冻融循环对不同固化铅污染土抗剪指标的影响

李晓磊，李登华，杨忠平

（重庆大学 土木工程学院，重庆 400045）

0 引言

随着我国工业化进程的发展，重金属污染问题已经引起社会各界的高度重视。许多高污染风险的企业搬迁或关停后，遗留下来大量的重金属污染土场地，遗留场地中的重金属含量高于环境背景值的几十倍甚至数百倍[1]。一方面，受污染场地中的重金属污染物会在雨水及土壤侵蚀作用下对下层土层及地下水造成污染；另一方面，土壤中的重金属离子会影响土颗粒间的胶结作用，改变土体结构，使受污染土的工程力学特性发生显著变化[2]。因此，土壤的重金属污染已然成为备受关注的公共安全问题之一。

针对土壤重金属污染问题，国内外常用水泥、石灰、粉煤灰等固化剂修复受到重金属污染的土壤。但是，外部营力会使修复土样中的重金属污染物处于不稳定状态，其中土壤温变作为一种外部营力将对重金属污染物的稳定性产生较大影响。部分学者在其研究中指出了一些可供探索的方向：修复土样的强度与污染物稳定性相关，即可以通过探究修复土样的强度指标来反映修复后污染物的稳定性[3]。我国幅员辽阔，拥有广泛的长期处于冻融循环状态的季冻区。因此，开展冻融循环作用对固化改性高浓度重金属污染土工程特性劣化效应的研究具有重要意义。

在这一背景下，本文探讨了不同冻融循环下三类固化铅污染土的抗剪指标的变化规律，得到了冻融循环对三类固化剂固化重金属铅（Pb）污染土工程特性的劣化情况以及三类固化剂在抵抗冻融循环对土体强度劣化作用时的特点。

1 试验

1.1 试验材料

1.1.1 原状土的基本物理性质

采用在重庆市某高速路场地取得的粘性土作为本试验用土，颜色为红褐色。将土样进行烘干并去除烘干后土体中的杂质。为获得较均匀土粒，碾碎土样并用1mm筛对土样进行筛分，得到筛下土待用。

为得到土样基本物理性质参数，参照《土工试验方法标准》（GB/T50123-1999）[4]，对处理后的土样进行常规土工试验，得到：土样颗粒级配特征；土样液限为28.6%，塑限为16.7%，确定其为低液限黏土；土样的峰值密度为1.842g/cm3，最优含水率是13.65%。

综上所述，试验用土的基本物理性质指标如表1所示。

表1 原状土的基本物理性质指标

1.1.2重金属污染物及固化剂

鉴于硝酸根离子的高溶解度（高阳离子活动性）及其对固化反应过程的干扰较小[5]，所以采用硝酸铅Pb(NO3)2为重金属污染源。

试验使用水泥、石灰、粉煤灰三类固化剂对铅污染土进行固化修复。水泥为普通硅酸盐水泥（OPC325）；粉煤灰取自重庆电厂（二级）；生石灰主要成分为氧化钙（分析纯）；主要成分如表2所示。为消除水中离子的影响，试验中使用了去离子水。

表2 固化剂矿物组成及相对含量

1.2 试验方案

1.2.1 试验方法

试验在于探究短期冻融循环对三类固化铅污染土抗剪强度的影响。试验以直剪（快剪）试验结果作为土样抗剪指标。试验方案如表3所示。

其中，试样含水量采用最优含水量的120%。“C2.5”、“S2.5”、“F2.5”和“Pb1” 、 “Pb0”分别代表对应土样中水泥、石灰、粉煤灰和铅离子添加量为干土质量的2.5%和1%、0%（未受污染土样）。

表3 试验方案

1.2.2 试件制备与养护

根据试验方案，每组需4个直剪（环刀）试样（图1）。称取一定质量的处理后的干土，根据实验方案中各土样对应铅离子浓度和最优含水量的120%称取所需的硝酸铅（Pb2(NO3)2）和去离子水，搅拌均匀，得到对应硝酸铅溶液。将不同硝酸铅溶液与干土搅拌均匀，包裹好后，放在保湿器中闷养24h。

图1 制成的试验用环刀样

土样完成闷养后，称取所需的水泥、石灰、粉煤灰并与土拌合。为防水分挥发和固化剂水化吸水降低土样含水率，要补加5mL去离子水，立即将拌合均匀的土样按干土最大密度的95%制成环刀样，并使用保鲜膜包裹。环刀样的直径为61.8mm，高为20mm。最后将土样放入标准养护室中养护至设计的天数（28d）。

1.3 试验仪器

冻融循环在重庆大学高低温交变试验箱中进行模拟。土样在重庆大学高低温交变试验箱中冻透，所需时间为1.5h[6]，与单次冻融循环下环境温变所需时间接近，说明试件能在温变箱内完成预定温变。将养护好的土样放入重庆大学高低温交变试验箱进行冻融循环试验，如图2所示。单次冻融循环如图3所示。

抗剪指标采用ZJ型应变控制式直剪仪进行量测（快剪）。直剪试验过程严格参照土工试验方法标准》（GB/T50123-1999）进行。

图2 高低温交变试验箱

图3 单次冻融循环

2 试验结果与分析

2.1 三类固化剂对铅污染土抗剪指标的影响

图4是经过三类固化处理的铅污染土无冻融循环时内摩擦角的变化情况。由图可知铅离子会降低土样内摩擦角；固化剂会使铅污染土的内摩擦角增大，但增幅不大。

图5是经过三类固化处理的铅污染土无冻融循环时粘聚力的变化情况。显然，铅离子会降低土样粘聚力；三类固化剂都会大幅改善铅污染土的粘聚力。

综上两图，水泥固化剂对内摩擦角的增加效果最明显，石灰固化剂次之，粉煤灰固化剂效果最差。而石灰固化剂对粘聚力的提高效果最显著，水泥固化剂次之，粉煤灰固化剂效果最差。

图4 无冻融时不同固化铅污染土的内摩擦角

图5 无冻融时不同固化铅污染土的粘聚力

总体来说，三类固化剂的加入均能使铅污染土的抗剪指标得到提高，但增幅不尽相同，这与各种固化剂修复铅污染土的机理有关。

水泥接触铅污染土后，水泥会马上进行水化反应。水化反应生成的C-S-H凝胶体能够有效吸附土样中的铅污染物，并使土样中相对散碎的土颗粒胶结在一起，形成体积更大的土颗粒。水泥大幅改善土样粘聚力的同时使土样的内摩擦角也得到一定的提高，以此增加土样抗剪强度来抵抗冻融作用对土强度的劣化效应。

石灰固化剂也会发生水化反应，从而产生大量的凝胶体。这些凝胶体常常携带电荷，这使得本身带电的土颗粒由于静电力作用而聚合在一起，土样粘聚力得到提高，并以此来抵抗冻融作用的劣化效应。

粉煤灰固化剂往往在碱性环境中才能充分发挥作用。由于其会发生一定程度的水化反应且含有较多的矿物，这使得粉煤灰会使铅离子沉淀成Pb2SiO4，固化铅离子。粉煤灰固化剂作用下土样的粘聚力和内摩擦角都会适当提高，以此来抵抗冻融循环对土体的劣化作用。

2.2 冻融循环对三类固化剂固化铅污染土内摩擦角的影响

不同冻融循环下三类固化铅污染土和未固化铅污染土的内摩擦角变化情况如图6所示。

图6 不同冻融循环下经固化和未固化铅污染土的内摩擦角

从上图可得如下信息：

①未固化的铅污染土样的内摩擦角随冻融循环次数增加而降低；

②水泥固化铅污染土在冻融循环下内摩擦角总体呈下降趋势，但在3次冻融循环时略有上升；

③石灰固化铅污染土样的内摩擦角随冻融循环次数增加总体呈下降趋势，但略有波动；

④粉煤灰固化铅污染土样内摩擦角随冻融循环增加而呈明显下降趋势。

分析图中信息，可以知道：水泥水化时产生的C-S-H凝胶能够有效吸附固化铅离子，从而可以较好地抵抗冻融循环给土样内摩擦角带来的劣化作用；石灰经过一系列长期和短期的反应，产生了带电凝胶体，能够抵抗冻融循环给土样内摩擦角带来的劣化作用，但效果不如水泥固化剂稳定；由于缺乏碱性环境，粉煤灰无法有效抵抗冻融循环给土样内摩擦角带来的劣化。

2.3 冻融循环对三类固化剂固化铅污染土粘聚力的影响

不同冻融循环下三类固化铅污染土和未固化铅污染土的粘聚力变化情况如图7所示。

图7 不同冻融循环下经固化和未固化铅污染土的粘聚力

从上图可得如下信息：

①未固化的铅污染土样粘聚力随冻融循环次数增加而降低；

②水泥固化铅污染土在冻融循环下土样的粘聚力虽有波动，但总体呈下降趋势；

③石灰固化铅污染土样的粘聚力随冻融循环次数增加总体呈下降趋势，但最低粘聚力仍高于水泥固化剂固化土样；

④对粉煤灰固化铅污染土而言，最初的几次冻融循环对土样粘聚力影响较大，随着冻融循环的增加，刺激了粉煤灰水化，使得粘聚力略有提高。

分析图中信息，可知：冻融循环会显著降低水泥固化剂固化土样的粘聚力；石灰固化剂能较大地提高固化土样的粘聚力，且效果优于水泥固化剂，但提高效果不稳定；粉煤灰处理土样的粘聚力有波动且固化效果不如另两种修复土样，这是由于粉煤灰在反应开始后产生Pb2SiO4，水化速度降低，随时间的推移，水化程度逐步提升，土样粘聚力表现出先降低后有所提高的趋势。

3 结论

（1）三类固化剂均可大幅提高土样的抗剪指标，但增幅不同：水泥固化剂对内摩擦角提高效果最好，石灰次之，粉煤灰最差。水泥和石灰固化剂会使土样的粘聚力得到大幅提高，而粉煤灰对土样粘聚力的提高效果不及水泥和石灰。

（2）冻融循环会劣化修复土样的抗剪指标：粉煤灰固化土样的内摩擦角劣化效应最明显，水泥和石灰固化土样的内摩擦角劣化效应不明显；水泥和石灰修复土样的粘聚力出现了明显下降，粉煤灰修复土样的粘聚力较为稳定。

（3）水泥的添加能有效抵抗冻融循环对内摩擦角的劣化效果；石灰的添加则能有效抵抗冻融循环对粘聚力的劣化效果。