 mg·kg-1)和锌(Zn)(4.46 mg·kg-1-2393.80 mg·kg-1)的超标率分别超过90%和40%,且PI值分别为69.03和8.59,属于强污染水平;而非正规垃圾填埋场土壤样本中的Cr和Zn的PI值分别为99.69和1.65,同样属于强污染。综合垃圾填埋场的分布及潜在生态风险值可知,正规垃圾填埋场在我国东部地区的生态风险较高,其中浙江地区RI值为165.9,属于高生态风险水平;非正规垃圾填埋场中,西部(60.5)和东部(60.4)地区RI值较高,但总体低于正规垃圾填埋场。结果表明,Zn和Cr是填埋场土壤的典型重金属污染因子。(2)正规和非正规垃圾填埋场的土壤样品中Cr、汞(Hg)、铅(Pb)、Zn和砷(As)的浓度存在显著性差异,非正规垃圾填埋场浓度更高;填埋场土壤中Cd(P=0.000,r=-0.476**)的浓度与填埋年龄具有显著性负相关;非正规垃圾填埋场土壤中Pb(P=0.000,r=0.545**)和As(P=0.000,r=0.472**)浓度与降雨量呈显著正相关;填埋场底部土壤中As(P=0.042)和Cu(P=0.042)含量显著高于填埋场外部土壤。科学的选址、完备的覆盖层和防渗系统、标准化的管理以及持续的监控能够有效地降低填埋场土壤重金属的生态风险。(3)准二级动力学(RP~2 b=0.9906,RP~2 b=0.9757)和Langmuir模型(R2~2 98K-Pb=0.9745,R3~2 08K-Pb=0.9826,R3~2 18K-Pb=0.9807;R2~2 98K-Cr=0.9923,R3~2 08K-Cr=0.9913,R3~2 18K-Cr=0.9866)能够很好地拟合红层包气带土壤对Pb和Cr的静态吸附过程,该吸附体系主要以单分子层化学吸附为主。当温度为318 K时红层包气带土壤对Pb(Qm=0.8670 mg·g-1)和Cr(Qm=0.7760 mg·g-1)的吸附量最大。红层包气带土壤对Pb、Cr的吸附焓变ΔH均大于0,为吸热反应。红层包气带土壤带负电(Zeta电位值<0),具有吸附重金属阳离子的能力;红层包气带土壤吸附重金属后土样团粒结构更为饱满,土壤比表面能下降;吸附典型重金属后土壤的脂肪族化合物、-COOH和-OH官能团的振动吸收峰值强度降低,土壤中的有机物对重金属阳离子具有稳定化作用。(4)Cl离子在红层包气带土壤柱中的穿透时间为19天,弥散系数为0.0515cm~2·h-1。配制淋溶液土柱(W1、W2)中Pb(Rd=1.5442)和Cr(Rd=1.5339)的迁移阻滞系数高于Cl离子,其迁移具有后滞性。实际渗滤液(S1)土柱中Pb和Cr在红层包气带土柱的一维迁移过程中的阻滞系数分别为0.8668和0.9332,不具有阻滞效果,渗滤液中重金属相比配制液中重金属在红层包气带土壤层中迁移性能更强。配制液Pb(W3)和Cr(W4)在“生物炭+土壤”(质量比10%)体系的一维迁移过程阻滞系数分别为0.8667和0.9332,未能对典型重金属迁移起到阻滞效果。W1(Pb)和W2(Cr)土柱中铁锰氧化态重金属含量占比最大,Pb和Cr分别占50%和49%,且随着土层深度的增加生物有效性更强的可交换态重金属占比增加;渗滤液淋溶土柱(S1)中的有机结合态重金属占比最高,Pb和Cr分别占65%和80%。配制液淋溶土柱(CPb=0.42 mg·g-1,CCr=0.30 mg·g-1)和渗滤液淋溶土柱(CPb=0.08 mg·g-1,CCr=0.04 mg·g-1)均为上层土壤中重金属含量较高,且随着深度的增加其含量降低。吸附典型重金属后的红层包气带土壤在2θ为20.05°、42.46°和27.90°分别形成了CxHxOxPbCOOH、PbCO3以及CrOx、Cr(CO3)x等物质。