电石渣-稻壳灰固化铜污染土抗压强度及环境特性研究

李丽华 ，韩琦培 ，肖衡林 ，李文涛，周鑫隆，张鑫

(1.湖北工业大学 土木建筑与环境学院，湖北 武汉 430068；2.湖北省生态道路工程技术研究中心，湖北 武汉 430068)

重金属污染已经成为全球性的重要环境问题。长期以来，土壤污染对人类健康和环境产生巨大危害。研究表明，土壤中过度重金属积累污染会危害人类健康，重金属污染能够导致土壤性质改变，造成土体结构破坏[1]。调查结果显示，铜作为主要污染物之一，其污染物点位超标率为2.1%[2]，土壤中铜污染积累对生态环境造成了巨大的危害。因此，需用土壤修复技术进行治理以减少重金属带来的风险和危害。固化/稳定化是最常用的土壤修复方法之一，已被证明是有效、方便、低成本的修复方法[3]。土壤中的重金属通过胶凝物质被物理和化学方法固化或转化为其他物质，不仅降低土壤中重金属的流动性、生物有效性和毒性，还提升土壤强度及其他工程特性，处理后的土壤可实现公路建设中再利用，具有良好的研究意义及应用前景。土壤稳定的目的是保护土地资源，将污染土地变废为宝，减少对人类和环境的危害。目前，在固化/稳定化技术中，常用的固化剂为水泥、石灰等材料，但其生产过程中表现出能源消耗大、增加氮氧化物(NOx)、二氧化硫(SO2)和一氧化碳等污染物排放量，且水泥厂排放的污染物会导致金属污染土壤等问题[4]，因此，亟需寻求绿色可持续且稳定性好的固化材料。全世界每年产生近1.5 亿吨废稻壳，这些废弃的稻壳造成了严重的环境问题。稻壳灰(RHA)是稻壳在进行能源化利用时产生的固体废弃物，存在大量的生物硅，并表现出良好的火山灰反应活性[5]，具有用作胶凝材料的潜在价值。火山灰物质本身不能发生凝硬反应，但在水的参与下可以被碱性物质激发[6]，水泥水化生成的氢氧化钙可以激发火山灰物质生成水化硅酸钙(C-S-H)凝胶，C-S-H 凝胶不仅能填充土壤中孔隙提高土壤密度，还可以有效固化/稳定污染物。电石渣(CCR)是工业废渣的一种，主要用于生产乙炔、PVC、醋酸乙烯、聚乙烯醇等产品[7]。电石渣堆积会侵蚀土壤，造成土壤和地下水的碱性化，破坏生态环境。但电石渣钙质资源含量丰富，且具有颗粒分散好、比表面积大、孔隙结构大、溶解速度较快和热分解温度低等特点，被认为是潜在的钙基资源，可用于环保治理[7]。有研究表明电石渣和稻壳灰共同作用可提高土壤强度[8]。李丽华等[9-10]通过三轴试验等室内土工试验研究稻壳灰加筋黏土强度特性，得出在10%～15%稻壳灰掺量下抗剪强度较优；通过无侧限抗压试验和微观试验得到稻壳灰和水泥在固化镉重金属污染土方面表现良好。LIU 等[8]提出稻壳灰和电石渣胶结材料固化膨胀土，研究结果表明加入电石渣和稻壳灰后，固化土样抗压强度、黏聚力和内摩擦角显著提高，并建议电石渣和稻壳灰复合固化剂掺量为15%。CHIU 等[11]通过动态浸出试验研究稻壳灰和水泥固化铜锌重金属淤泥土浸出特性和孔隙率，研究表明固化剂含量增加对铅的固化作用显著，与仅使用水泥处理的样品相比，加入稻壳灰显著降低了含铅和铜固化土样的扩散系数。OLUWATUYI等[12]通过淋滤和分批平衡吸附试验研究石灰-稻壳灰为1∶2 时固化铅或萘污染红土的环境性能，研究表明浸出液中的铅浓度在允许标准限值5 mg/L 以下。HORPIBULSUK 等[13]研究电石渣(CCR)和粉煤灰(FA)稳定粉质黏土的强度特性，发现CCR 和FA 的混合物可以代替普通硅酸盐水泥用于土壤稳定。LI等[14]研究了电石渣和磨细高炉矿渣代替普通硅酸盐水泥稳定淤泥土，结果表明，最优配比固化剂稳定淤泥土的无侧限抗压强度是相应水泥稳定淤泥土的2～4 倍。陈永贵等[15]利用电石渣、偏高岭土制备地聚合物，通过毒性浸出试验对铜污染土进行固化/稳定化处理，分析固化剂掺量对淋滤特性的影响规律，结果表明电石渣掺量为2%，偏高岭土掺量为5%时，地聚合物对铜污染土的固化效果最好。目前，结合电石渣和稻壳灰2 种固废材料，探讨这种复合固化剂修复重金属污染土方面的研究较少。本文对电石渣-稻壳灰固化重金属铜污染土展开研究，分析固化剂配比、养护龄期和污染物浓度对固化土抗压强度和浸出特性的影响规律，利用微观结构分析(SEM)和物相分析(XRD)探究强度和浸出特性变化机理，揭示电石渣-稻壳灰固化铜污染土的工程特性影响规律及其作用机制。

1 试验材料与方法

1.1 试验材料

试验所用土取自武汉市江夏区某基坑，取土深度4～5 m，呈黄褐色，硬塑状态，pH 值为4.7(固液比为1∶1)，试验前将土烘干破碎过2 mm 筛。依据土工试验方法(GB/T 50123—2019)测定土的主要物理性质指标，其基本物理指标如表1所示。试验所用固化剂为电石渣和稻壳灰，稻壳灰由武汉某生物质能发电厂600～650 ℃内低温焚烧而成，外观为黑色粉末状，平均粒径为17.3 μm，比重为1.7。电石渣取自巩义市某净水厂废料场，外观为灰色粉末状，有一定刺激性气味，平均粒径为61.9 μm，比重为1.9。稻壳灰和电石渣的化学组成及百分含量如表2 所示。污染物由硝酸铜Cu(NO3)2和去离子水配制而成，硝酸根离子对所选用固化剂水化反应干扰较小，且硝酸铜溶解度和离子活性较高[15]。

表1 试验用土基本物理指标Table 1 Basic physical property index of soil in tests

表2 电石渣、稻壳灰的化学成分分析Table 2 Composition and relative percentage of oxide in calcium carbide residue and rice husk ash

上述试验材料如图1所示。

图1 试验材料Fig.1 Materials

1.2 试验方案

试样制备：依据《土工试验方法标准》(GB/T 50123—2019)对素土和固化土样进行轻型击实试验，数据结果如图2所示。依据击实试验所得最优含水率称取去离子水，将硝酸铜Cu(NO3)2试验设计量加入去离子水中，用磁力揽拌器进行充分溶解，将搅拌均匀的重金属溶液与过筛土样搅拌均匀密封后静置24 h；根据表3 试验方案将固化剂与人工制备污染土称重并混合均匀密封静置4 h；以击实试验所得最大干密度的95%，采用一次压制成型法制备Φ50 mm×H100 mm 圆柱形试样，用千斤顶静压成型，成型后用千斤顶将试样从模具内推出，脱模后将试样包裹保鲜膜，密封，在标准养护室(养护温度为22±2 ℃，相对湿度在95%以上)中养护至相应龄期。

图2 素土及固化土击实曲线Fig.2 Compaction curves for soil and cured soils

表3 试验方案Table 3 Testing schemes

试验方案：参考《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》(GB 36600—2018)，本试验设计重金属铜污染浓度为1 000，5 000，10 000 和20 000 mg/kg(重金属掺量与干土质量比值)，试样养护龄期为7，28 和60 d。具体试验方案如表3所示。

1.3 试验方法

对固化试样进行无侧限压缩试验(UCST)，使用WDW-10E 型微机控制电子万能试验机，轴向应变速率为1 mm/min，强度达到峰值停止试验。

收集UCST中破碎试样，根据固体废弃物醋酸缓冲溶液法进行毒性浸出试验，对浸出试验中的上清液进行pH测试，用FZ系列翻转式振荡器进行振荡，转速30 r/min 振荡18 h，去离子水稀释17.25 mL 冰醋酸至1 L 作为浸提剂，稀释后的浸提剂pH 为2.64±0.05，振荡结束后静置，0.45 μm 滤头过滤上清液，在4 ℃下保存。ICP-OES测定浸出液中铜离子浓度。

土壤的pH 测试依据美国ASTM D4972-13[16]规范进行操作。称取固化土样10 g 和蒸馏水10 mL(水土比为1∶1)，用搅拌棒混合均匀后静置1 h，用PHS-3DW型微机型酸度计进行pH测试。

剩余样品用真空冷冻干燥机进行干燥，通过X射线衍射(XRD)试验和扫描电子显微镜(SEM)试验对干燥样品进行分析。X 射线衍射仪分析线性度≤0.030，分辨率≤0.130，重复性≤0.002 0。扫描角度10°～80°(2θ)，扫描步长0.02，扫描速度5 (°)/min。

2 试验结果与分析

2.1 无侧限抗压强度

强度是研究固化土性能的一项重要指标，图3为无污染条件下电石渣-稻壳灰固化土的无侧限抗压强度变化规律。从图3可以得到，随着养护龄期增加，固化土强度不断增大，5 组固化剂中，固化前期无侧限抗压强度增幅无明显差异，7 d 龄期时仅固化剂配比为3∶7固化样强度满足规定的强度要求[17]，在28 d 时均达到了350 kPa，说明电石渣和稻壳灰之间发生火山灰反应以及水化反应，导致固化样硬化和强度增长。养护龄期在60 d 时强度显著增强，5∶5 配比时强度增长到了1.5 MPa，表明电石渣提高了固化土的后期强度。此外，养护龄期对强度增长影响较大，固化土强度在不同龄期下均呈持续升高的趋势，从28 d至60 d，涨幅约为9.2%～114.8%，后期强度增长快，证明电石渣和稻壳灰固化土需要较长的反应时间。根据以上分析，在提高黏土强度方面，5∶5 的固化剂配比可以获得较好的固化效果。该试验结果与LIU 等[8]和JATURPITAKKUL等[18]探究电石渣和生物质灰配比对抗压强度影响规律基本一致。

图3 无污染条件下固化土无侧限抗压强度变化规律Fig.3 Variation pattern of unconfined compressive strength of cured soil under uncontaminated conditions

电石渣、稻壳灰和土壤混合后，其理化性质发生改变。一方面，电石渣和稻壳灰均具有颗粒细小，其较大的比表面积性质，对固化土内部空间结构起到填充作用，使土壤更加密实。另一方面，电石渣可以激发稻壳灰潜在的胶凝特性，促进RHA 中非晶态纳米SiO2颗粒与电石渣中Ca2+的水化反应[8]，产生充填效应，生成C-S-H 等胶凝水化产物导致土壤中孔隙减少，土壤结构更加稳定致密，从而提高固化土强度。除此之外，反应过程中形成的胶凝材料能黏结土壤颗粒，填充土壤孔隙，改变土壤颗粒的结构，且凝胶逐渐结晶成硅酸钙水合物。因此，随着龄期增长，无侧限抗压强度增加。

在固化过程中，随着稻壳灰掺量的增加，强度明显降低，这是由于多余稻壳灰颗粒吸收水分，对水化作用产生阻碍作用，且多余稻壳灰无法参与反应导致土壤颗粒摩擦力减少，强度降低[10]。由索崇娴等[19-20]的研究可知，强度变化与钙矾石的生成含量有关，钙离子和硫酸根离子是钙矾石的重要产生源头[19]，随着配比增大，电石渣掺量增加，反应过程中Ca2+含量也随之增大，由1.1 节试验材料分析可知电石渣和稻壳灰中含有少量三氧化硫(SO3)，可与水反应生成硫酸根离子，2种离子浓度含量增加促进了钙矾石的生成，导致固化样强度增加。这与JATURAPITAKKUL 等[18]研究电石渣-稻壳灰基胶凝材料砂浆抗压强度与固化剂配比规律结果一致。

图4为不同固化剂配比下固化土无侧限抗压强度趋势曲线。通过比较可知，加入污染物后固化土强度均低于相应固化土的强度，铜离子对强度发展起到劣化作用，强度随着铜离子浓度的升高而降低，随着配比增加，其强度大致呈先减小后增大的趋势，在相同养护龄期下，固化剂配比为5∶5 时对铜污染土强度固化效果较优。当铜含量为20 000 mg/kg 时，强度分别从1.5 MPa 降低至0.62 MPa，降幅较大为59.1%。而在1 000 mg/kg铜含量下，强度降低了32.3%，说明高含量铜阻碍电石渣和稻壳灰水化反应，延缓反应进程，降低固化稳定效果。

图4 不同固化剂配比下初始铜含量与无侧限抗压强度关系Fig.4 Relationship between initial Cu2+ content and unconfined compressive strength under different curing agent ratios

此外，从图4 可以看出，未固化土加入1 000 mg/kg 铜含量后强度有一定程度增加，低含量铜在电石渣和稻壳灰提供的碱性环境中易于与孔隙水反应生成胶结沉淀，导致土壤结构致密，有研究表明固废物添加对重金属前期固化有较好效果[19]。在高含量铜下，游离的Cu2+附着在土壤颗粒及固化剂水化后颗粒表面，抑制水化反应，反应速率变慢，且过量Cu2+能与孔隙水反应生成氢氧化铜沉淀，导致水化反应和火山灰反应条件减少，土体颗粒和固化剂难以形成胶凝体，抗压强度降低。且加入高浓度污染物后，固化样强度显著降低，这是高铜含量使得土壤pH降低，在pH值较低时，反应生成的钙矾石因不能稳定存在而产生分解[20]。

2.2 环境特性

图5为在60 d养护龄期下铜含量对浸出浓度的影响。从图5可以看出，浸出浓度随铜含量增加而增加，当铜含量从1 000 mg/kg增加到20 000 mg/kg时，固化土中铜的浸出浓度从最低8.5 增加至最高193.5 mg/L，其中初始铜含量为10 000 mg/kg 时，固化后铜浸出浓度为80.9～89.9 mg/L，低于安全浸出标准[21]。固化剂配比对铜离子固化效果在低初始铜含量下无明显差异，当添加10 000 mg/kg 和20 000 mg/kg 铜含量时，电石渣和稻壳灰配比为4∶6时固化效果较好。

图5 铜含量对浸出浓度影响Fig.5 Effect of copper content on leaching concentration

固化剂的加入使可溶性金属盐转化为不溶性氢氧化物及其化合物，从而降低重金属的浸出性[22]。由于固化剂中电石渣和稻壳灰呈碱性，固化反应在碱性环境中间进行，而土壤pH 对重金属的水解平衡有显著影响，pH 升高会使土壤中游离的重金属离子通过沉淀等作用而被固化[23]。且碱性环境导致大部分铜离子形成氢氧化物或金属磷酸盐等难溶于水的物质。电石渣水化反应生成的大量水化硅酸钙C-S-H 和水化铝酸钙(C-A-H)凝胶对铜离子有较好的吸附能力，且水化产物C-S-H 和CA-H 中Ca2+参与重金属离子竞争反应，Cu2+被置换到C-S-H和C-A-H等水化产物中，形成不易发生离子交换，化学性能更稳定的结构[15]。此外，稻壳灰表面具有丰富的含氧官能团，体现为较好的吸附性、亲水或疏水特性，与重金属离子有较强的亲和性[24]。稻壳灰中大量二氧化硅水解生成含水的氧化基团[25]，即硅醇基团，形成弱酸性的二氧化硅表面，硅醇基团表面的质子可以取代与铜发生阳离子交换反应[25]，导致固化土中铜离子含量降低。随着电石渣和RHA 含量的增加，反应增加，有利于Cu2+的固化。

图6表明在不同初始铜含量下固化剂配比与固化土pH 关系。对于未固化污染土，从图6 可以发现，相较于素土，在较低铜含量下，pH从4.7升高到4.8，随着铜含量继续增加，增加到5 000，10 000 和20 000 mg/kg 铜含量后，pH 从4.7 分别下降到3.9，3.5 和3.7，这可能是加水后土壤中的Al2O3和SiO2与硝酸根离子发生反应，反应过程酸性物质被消耗，pH 略有升高。对于固化土，在不同铜含量下，电石渣和稻壳灰可以显著提高固化土pH，且pH随着固化剂配比增大而增大，当固化剂配比为1∶9 时，固化土pH 在7.3～8.9，在5∶5 固化剂配比掺量下，固化土pH在10.9～11.6。

图6 固化剂配比对固化土pH的影响Fig.6 Effect of curing agent ratio on pH of cured soil

电石渣和稻壳灰的加入使固化土pH 升高，这2 种固化材料本身具有碱性，除此之外，还可能是火山灰反应消耗了部分硅酸盐。电石渣比例越高，土壤碱性越强，这可能是电石渣掺量较高时，会产生较多的水化硅酸钙(C-S-H)、氢氧化钙(NaOH)和少量钙矾石(AFt)，导致pH 明显升高。且较多的电石渣提供大量OH-，中和黏土中H+，导致pH 升高。另外，碱性环境有利于重金属的沉淀反应，对长期固化重金属效果有益。

有研究表明重金属的浸出依赖于土壤pH[26]，探究处理后的污染土pH 与浸出重金属浓度的关系十分必要。图7 为初始铜含量为20 000 mg/kg 时，不同养护龄期和不同固化剂配比下固化铜污染土Cu2+浸出浓度与土壤pH 的关系。从图7 可以看出，随着pH 升高，浸出浓度呈现先减小后增大的趋势，在固化剂配比为4∶6 时浸出浓度最小为174.1 mg/kg，此时土壤pH在10左右，这与LEWIS[26]和LI 等[22]的研究结论相似，氢氧化铜理论溶解度如图8 所示，可以看出，Cu(OH)2溶解度受pH 影响，可溶性金属浓度随pH 升高呈现先减小后增大的趋势，当金属浓度最低时pH在9左右，这与图7中呈现的趋势大致相同。

图7 土体浸出液pH对浸出浓度的影响Fig.7 Effect of soil pH on leaching concentration

图8 氢氧化铜溶解度的pH依赖性[28]Fig.8 pH dependence of Copper hydroxide[28]

从图7中可以得到与未固化污染土相比，电石渣-稻壳灰掺入后固化土pH 整体较高，Cu2+浸出率随之减少。固化样的Cu2+浸出浓度和pH 随着养护龄期的增长大致呈现下降趋势，其中，C44(固化剂配比为4∶6，初始铜浓度为20 000 mg/kg)和C54(固化剂配比为5∶5，初始铜浓度为20 000 mg/kg)固化样养护28 d 和60 d 后，pH 分别降低了0.3 和0.4，浸出分别降低了7.1 mg/kg 和4.5 mg/kg，说明电石渣-稻壳灰对Cu2+的固化效果在养护龄期为28 d和60 d时无明显变化。

pH 对重金属水解平衡有显著影响，pH 升高使得土壤中游离重金属离子通过沉淀等作用被固化，以此来降低重金属浸出毒性[27]。当pH＞10 时，金属离子浸出浓度出现升高现象，这是碱性较高时会产生分解导致浸出液中重金属浓度增加[28]。此外，固化过程中水化反应等化学反应伴随放热现象，反应过程温度升高，有研究表明Cu(OH)2溶解度随着温度的升高而降低，当温度升高时，反应后期有利于Cu(OH)2等金属氢氧化物的沉淀，进一步加强对Cu2+的固化效果。

2.3 扫描电镜分析

采用扫描电子显微镜(SEM)观察固化铜污染土的微观结构及固化过程中孔隙结构变化。图9为不同固化剂、不同养护龄期及不同初始铜含量下固化土的SEM 图像，放大倍数为5 000 和10 000 倍。其中，图9(a)为未污染固化土养护28 d 微观结构，从图中可以清晰看出未污染固化土中存在大量球状絮凝物、针状物和网状结构，由李丽华等[9]的研究结果可知，图中球状絮凝物为水化反应和火山灰反应产物C-S-H凝胶，针状物质为水化产物钙矾石(AFt)，在无污染条件下，固化剂和黏土反应充分形成空间网状结构支撑土体内部孔隙，提高固化土强度。图9(b)为未污染固化土养护60 d微观结构，与图9(a)相比，可以观察到固化土整体结构比较密实，孔隙数量减少且孔径缩小，无明显孔洞结构，反应生成物C-S-H填充颗粒之间孔隙，结构更为致密的结构，还可以观察到针状发展为杆状物质，存在少量针状物质和片状物质生成，少量短柱状物质填充孔隙，联结土壤间颗粒，孔隙率降低，宏观表现为固化土强度增大。图9(c)为20 000 mg/kg 污染下固化土，从图中可以明显看到有较多孔洞存在，与图9(a)相比，结构较为松散，孔隙中几乎无絮凝物质与针状物质支撑土壤结构，此现象证明了高浓度重金属铜对固化进程有阻碍作用，还可以看到内部结构中存在结晶颗粒，是铜离子的沉淀物Cu(OH)2[1]。图9(d)为固化剂处理重金属污染土微观结构，与图9(b)相比，短棒状物质消失，有少量孔隙存在，C-S-H 数量显著减少，说明高浓度的铜阻碍反应进程，整体排列杂乱无序。从图中9(d)还可以观察到球状絮凝物、少量针状物、板片状物和蜂窝网状结构，在颗粒表面絮状物质与针状物质交叉分布。

图9 电石渣-稻壳灰固化土微观结构Fig.9 Microstructure of calcium carbide residue-rice husk ash cured soil

通过上述观察分析可知，电石渣-稻壳灰固化污染土主要产物呈现为球状絮凝物、针状物及堆叠结构，有利于固化土样强度发展，而高浓度重金属铜的存在抑制固化剂与土颗粒反应使其强度增长受到阻碍，这与2.1 节中无侧限压缩试验结果吻合。

2.4 XRD分析

采用X 射线衍射仪(XRD)对固化污染土进行物相检测。60 d 养护龄期下，固化剂处理前后的XRD图谱如图10所示。从XRD结果中可看到，原状土矿物中主要存在石英(Quart)、白云母(Muscovite)以及钙长石(Anorthite)，铜污染土中有检测到新的水化产物水硅钙铜石(Stringhamite)和绿铜矿(Dioptase)生成，化学分子式分别为为CaCu(SiO4)和CuSiO2(OH)2，但与素土相比，峰形变化较小，这可能是取测试XRD 试样不均匀导致。掺入电石渣和稻壳灰后，可以观察到硅酸钙水合矿物(C-SH)、方解石(Calcite)和铜的氢氧化物形成，这与索崇娴等[19]研究结果相似，方解石化学分解式为CaCO3，形成的C-S-H 和方解石能提高污染土的强度，降低铜的浸出率。这2种矿物的形成主要是由于固化剂提供的OH-能破坏Ca—O，Si—O 和Al—O 键，促进游离的钙离子与硅离子反应生成C-S-H类化合物[9,22]，此外，还对未污染土加入固化剂试样(H5)进行分析，可以明显看到有C-S-H 和方解石，但XRD 图谱中并出现钙矾石物质，这可能是由于测试XRD 试样与SEM 试样取样位置不同。与2.3 节中SEM 结果综合分析，电石渣-稻壳灰对已污染和未污染土均有强度提升的作用，且对铜污染土中铜离子的固化有明显效果，大幅降低铜的浸出率。

图10 电石渣-稻壳灰固化铜污染土XRD图谱Fig.10 XRD pattern of calcium carbide residue-rice husk ash cured copper contaminated soil

3 结论

1) 电石渣-稻壳灰对铜污染土强度有明显增强作用。固化前期电石渣-稻壳灰配比为3∶7 时固化强度最高，当养护龄期为60 d 时，固化样强度随固化剂配比增大而增加，固化剂配比为5∶5时提高固化样力学效果最优。铜污染土经固化剂固化后，强度随铜含量增加而先略有升高后大幅降低，高铜含量对固化土强度劣化明显。

2) 电石渣-稻壳灰可有效固化/稳定化重金属铜污染土，显著降低铜的浸出浓度，使铜离子转化为较为稳定形态。当初始铜含量为10 000 mg/kg以下时，固化后铜浸出浓度低于安全浸出标准。固化剂配比对铜离子固化效果在低初始铜含量下无明显差异，在高初始铜含量下，电石渣和稻壳灰配比为4∶6固化效果更优。

3) 固化剂电石渣和稻壳灰大幅提高污染土pH值。随着pH 升高，浸出浓度呈现先减小后增大的趋势，与氢氧化铜理论溶解度曲线趋势大致相同。

4) 电石渣-稻壳灰固化污染土主要产物呈现为球状絮凝物、针状物及堆叠结构，龄期增加，反应过程生成C-S-H凝胶、钙矾石和沉淀物质，这些物质通过胶结和黏聚填充孔隙，形成致密的空间网状结构，导致土壤强度增大，而高浓度重金属铜抑制固化剂与土颗粒反应使其强度增长受到阻碍。

5) XRD 可检测到硅酸钙水合矿物，有利于降低铜的浸出率，填充土壤孔隙，提高骨架结构，对铜离子具有吸附和离子置换作用。

综上所述，电石渣-稻壳灰可有效固化铜污染土，研究结果为经济、高效利用固体废弃物提供一定理论参考，但对于复合重金属污染的固化机制及长期耐久性的研究还需进一步完善。