董興玲，董書寧，周振方，王強民，劉 基

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煤矸石淋濾液中污染物在GCL中的擴(kuò)散性能

董興玲1,2，董書寧1,2，周振方1,2，王強民1,2，劉 基1,2

(1. 中煤科工集團(tuán)西安研究院有限公司，陜西 西安 710077；2. 陜西省煤礦水害防治技術(shù)重點實驗室，陜西 西安 710077)

為驗證土工合成黏土襯墊(Geosynthetic Clay Liners，GCL)作為煤矸石處置場襯墊層建設(shè)材料的可行性，采用垂直式雙筒擴(kuò)散裝置進(jìn)行室內(nèi)擴(kuò)散試驗，研究了煤矸石淋濾液中典型污染物Zn2+、Mn2+和SO2– 4在人工鈉化膨潤土GCL中的擴(kuò)散性能，使用有限層法模擬軟件POLLUTE V7對污染物隨時間變化的曲線進(jìn)行擬合，確定3種污染物在人工鈉化膨潤土GCL中的擴(kuò)散系數(shù)。研究結(jié)果表明，污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)低于它們在傳統(tǒng)壓實黏土襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)，從而能更有效地控制煤矸石淋濾液中污染物在GCL中的擴(kuò)散遷移行為。

煤矸石淋濾液；土工合成黏土襯墊；擴(kuò)散性能；重金屬；硫酸鹽

在煤炭開采和洗選過程中會產(chǎn)生大量的煤矸石，其排放量約占煤炭年產(chǎn)量的10%~15%[1]。據(jù)統(tǒng)計，露天堆放的煤矸石，其累積堆存量已經(jīng)超過60億t，且每年還在以數(shù)億噸的速度不斷增長[2]。煤矸石，特別是含硫量高的煤矸石，在長期露天堆積時，由于受到風(fēng)化和降水淋溶的作用，會發(fā)生一系列的物理、化學(xué)和生物反應(yīng)，進(jìn)而形成煤矸石酸性淋濾液[3-4]。酸性淋濾液不斷向外遷移，不僅污染礦區(qū)周圍的地表水和土壤，還可以通過各種水力聯(lián)系進(jìn)入地下水環(huán)境，從而對礦區(qū)周圍的地下水造成嚴(yán)重污染[5]。

為了降低煤矸石淋濾液對礦區(qū)周圍環(huán)境的影響，通過在煤矸石處置場底部鋪設(shè)襯墊層，減少淋濾液入滲到地下水環(huán)境，被認(rèn)為是最有效可行的方法[6]。煤矸石處置場底部襯墊層通常由黏土材料建造，然而在大多數(shù)礦區(qū)周圍很難獲取能夠滿足質(zhì)量要求的黏土資源，如果采取黏土外運的方式，襯墊層的建設(shè)成本將急劇上升。在此情況下，可以嘗試采用土工合成黏土襯墊(Geosynthetic Clay Liners，GCL)作為煤矸石處置場的底部襯墊層。GCL是否可以作為煤矸石處置場的襯墊層取決于其截污性能大小，要對截污性能進(jìn)行量化和評價，必須明確污染物在GCL中的遷移行為。目前，已有的研究主要關(guān)注各種污染物在GCL中的對流遷移過程，很少有研究涉及污染物在GCL中的擴(kuò)散性能。事實上，當(dāng)GCL用作防滲層時，由于上部存在巨大的荷載，GCL的滲透系數(shù)往往極低，此時分子擴(kuò)散過程才是污染物向外遷移的主要方式[7-8]。為此，擬分析煤矸石淋濾液中重金屬和硫酸鹽在GCL中的擴(kuò)散遷移行為，以期為GCL用于煤矸石處置場襯墊層提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 研究背景

1.1 土體中的擴(kuò)散現(xiàn)象

菲克(Fick)于1855年提出，溶質(zhì)在溶液中的擴(kuò)散現(xiàn)象與物理學(xué)中的熱傳導(dǎo)類似，并以此提出了分子擴(kuò)散定律：單位時間內(nèi)通過單位面積的溶質(zhì)與溶質(zhì)濃度在該面法線上的梯度成正比，可以用式(1)表示：

式中d表示分子擴(kuò)散通量，ML–2T–1；為有效孔隙度；0為溶質(zhì)在自由溶液中的擴(kuò)散系數(shù)，L2T–1；表示濃度梯度；為滲流方向；負(fù)號表示溶質(zhì)擴(kuò)散的方向和溶質(zhì)濃度增加的方向相反，即物質(zhì)是由高濃度向低濃度的地方遷移。0可以由式(2)確定：

式中為通用氣體常數(shù)，8.314 J/(mol?K)；為法拉第常數(shù)96 485 C mol–1；||為離子化合價的絕對值；0為極限的離子傳導(dǎo)率，其值在無限稀溶液中達(dá)到最大且隨溫度的升高而增大。

需要指出的是，式(1)只適用于擴(kuò)散過程已達(dá)到穩(wěn)恒狀態(tài)，即??與時間無關(guān)。在其沒有達(dá)到穩(wěn)恒條件下進(jìn)行測定時，應(yīng)考慮使用Fick第二擴(kuò)散定律，見式(3)。

式中e為溶質(zhì)在土體中的擴(kuò)散系數(shù)，其往往小于溶質(zhì)在純水中的擴(kuò)散系數(shù)(0)。因為在土體中，溶質(zhì)的擴(kuò)散遷移還受到孔隙彎曲度(e)、溶液黏滯度()以及負(fù)電荷所引起的阻滯作用()等多種因素的影響。S. R. Olsen等[9]將溶質(zhì)在土體中的擴(kuò)散系數(shù)表示為：

式中為容積含水率；為擴(kuò)散的宏觀平均路徑，而e為溶質(zhì)的實際遷移路徑。由于上式的復(fù)雜性和實際測定困難，所以自20世紀(jì)80年代后關(guān)于擴(kuò)散系數(shù)多采用式(5)表示[10]：

式中為彎曲因子，它表征的是載有溶質(zhì)的流體在孔隙介質(zhì)中運移時，其路徑的彎曲程度。溶質(zhì)在純水中的擴(kuò)散系數(shù)(0)可以通過化學(xué)手冊查得；但土體的彎曲因子無法通過文獻(xiàn)獲得。所以，溶質(zhì)在土體中的擴(kuò)散系數(shù)，需要通過試驗進(jìn)行測定。

1.2 擴(kuò)散系數(shù)求解

廢棄物處置場的淋濾液從處置場不斷通過擴(kuò)散的方式經(jīng)過黏土襯墊，并進(jìn)入到底部砂礫透水層。在實驗室內(nèi)，可以通過圖1所示的擴(kuò)散筒(示意圖)對污染物在襯墊層中的擴(kuò)散過程進(jìn)行描述。

圖1 雙筒擴(kuò)散裝置示意圖(修改自C. D. Shackelford[11])

在上筒中注入含有污染物的溶液，在下筒中注入去離子水，并保證不存在水頭差。由于上筒中污染物的濃度比下筒中污染物的濃度高出許多，所以污染物在濃度梯度的作用下不斷向下擴(kuò)散。隨著試驗的持續(xù)進(jìn)行，上筒中污染物濃度不斷降低，而下筒中污染物濃度持續(xù)升高。根據(jù)質(zhì)量守恒定律，上、下筒中污染物的濃度變化可以分別用式(6)和式(7)表示：

式中0為上筒污染源中污染物的初始濃度，ML–3；r為污染源溶液高度(單位面積污染源的體積)，L；t()為時刻進(jìn)入到襯墊層中污染物的量，ML–2T–1；c為每次溶液分析時從上筒污染源取出的溶液體積(單位面積、單位時間)，LT–1。

式中b0為下筒中污染物的初始濃度，ML–3；b為下筒高度(單位面積下筒的體積)，L；t()為時刻進(jìn)入到下筒中污染物的量，ML–2T–1；c為每次溶液分析時從下筒中取出的溶液體積(單位面積、單位時間)，LT–1。

在試驗時，定期從上筒和下筒中取出少量溶液(3 mL左右)，測定其中污染物的濃度。以時間為橫坐標(biāo)，以濃度變化為縱坐標(biāo)繪制圖。隨后，使用POLLUTE V7軟件對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，便可以確定污染物的擴(kuò)散系數(shù)。POLLUTE V7(加拿大GAEA公司)是一種半解析解軟件，是計算污染物擴(kuò)散系數(shù)的經(jīng)典軟件。通過調(diào)整擴(kuò)散系數(shù)，使模擬曲線與試驗數(shù)據(jù)逐漸接近，當(dāng)模擬曲線與試驗數(shù)據(jù)最大程度接近時，此時所輸入的擴(kuò)散系數(shù)即為污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)。

2 試驗材料和方法

2.1 土工合成黏土襯墊層

試驗所用GCL購自國內(nèi)某土工合成材料制造商。該GCL的上表面為非織造土工布，下表面為塑料扁絲編織土工布，通過針刺法將人工鈉化膨潤土夾封在兩層土工布中。本研究選擇由人工鈉化膨潤土制成的GCL進(jìn)行試驗，因為這種GCL的價格偏低，在國內(nèi)其使用范圍較天然鈉基膨潤土GCL要廣的多。試驗所用GCL中人工鈉化膨潤土的基本性質(zhì)和礦物組成見表1和表2。

表1 GCL試樣的基本性質(zhì)

表2 試驗用膨潤土的基本性質(zhì)

根據(jù)D. E. Daniel等[12]的方法進(jìn)行GCL擴(kuò)散試樣制備。制樣時，在大塊方形GCL樣品上標(biāo)記出直徑為101 mm的圓，然后沿著圓周用刻刀割開GCL上表面的非織造土工布，為防止GCL內(nèi)膨潤土灑落，用洗瓶向割開的縫隙內(nèi)注入少量蒸餾水，使膨潤土水化粘結(jié)。隨后，使用刻刀將GCL下表面的塑料扁絲編織土工布割斷。將圓形GCL試樣取出，并稱重(其總質(zhì)量減去水化時所用的1/2蒸餾水質(zhì)量，即為GCL的質(zhì)量)。在GCL圓周4個不同位置測定GCL厚度，取平均值作為GCL的厚度。

2.2 擴(kuò)散溶液

將一定量分析純ZnSO4和MnSO4溶于去離子水，配制模擬煤矸石淋濾液。選擇Zn2+、Mn2+以及SO2– 4作為研究對象，是因為它們是煤矸石淋濾液中廣泛存在的污染物。使用濃度為12.0 mol/L的濃硫酸將模擬淋濾液的pH調(diào)整至2.0±0.2，并測定配制后溶液中Cl–的質(zhì)量濃度。溶液的基本性質(zhì)見表3。

表3 擴(kuò)散溶液的基本性質(zhì)

注：Cl–為控制性離子，溶液配制后測定其質(zhì)量濃度。

2.3 擴(kuò)散試驗

使用垂直式雙筒擴(kuò)散裝置(Double Reservoir Method)進(jìn)行擴(kuò)散試驗(圖2)。擴(kuò)散裝置上筒盛裝煤矸石淋濾液、下筒盛裝脫氣去離子水。使用水頭調(diào)節(jié)桿調(diào)節(jié)下筒中去離子水的水頭，以消除上、下筒之間的水頭差，避免對流作用發(fā)生。參照C. B. Lake[8]、R. Rowe[13]、R. J. Lorenzetti[14]和S. Paumier[15]等人的研究，使用定體積法測定各污染物在GCL中的擴(kuò)散性能。定體積擴(kuò)散是指在整個試驗過程中GCL的體積不發(fā)生變化的一種擴(kuò)散系數(shù)測定方法。因為在試驗過程中受到側(cè)壁限制作用，GCL試樣在水平方向上尺寸(直徑)不會發(fā)生變化；因此，只要GCL的縱向尺寸(厚度)始終維持不變，GCL的體積便可以保持恒定。

在GCL的上、下兩端從內(nèi)到外依次放置濾紙和不銹鋼多孔板，隨后將其一起安裝到擴(kuò)散裝置中，使用水化膨潤土將GCL試樣與擴(kuò)散裝置側(cè)壁之間的空隙填滿。調(diào)整拉桿長度，預(yù)留0.8 cm高度，供GCL膨脹。前期預(yù)備試驗結(jié)果表明，在無荷載自由膨脹狀態(tài)下，使用煤矸石淋濾液對GCL試樣進(jìn)行浸潤時，其膨脹厚度在0.84 cm左右，所以預(yù)留高度不能超過此值，否則，在試驗過程中GCL與上筒間不能形成緊密接觸，容易發(fā)生滲漏。當(dāng)GCL用作煤矸石處置場襯墊層時，隨著煤矸石的逐漸填入，GCL所受的上部荷載必然隨之增大，而上部荷載的增大將促使GCL的厚度減小，因此要研究煤矸石淋濾液中污染物在不同厚度GCL中的遷移行為[16]。

圖2 擴(kuò)散裝置示意圖

隨后，使用脫氣去離子水(De-ionized，De-aired water)對GCL進(jìn)行預(yù)水化，預(yù)水化方法參照C. B. Lake[8]和V. Norotte[17]的方法進(jìn)行。預(yù)水化時，通過水頭調(diào)節(jié)管將脫氣去離子水緩慢注入到擴(kuò)散裝置的下筒中，驅(qū)動去離子水從下筒向上筒流動，待去離子水流過GCL并使其完全水化后，停止向下筒中注入脫氣去離子水。將水位調(diào)節(jié)管中的水頭維持在特定位置。向擴(kuò)散裝置的上筒中注入脫氣去離子水，其水頭與水位調(diào)節(jié)管中水頭相同。隨后，定期從上、下筒中各取3 mL溶液，使用離子色譜儀分析所取溶液中Na+、K+、Mg2+、Ca2+、Cl–、SO2– 4、NO– 3和F–的質(zhì)量濃度。取出后，補充同樣體積的脫氣去離子水。當(dāng)上、下筒溶液中離子的質(zhì)量濃度相同時(連續(xù)3次測定質(zhì)量濃度相差10%)，停止預(yù)水化。

將上筒中的脫氣去離子水移出，注入500 mL模擬煤矸石淋濾液，調(diào)整液位調(diào)節(jié)管中的水頭，使上、下筒中無水頭差，確保筒中無對流傳輸作用發(fā)生[13]。隨后，定期從上、下筒中抽取3 mL溶液，使用原子吸收分光光度儀和離子色譜儀分別測定所取溶液中Zn2+、Mn2+、SO2– 4和Cl–的質(zhì)量濃度(Cl–是非吸附性離子，在本研究中作為控制離子存在)；向上、下筒中注入3 mL去離子水，以維持筒中溶液體積恒定。繪制污染物質(zhì)量濃度隨時間變化曲線。

隨后使用POLLUTE V7對擴(kuò)散裝置上筒中污染物隨時間變化曲線進(jìn)行擬合，計算污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)。對于吸附性污染物，在襯墊層中擴(kuò)散時容易受到吸附作用的影響，因此在使用POLLUTE V7軟件計算Mn2+、Zn2+和SO2– 4的擴(kuò)散系數(shù)時，必須輸入上述污染物達(dá)到吸附平衡時的分配系數(shù)d，分別為9.3 mL/g、9.0 mL/g、0[18]。而Cl–在土體中的吸附性很小，可忽略其吸附性，不需要測定其分配系數(shù)[19]。

3 結(jié)果分析

3.1 重金屬和硫酸鹽在GCL中的擴(kuò)散性能

圖3—圖6所示為Zn2+、Mn2+、SO2– 4以及Cl–在擴(kuò)散裝置上筒中質(zhì)量濃度隨時間的變化趨勢。

圖3 源溶液中Zn2+質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢及擬合結(jié)果

圖4 源溶液中Mn2+質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢及擬合結(jié)果

同時，圖中還給出了使用POLLUTE V7擬合的污染物質(zhì)量濃度變化曲線，計算結(jié)果見表4。

圖5 源溶液中SO2– 4質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢及擬合結(jié)果

圖6 源溶液中Cl–質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢及擬合結(jié)果

如表4所示，Cl–的擴(kuò)散系數(shù)為6.0′10–10m2/s，這一數(shù)值與C. B. Lake[8]和R. Rowe[13]等測定的Cl–擴(kuò)散系數(shù)(1.3~3.7)′10–10m2/s相比偏大。本研究中Cl–的擴(kuò)散系數(shù)偏大，是因為所用GCL具有較大的孔隙比(本研究中GCL的孔隙率為4.1，而C. B. Lake等研究中孔隙率為1.1~3.6)。C. B. Lake等指出，GCL的擴(kuò)散系數(shù)與其孔隙比呈線性正相關(guān)。S. Paumier[15]等在研究中也提到，污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)與GCL的孔隙比有直接關(guān)系，孔隙比越大，擴(kuò)散系數(shù)越大。

Zn2+、Mn2+和SO2– 4的擴(kuò)散系數(shù)分別為0.2′10–10m2/s、0.16′10–10m2/s和1.3′10–10m2/s。需要指出的是，在水溶液中，Mn2+的擴(kuò)散系數(shù)高于Zn2+，但在本研究的GCL中，Mn2+的擴(kuò)散系數(shù)要低于Zn2+。離子半徑的不同是產(chǎn)生這一現(xiàn)象的主要原因：Zn2+的離子半徑為74 pm，較Mn2+的離子半徑67 pm大，對于同價離子，離子半徑越大其表面電荷密度越小，所受膨潤土引力便越弱，其擴(kuò)散速度就越快。

將污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)與其在壓實黏土襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)進(jìn)行比較后(表5)可以發(fā)現(xiàn)，各污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)要比它們在壓實黏土襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)小得多。這一結(jié)果表明，GCL比壓實黏土襯墊層能更有效地阻隔污染物的分子擴(kuò)散。GCL中主要含有膨潤土，遇水后迅速膨脹，由于受到兩側(cè)土工織物的限制，水化后的膨潤土成為了致密的污染物阻隔屏障。與壓實黏土襯墊層相比較，這種屏障不僅具有更小的可供污染物擴(kuò)散的截面積，其可供污染物遷移的孔隙往往也更加曲折。

表4 污染物在襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)及分配系數(shù)

注：a. 陰離子，認(rèn)定其分配系數(shù)為0；b. 數(shù)據(jù)來自Y. H. Li和S. Gregory[20]。

表5 污染物在GCL和壓實黏土襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)

注：Cl–為控制性離子。

3.2 擴(kuò)散系數(shù)預(yù)測

通過擴(kuò)散試驗可以測得各類污染物在GCL中的有效擴(kuò)散系數(shù)(e)，但試驗中使用的污染物(特別是重金屬)容易對人體和實驗室環(huán)境造成危害。另外，由于重金屬容易被膨潤土吸附，導(dǎo)致其在GCL中的遷移速度較慢，所以擴(kuò)散試驗往往需要持續(xù)較長時間，耗費大量人力物力。根據(jù)式(5)，污染物在土體中的有效擴(kuò)散系數(shù)(e)可以通過其在水中的自由擴(kuò)散系數(shù)(0)和土體的彎曲因子()相乘求得[25-26]。各種污染物在水中的自由擴(kuò)散系數(shù)(0)可以通過查找化學(xué)手冊或已發(fā)表文獻(xiàn)得到，所以只要sssp得到土體的彎曲因子()便能夠獲得污染物在土體中的擴(kuò)散系數(shù)。對于所有離子，土體的彎曲因子()都是一樣的，因此考慮使用Cl–來確定GCL的彎曲因子，再將土體彎曲因子()與化學(xué)手冊中所查得的污染物自由擴(kuò)散系數(shù)(0)相乘，計算其他污染物在土體中的有效擴(kuò)散系數(shù)。Cl–無毒，便于實驗室操作；另外，Cl–不易被膨潤土吸附，在GCL中的遷移速度較快，可以縮短試驗時間。

表6中所列為本研究中實測污染物的擴(kuò)散系數(shù)和通過計算得到的擴(kuò)散系數(shù)?？梢钥闯?，通過計算所得污染物擴(kuò)散系數(shù)比實測污染物擴(kuò)散系數(shù)大的多。顯然，通過自由擴(kuò)散系數(shù)和GCL的彎曲因子計算其他污染物擴(kuò)散系數(shù)的方法并不可行。因為除了彎曲因子以外，還有其他因素，如電荷平衡、陰離子排斥等多種因素影響污染物的擴(kuò)散過程，而這些因素在上述計算中都沒有考慮。因此，為獲得污染物的擴(kuò)散系數(shù)，必須開展室內(nèi)試驗。

表6 計算擴(kuò)散系數(shù)與實測擴(kuò)散系數(shù)

注：a. 水溫25℃時各離子在純水中的自由擴(kuò)散系數(shù)；b. 采用式(5)計算。

4 結(jié)論

a. 使用有限層法模擬軟件POLLUTE V7對煤矸石淋濾液中污染物隨時間變化的曲線進(jìn)行擬合，確定了3種污染物在人工鈉化膨潤土GCL中的擴(kuò)散系數(shù)：Zn2+、Mn2+和SO2– 4在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)分別為0.2′10–10m2/s、0.16′10–10m2/s和1.3′10–10m2/s,它們在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)低于其在傳統(tǒng)壓實黏土襯墊層中的擴(kuò)散系數(shù)，因此能夠更加有效地控制污染物的擴(kuò)散遷移行為。

b. Mn2+的擴(kuò)散系數(shù)要低于Zn2+，離子半徑的不同是產(chǎn)生這一現(xiàn)象的原因：Zn2+的離子半徑為74 pm，較Mn2+的離子半徑67 pm大，對于同價離子，離子半徑越大其表面電荷密度越小，所受膨潤土引力越弱，其擴(kuò)散速度越快。

c. 煤矸石淋濾液中污染物在GCL中的擴(kuò)散系數(shù)不能通過自由擴(kuò)散系數(shù)(0)和GCL的彎曲因子()求得，電荷平衡、陰離子排斥等多種因素均會影響污染物的擴(kuò)散過程。

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Diffusion ability of contaminants of coal gangue leachate in geosynthetic clay liners

DONG Xingling1,2, DONG Shuning1,2, ZHOU Zhenfang1,2, WANG Qiangmin1,2, LIU Ji1,2

(1. Xi’an Research Institute Co. Ltd., China Coal Technology and Engineering Group Corp., Xi’an 710077, China; 2. Shaanxi Key Laboratory of Coal Mine Water Hazard Prevention and Control Technology, Xi’an 710077, China)

To verify the feasibility of geosynthetic clay liners(GCL) as liners material for coal gangue impoundment, diffusion tests were conducted with vertical double reservoir method to determine the diffusion ability of heavy metals(Zn2+、Mn2+) and sulfate from coal gangue leachate in GCL-S(Sodium-activated bentonite), and POLLUTE V7 based on finite layer method was used to draw the fitting curve of pollutant changing with time in the diffusion device, which calculated the diffusion coefficient of contaminants in GCL. The data show that the diffusion coefficient in GCL was lower than that in compacted clay liners, so GCL could control the diffusion and migration of pollutants more effectively.

coal gangue leachate; geosynthetic clay liners; diffusion ability; heavy metals; sulphate

Tiandi Science and Technology Co. Ltd. Science and Technology Innovation Venture Capital Special Project(2018-TD-MS073)；National Key R&D Program of China(2017YFC0804103，2016YFC0501104)；National Natural Science Foundation of China(41807221)；Science and Technology Innovation Fund of Xi’an Research Institute of CCTEG(2015XAYMS21)

董興玲，1982年生，女，山東棗莊人，博士，助理研究員，從事礦區(qū)水環(huán)境保護(hù)與生態(tài)修復(fù)方面的研究工作. E-mail：dongxingling@cctegxian.com

董興玲，董書寧，周振方，等. 煤矸石淋濾液中污染物在GCL中的擴(kuò)散性能[J]. 煤田地質(zhì)與勘探，2019，47(3)：124–129.

DONG Xingling，DONG Shuning，ZHOU Zhenfang，et al. Diffusion ability of contaminants of coal gangue leachate in geosynthetic clay liners[J]. Coal Geology & Exploration，2019，47(3)：124–129.

1001-1986(2019)03-0124-06

X52

A

10.3969/j.issn.1001-1986.2019.03.020

2018-08-24

天地科技股份有限公司科技創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)資金專項項目(2018-TD-MS073)；國家重點研發(fā)計劃項目(2017YFC0804103，2016YFC0501104)；國家自然科學(xué)基金項目(41807221)；中煤科工集團(tuán)西安研究院有限公司科技創(chuàng)新基金項目(2015XAYMS21)

(責(zé)任編輯 周建軍)