填埋垃圾生物質(zhì)三相演化過程與控制方法研究

周效志，桑樹勛，曹麗文，姬曉燕

(中國礦業(yè)大學(xué) 資源與地球科學(xué)學(xué)院，江蘇 徐州，221116)

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用圖1所示模擬填埋裝置。柱體為不透明聚氯乙烯(PVC)材料，壁厚為1.9 cm，內(nèi)部直徑為47.1 cm，高為200.0 cm，裝填物自下而上為100.0 cm襯墊黏土層、8.0 cm排水礫石層、80.0 cm填埋垃圾體及5.0 cm砂土覆蓋層。此外，實驗裝置還配備環(huán)境因子監(jiān)測、LFG導(dǎo)排及滲濾液回灌系統(tǒng)。

1.2 垃圾組成

實驗裝填垃圾由人工配比而成。垃圾組成及各組分含量參照我國 MSW 典型特征[5]，又兼顧到垃圾生物質(zhì)的高含水率與易降解性而確定。未加入塑料、泡沫、金屬、陶瓷等難降解成分，并以難降解且易破碎的爐渣、煤灰代替，便于固體垃圾樣品的采集與處理。垃圾組成及各組分濕基含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))見表1。

表1 裝填垃圾組成及含量Table 1 Composition and content of materials %

1.3 實驗過程

圖1 模擬填埋實驗裝置圖Fig.1 Simulation device for landfill experiment

垃圾各組分粒徑機(jī)械破碎至2.0 cm以下，破碎后均勻混合。垃圾邊裝填、邊壓實，裝填量為112.0 kg，壓實密度為0.869 t/m3。在裝填過程中，以分層添加的方式進(jìn)行厭氧活性污泥接種(懸浮污泥質(zhì)量濃度為6.29 g/L，揮發(fā)性懸浮污泥與懸浮污泥質(zhì)量濃度比為73.4%)，接種體積為5.0 L。實驗裝置置于室內(nèi)，在室溫下反應(yīng)，模擬實驗共歷時360 d。在實驗過程中，定期監(jiān)測填埋體系環(huán)境因子及固、液、氣三相演化，每30 d將滲濾液收集后自頂部全量回灌。

1.4 監(jiān)測指標(biāo)與方法

各類監(jiān)測指標(biāo)與方法如表2所示。

表2 監(jiān)測指標(biāo)與方法Table 2 Monitoring indicators and methods

2 結(jié)果與討論

2.1 填埋垃圾降解三相演化過程

2.1.1 固相演化

在填埋場穩(wěn)定化過程中，填埋體系生物不可降解物總量保持不變，因此，可基于不可降解物總量守恒來研究垃圾生物質(zhì)總量的變化。在人工配比垃圾組成相對簡單的情況下，以灰分表示固相殘余物中不可降解物含量，揮發(fā)分表示可降解的有機(jī)質(zhì)含量。在實驗過程中，每30 d利用土壤取樣器通過反應(yīng)器上部的3個固體垃圾取樣孔自垃圾體軸心等量取樣500 g，所監(jiān)測的固相成分演化數(shù)據(jù)處理結(jié)果如圖2所示。

智慧旅游基于多種信息技術(shù)，增強(qiáng)旅客在旅游全過程的主動性、互動性和智能性，最終目的是實現(xiàn)旅游體驗的個性化、旅游管理的智能化以及旅游服務(wù)的數(shù)字化[1]。

圖2 固相有機(jī)質(zhì)總量m與水解速率常數(shù)kx變化過程Fig.2 Changing process of total solid organic fraction and hydrolysis rate constant

需注意的是：(1) 由于填埋垃圾降解固相殘余物組成均質(zhì)性差，故采用4個平行樣品測試取均值的方法。誤差線圖中上限為測試結(jié)果的最大值，下限為最小值，中間點(diǎn)為 4個樣本算術(shù)平均值；(2) 水解速率常數(shù)kx根據(jù)垃圾有機(jī)質(zhì)總量算術(shù)平均值計算；(3)m0為裝填垃圾干固體總質(zhì)量，m0=28.47 kg。

在填埋垃圾降解過程中，固相有機(jī)質(zhì)總量m1逐漸減少，其與裝填垃圾干固體總量m0的比值由實驗初始的62.4%下降至26.7%，實驗期內(nèi)水解率達(dá)57.2%。實驗初期，固相垃圾有機(jī)質(zhì)水解速率常數(shù)kx受垃圾體強(qiáng)非均質(zhì)性及室溫變化的影響在 0～2.83×10-3d-1范圍內(nèi)劇烈波動，實驗中期逐漸升高至4.05×10-3d-1，后期快速下降。

2.1.2 液相演化

滲濾液中揮發(fā)性脂肪酸(VFA)濃度及化學(xué)需氧量(ρ(CODCr))的演化過程如圖3所示。

圖3 VFA濃度與CODCr質(zhì)量濃度變化過程Fig.3 Changes of VFA concentration and CODCr

從圖3可見：滲濾液VFA質(zhì)量濃度與CODCr質(zhì)量濃度具有相似的變化規(guī)律，都經(jīng)歷了實驗過程前期持續(xù)升高、后期快速下降的過程。在實驗過程前190 d，VFA質(zhì)量濃度逐漸升高并達(dá)到峰值 24.9 g/L(以CH3COOH計)；當(dāng)實驗進(jìn)行至 210 d，CODCr質(zhì)量濃度達(dá)到峰值56.0 g/L(圖3)。

2.1.3 氣相演化

在實驗過程中，LFG產(chǎn)生及成分演化過程如圖4所示。

從圖4可見：在實驗過程前200 d，LFG產(chǎn)率很低；實驗進(jìn)行250 d后，LFG產(chǎn)率快速增加，并在第290 d LFG產(chǎn)率達(dá)到峰值(3.38 L/(d·kg))；隨后LFG產(chǎn)率迅速下降，實驗302 d后LFG產(chǎn)率降至0.20 L/(d·kg)以下；在實驗過程前180 d，LFG中CO2體積分?jǐn)?shù)逐漸升高至80.3%，而CH4體積分?jǐn)?shù)持續(xù)較低；隨后，LFG中CO2體積分?jǐn)?shù)快速下降，CH4體積分?jǐn)?shù)迅速升高；在 LFG產(chǎn)率高峰期內(nèi)，CH4體積分?jǐn)?shù)維持在49.7%～70.4%；產(chǎn)氣高峰過去后，LFG中CH4與CO2體積分?jǐn)?shù)分別維持在50.0%和45.0%左右。

圖4 LFG產(chǎn)生及氣體成分演化過程Fig.4 LFG production and composition evolution process

2.2 一次性填埋垃圾降解穩(wěn)定性評價

填埋垃圾生物質(zhì)降解是非產(chǎn)甲烷菌與產(chǎn)甲烷菌協(xié)同代謝的結(jié)果，因此，適宜的微生物環(huán)境形成對填埋垃圾穩(wěn)定降解具有顯著的控制作用[13]。填埋體系氧化還原電位Eh與pH微生物環(huán)境因子演化過程如圖5所示。

圖5 填埋體系Eh與pH因子演化過程Fig.5 Eh and pH variation in landfill system

填埋體系產(chǎn)甲烷菌為嚴(yán)格專性厭氧微生物，與非產(chǎn)甲烷菌相比，其對微生物環(huán)境Eh和pH的要求更為嚴(yán)格[5]。從填埋體系Eh與pH的演化過程來看，產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境難以快速形成直接導(dǎo)致填埋垃圾生物質(zhì)降解不穩(wěn)定。在實驗過程前250 d，填埋體系Eh偏高且存在較大波動，pH長期維持在-5.5左右，使產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境難以快速形成，抑制了其對液相生物質(zhì)的產(chǎn)甲烷分解；實驗進(jìn)行250 d后，Eh進(jìn)一步降至-480 mV以下，液相生物質(zhì)分解使pH快速升高，產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境條件逐漸形成，使其對液相生物質(zhì)的產(chǎn)甲烷分解成為主導(dǎo)作用。

模擬填埋體系固、液、氣三相演化過程也表征一次性填埋方式下垃圾生物質(zhì)降解的不穩(wěn)定性。在實驗過程中，固相有機(jī)質(zhì)總量在水解酸化菌作用下逐漸減少，其水解速率常數(shù)kx受填埋體系環(huán)境溫度及垃圾生物質(zhì)降解難易程度差異的影響而呈現(xiàn)出明顯的波動(圖2)。實驗前期在水解酸化菌主導(dǎo)作用下，固相生物質(zhì)水解產(chǎn)物在滲濾液中不斷積累，造成滲濾液VFA及CODCr質(zhì)量濃度持續(xù)升高；隨著實驗后期產(chǎn)甲烷菌對液相生物質(zhì)分解作用增強(qiáng)，VFA及CODCr質(zhì)量濃度呈現(xiàn)出快速下降的趨勢(圖3)。從圖6所示的碳酸氫鹽堿度ρ(ALK)及氨態(tài)氮NH4+-N質(zhì)量濃度變化來看，盡管一次性填埋方式下的滲濾液回灌可使ALK快速升高，在一定程度上抑制pH的快速下降[14]，但同時也引起了NH4+-N的不斷積累，特別是實驗后期NH4+-N質(zhì)量濃度上升至1.5 g/L以上，能夠?qū)Ξa(chǎn)甲烷菌代謝產(chǎn)生明顯的抑制作用[15]。

圖6 滲濾液ALK與NH4+-N濃度變化過程Fig.6 Changes process of ALK and NH4+-N concentration

從LFG產(chǎn)生過程來看，由于填埋體系非產(chǎn)甲烷菌與產(chǎn)甲烷菌相互促進(jìn)的協(xié)同代謝難以形成，兩者交替的主導(dǎo)作用直接導(dǎo)致了一次性填埋垃圾生物質(zhì)降解具有產(chǎn)氣滯后時間長、產(chǎn)氣峰值高、持續(xù)時間短的特點(diǎn)(圖4)。

2.3 填埋垃圾生物質(zhì)損失過程及規(guī)律性

基于固、液、氣三相演化的監(jiān)測結(jié)果，填埋垃圾固相有機(jī)質(zhì)累計水解量、液相CODCr質(zhì)量濃度累計凈溶出量及CH4累計產(chǎn)生量的變化情況如圖7所示。

圖7 填埋體系三相演化過程Fig.7 Three-phase evolution processes in landfill system

由圖7可以看出：固相有機(jī)質(zhì)累計水解量不斷增加，實驗期內(nèi)累計達(dá)10.14 kg；液相CODCr累計凈溶出量在水解酸化階段逐漸升高至957.6 g，產(chǎn)氣高峰期后快速下降至 82.0 g；CH4累計產(chǎn)生量在水解酸化期持續(xù)較低，產(chǎn)氣高峰期迅速上升至999.8 L。產(chǎn)氣高峰后，氣、液兩相演化呈互為消長關(guān)系。

模擬實驗裝填垃圾主要由廚余、果蔬類成分組成，由單位質(zhì)量干垃圾轉(zhuǎn)化為CODCr質(zhì)量及CH4產(chǎn)氣量參數(shù)建立固、液、氣三相演化之間近似的定量關(guān)系[11,16]。即：1 kg固相有機(jī)質(zhì)水解能夠產(chǎn)生650 g CODCr，這些CODCr分解能夠產(chǎn)生230 L CH4氣體。根據(jù)以上定量關(guān)系，將液相CODCr累計凈溶出量與CH4累計產(chǎn)生量轉(zhuǎn)化為對應(yīng)的固相有機(jī)質(zhì)水解量。數(shù)據(jù)處理結(jié)果見表3。

由表3可以看出：在實驗期內(nèi)，填埋垃圾生物質(zhì)損失量達(dá)5.48 kg，占固相有機(jī)質(zhì)水解總量的54.04%。在水解產(chǎn)酸主導(dǎo)的實驗前期，隨著固相有機(jī)質(zhì)的不斷水解，垃圾生物質(zhì)累計損失量逐漸升高至7.15 kg，期內(nèi)生物質(zhì)損失率高達(dá)79.00%；進(jìn)入產(chǎn)甲烷代謝主導(dǎo)的產(chǎn)氣高峰期，氣相有機(jī)質(zhì)累計轉(zhuǎn)化量由0.07 kg迅速升高至4.35 kg，液相CODCr凈溶出量由1.49 kg迅速下降至0.41 kg，垃圾生物質(zhì)累計損失量也呈現(xiàn)出快速下降的趨勢。

在填埋垃圾降解過程中，產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境形成緩慢，使非產(chǎn)甲烷菌的水解產(chǎn)酸長期占據(jù)主導(dǎo)作用，造成水解酸化產(chǎn)物長期積累，并嚴(yán)重抑制了液相生物質(zhì)的分解與氣相轉(zhuǎn)化，造成垃圾生物質(zhì)累計損失量不斷增加。隨著產(chǎn)甲烷菌代謝能力的逐漸增強(qiáng)，液相生物質(zhì)大量分解并轉(zhuǎn)化為LFG，在實驗過程前期，認(rèn)為損失掉的部分以“懸浮物”或“顆粒物”形式存在的“沉積態(tài)”固相有機(jī)質(zhì)被釋放出來，重新水解為“有效態(tài)”的液相有機(jī)質(zhì)成分，導(dǎo)致產(chǎn)甲烷高峰期內(nèi)垃圾生物質(zhì)累計損失量下降[5,17]。從填埋場環(huán)境污染控制與LFG資源化開發(fā)的角度考慮，通過優(yōu)化傳統(tǒng)填埋場結(jié)構(gòu)與作業(yè)方式，使填埋體系快速形成產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境，促進(jìn)填埋場穩(wěn)定化過程中非產(chǎn)甲烷菌與產(chǎn)甲烷菌的協(xié)同代謝，在控制滲濾液無組織遷移的同時降低水解酸化產(chǎn)物的液相積累，提高垃圾生物質(zhì)的氣相轉(zhuǎn)化率，是實現(xiàn)生活垃圾填埋無害化與資源化處理的根本措施。

表3 填埋垃圾生物質(zhì)轉(zhuǎn)化與損失過程Table 3 Transformation and loss of solid organic matter kg

2.4 垃圾填埋場生物質(zhì)損失途徑與控制方法

若將垃圾生物質(zhì)的非 CH4轉(zhuǎn)化定義為其損失過程，則填埋垃圾生物質(zhì)損失主要體現(xiàn)在好氧微生物產(chǎn)CO2分解、滲濾液無組織擴(kuò)散遷移、厭氧微生物腐殖化作用及微生物自身細(xì)胞合成4個方面。

在填埋垃圾降解初期，好氧微生物消耗垃圾體孔隙中的O2對有機(jī)質(zhì)進(jìn)行有氧分解并產(chǎn)生CO2；同時，好氧微生物代謝所攝取的有機(jī)營養(yǎng)大部分用來合成自身細(xì)胞物質(zhì)，造成參與產(chǎn)CH4反應(yīng)的垃圾有機(jī)質(zhì)總量減少，LFG中CO2含量持續(xù)較高(圖5)。滲濾液在自身重力作用下向填埋場底部排水襯墊層多孔介質(zhì)遷移，導(dǎo)致滲濾液體積減少及所攜帶的有機(jī)污染物被黏土顆粒大量吸附。在實驗過程中，反應(yīng)裝置下部襯墊黏土層含水率由于滲濾液的不斷入滲而逐漸升高，使液相有機(jī)質(zhì)損失成為垃圾生物質(zhì)損失量不斷增加的主要原因[17]。此外，厭氧微生物腐殖化作用將垃圾生物質(zhì)降解的中間產(chǎn)物重新合成為難以被產(chǎn)甲烷微生物分解的高分子腐殖質(zhì)，并以顆?；驊腋顟B(tài)存在于滲濾液中擴(kuò)散遷移，也增加了垃圾生物質(zhì)的損失量。

為了提高垃圾填埋場CH4產(chǎn)生量，促進(jìn)LFG資源化開發(fā)，應(yīng)從以下3個方面減少垃圾生物質(zhì)損失。

(1) 抑制填埋垃圾生物質(zhì)好氧降解。垃圾填埋后及時壓實，減少垃圾體中O2存儲的空間；嚴(yán)格執(zhí)行日覆蓋、中間覆蓋與終場覆蓋作業(yè)，減少垃圾體中外界O2的進(jìn)入量，縮短垃圾生物質(zhì)好氧降解持續(xù)時間，減少垃圾生物質(zhì)非產(chǎn)CH4轉(zhuǎn)化損失。

(2) 控制填埋場滲濾液遷移過程。通過構(gòu)筑填埋場底部排水層與防滲層，優(yōu)化滲濾液抽排工藝，提高滲濾液收集效率；結(jié)合滲濾液全量回灌措施，減少填埋體系液相生物質(zhì)損失；促進(jìn)液相生物質(zhì)的快速消耗，降低滲濾液中有機(jī)污染物含量，減小單位體積滲濾液中生物質(zhì)損失。

(3) 促進(jìn)垃圾生物質(zhì)的氣相轉(zhuǎn)化。通過對傳統(tǒng)填埋場結(jié)構(gòu)與作業(yè)方式的優(yōu)化，快速形成產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境，提高產(chǎn)甲烷菌的代謝能力。通過微生物馴化、接種及其他人工誘導(dǎo)措施，促進(jìn)填埋體系多種菌群的協(xié)同代謝，促進(jìn)產(chǎn)甲烷菌對液相生物質(zhì)的快速消耗，在減少液相生物質(zhì)損失的同時，促進(jìn)填埋體系懸浮、沉積態(tài)固相有機(jī)質(zhì)水解與氣相轉(zhuǎn)化。

3 結(jié)論

(1) 生活垃圾在一次性填埋處理方式下，填埋體系產(chǎn)甲烷菌適宜的微生物環(huán)境形成緩慢，垃圾生物質(zhì)降解前期以非產(chǎn)甲烷菌持續(xù)的水解產(chǎn)酸作用為主導(dǎo)，造成液相生物質(zhì)不斷積累；穩(wěn)定化后期以產(chǎn)甲烷菌代謝為主導(dǎo)，使LFG產(chǎn)生具有滯后時間長、產(chǎn)率峰值高、持續(xù)時間短的特點(diǎn)。

(2) 填埋體系持續(xù)的水解產(chǎn)酸作用導(dǎo)致垃圾生物質(zhì)損失量不斷增加；產(chǎn)甲烷菌對液相生物質(zhì)的快速分解使部分“沉積態(tài)”固相有機(jī)質(zhì)被重新水解為“有效態(tài)”液相有機(jī)質(zhì)，導(dǎo)致產(chǎn)氣高峰期內(nèi)垃圾生物質(zhì)累計損失量快速下降。抑制填埋垃圾生物質(zhì)好氧降解，控制滲濾液無組織擴(kuò)散遷移，快速形成填埋體系多種微生物種群穩(wěn)定的協(xié)同代謝，避免液相生物質(zhì)大量積累并促進(jìn)其氣相轉(zhuǎn)化，是垃圾填埋場生物質(zhì)損失過程控制的有效措施。

[1]國家統(tǒng)計局. 中國統(tǒng)計年鑒 2010[J]. 北京: 中國統(tǒng)計出版社,2010: 435-436.National Bureau of Statistics of China. China statistical yearbook 2010[J]. Beijing: China Statistics Press, 2010: 435-436.

[2]陳家軍, 張俊麗, 裴照濱. 垃圾填埋二次污染的危害與防治[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報, 2002, 20(3): 27-30.CHEN Jia-jun, ZHANG Jun-li, PEI Zhao-bin. Hazard and control of secondary pollution in sanitary refuse land filling[J].Journal of Safety and Environment, 2002, 20(3): 27-30.

[3]Morris N C, Vasuki J A, Baker, et al. Findings from long-term monitoring studies at MSW landfill facilities with leachate recirculation[J]. Waste Management, 2003, 23: 653-666.

[4]YANG Kun, ZHOU Xiao-nong, YAN Wei-an, et al. Landfills in Jiangsu province, China, and potential threats for public health:leachate appraisal and spatial analysis using geographic information system and remote sensing[J]. Waste Management,2008, 28(12): 2750-2757.

[5]沈東升. 生活垃圾填埋生物處理技術(shù)[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2003: 51-70.SHEN Dong-sheng. Biological treatment of municipal solid waste landfill[M]. Beijing: Chemical Industry Press, 2003:51-70.

[6]王羅春. 城市生活垃圾填埋場穩(wěn)定化進(jìn)程研究[D]. 上海: 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 1999: 77-99.WANG Luo-chun. Stabilization process of municipal refuse landfills[D]. Shanghai: Tongji University. College of Environmental Science and Engineering, 1999: 77-99.

[7]焦勝, 曾光明, 王敏, 等. 垃圾填埋場滲濾液有機(jī)物質(zhì)量濃度的預(yù)測[J]. 中南大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2004, 35(2): 206-210.JIAO Sheng, ZENG Guang-ming, WANG Min, et al. Prediction of organic matter content in leachate from landfill[J]. Journal of Central South University: Science and Technology, 2004, 35(2):206-210.

[8]Nolasco D, Lima R N, Hernández P A, et al. Non-controlled biogenic emissions to the atmosphere from Lazareto landfill,Tenerife, Canary Islands[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2008, 15(1): 51-60.

[9]彭緒亞. 垃圾填埋氣產(chǎn)生及遷移過程模擬研究[D]. 重慶: 重慶大學(xué)建筑與城市規(guī)劃學(xué)院, 2004: 35-50.PENG Xu-ya. Modeling of landfill generation and migration process and its application[D]. Chongqing: Chongqing University. School of Architecture and Urban Planning, 2004:35-50.

[10]瞿賢, 何品晶, 邵立明, 等. 生物反應(yīng)器填埋條件下垃圾生物質(zhì)組分的初期降解規(guī)律[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2005, 25(9):1219-1225.QU Xian, HE Pin-jing, SHAO Li-ming, et al. Biomass compositions fermentation in initial stage of fresh municipal solid waste degradation in bioreactor landfill[J]. Acta Scientiae Cricumstantiae, 2005, 25(9): 1219-1225.

[11]聶永豐. 三廢處理工程技術(shù)手冊: 固體廢物卷[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2000: 122-129.NIE Yong-feng. Waste treatment works technical manual:Volume of solid waste[M]. Beijing: Chemical Industry Press,2000: 122-129.

[12]周效志, 桑樹勛, 曹麗文, 等. 垃圾滲濾液氨態(tài)氮與揮發(fā)性脂肪酸餾出規(guī)律研究[J]. 環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù), 2008, 20(6):59-61.ZHOU Xiao-zhi, SANG Shu-xun, CAO Li-wen, et al. Study on distilled regulations of NH4+-N and VFA of landfill leachate[J].The Administration and Technique of Environmental Monitoring,2008, 20(6): 59-61.

[13]Barlaz M A, Schaefer D M, Ham R K. Bacterial population development and chemical characteristics of refuse decomposition in a simulated sanitary landfill[J]. Applied and Environment Microbiology, 1989, 55(1): 55-65.

[14]López Torres M, Espinosa Lloréns Mdel C. Effect of alkaline pretreatment on anaerobic digestion of solid wastes[J]. Waste Management, 2008, 28(11): 2229-2234.

[15]于芳芳, 伍健東. 氨氮對厭氧顆粒污泥產(chǎn)甲烷菌的毒性研究[J]. 化學(xué)與生物工程, 2008, 25(4): 75-78.YU Fang-fang, WU Jian-dong. Toxicity study of ammonium on methanogenic bacteria in anaerobic granular sludge[J].Chemistry & Bioengineering, 2008, 25(4): 75-78.

[16]賀延齡. 廢水的厭氧生物處理[M]. 北京: 中國輕工業(yè)出版社,1998: 505-509.HE Yan-ling. Anaerobic biological treatment of wastewater[M].Beijing: China Light Industry Press, 1998: 505-509.

[17]曹麗文. 滲濾液影響襯墊系統(tǒng)土工性狀研究[D]. 徐州: 中國礦業(yè)大學(xué)資源與地球科學(xué)學(xué)院, 2007: 83-89.CAO Li-wen. Characteristics of clay liner geotechnical behaviors influenced by leachate[D]. Xuzhou: China University of Mining and Technology. School of Resource and Geoscience,2007: 83-89.