重金属污染土（精选9篇）
重金属污染土 篇1
0 引言
重金属进入土体后会改变污染土的组成成分和微观结构,从而导致其工程地质性质发生变化。因此,对污染土工程性质改变的原因进行分析时应该侧重于污染物与土之间的相互作用以及微观结构两方面[1]。
美国、欧洲等发达国家和地区从1970年开始对重金属污染土进行研究,这些研究促进了重金属污染土问题的解决。Ladd与Evans等发现重金属不会对土体的工性产生较大的影响[2,3]。在中国,傅世法和林颂恩通过压缩和直剪试验的研究发现土被强酸污染后压缩性和内聚力增加、内摩擦角减小[4]。
总的来说,目前已有的研究成果主要集中于酸、碱和有机质污染后土体的工程性质方面[5,6,7,8],重金属污染土的工性研究较少。因此,有必要对重金属污染土的工程性质改变进行详细的研究,为日后形成定量评价重金属污染土工程性质的检测方法服务,同时为后期治理提供相关的科学依据。
本文通过在室内制备一系列不同浓度的重金属污染土试样,进行工性实验,分析污染后土体的工程地质性质的变化。同时,将土样进行SEM分析实验,并分析其粘粒含量的变化,探究土体在受到污染后微观结构的变化。最后,将工性变化与微观结构变化进行比对,建立联系,为重金属污染土的综合利用探索道路。
1 试验材料与方法
1.1 原状土的基础物理指标
本文试验采用的原状土为购买的标准粘土,颜色为棕褐色。根据GB/T 50123—1999土工试验方法标准测得原状土的物理力学性质指标如表1所示。
取适量的原状土放入烘箱,在105℃条件下烘烤约24 h。烘烤完成后将土碾碎,过2 mm的筛网。根据GBT 50123—1999土工试验方法标准的规定,将土样分为六份,分别加入不同含量的水配制成试验所用土样。
1.2 原状土的直接剪切试验
对上文配制好的土样进行直接剪切试验,可以确定原状土的内聚力为14.2 k Pa,内摩擦角为25.2°。
1.3 污染土样的制备
本文选择Pb,Cu和Cr三种元素作为重金属污染源。污染土由相应溶液配制而成,硝酸铅(Pb(NO3)2)、三水合硝酸铜(Cu(NO3)2·3H2O)和九水合硝酸铬(Cr(NO3)3·9H2O)为本文使用的土体污染试剂。重金属离子的浓度梯度为0.01%,0.02%,0.05%,0.1%与1%,采用蒸馏水配制不同浓度的重金属溶液以尽可能降低干扰。配制好的土样用保鲜膜密封,放于温度23℃,相对湿度大于70%的标准养护室中养护72 h。
2 重金属污染土的工程地质性质试验
为了进行土体污染前后工性的对比研究,本文对配制好的土样分别进行基本工程地质性质指标的系统室内测试。
2.1 直接剪切试验
重金属污染土试样在分别为100 k Pa,200 k Pa,300 k Pa,400 k Pa的轴向压力下进行快剪试验。得到不同类型的重金属污染土内摩擦角和内聚力与离子浓度的变化曲线,见图1和图2。
试验结果表明,重金属使得土体的强度发生明显的降低,工程性质发生恶化。
2.2 击实试验
将配置好的污染土进行击实试验。分析实验结果可以看出,污染土最大干密度较原状土大,而最优含水率减小,说明重金属污染对土体击实特性有影响。
土的击实特性与土的组成、结构、土粒的表面现象及土粒间的相互作用等因素有关。当重金属离子加入到净土中,使原有的土颗粒间的平衡状态发生改变,土颗粒表面的重金属离子浓度升高,双电子层厚度变薄,此时土颗粒间的引力占优势,土体趋于形成绒状结构[9],使得土粒结构更易重新排列,从而在总体上使得击实效果增强。
3 重金属污染土的微观特性试验
3.1 扫描电子显微镜(SEM)试验
本文使用型号为Quanta 250的扫描电子显微镜对浓度分别为0.01%,0.02%,0.05%的Pb,Cu,Cr污染土进行测试。
对比扫描后的图片可知,在重金属离子浓度增大的过程中,土体中有大孔隙与块状颗粒组成的结构形成,骨架颗粒变得松散。同时,土样表面变得粗糙出现较多大颗粒。土体结构由蜂窝状结构转化为块状叠聚体结构。
土颗粒与重金属离子接触之后会发生一定的化学反应。重金属离子的存在溶蚀了土粒间的胶结物,部分盐类由于水的存在而发生流失,从而使得土体本身孔隙比增大,形成空洞。再者,重金属离子与土颗粒发生化学反应,其生成物中含有结晶水,从而使得土体发生膨胀。同时由于孔隙中溶液的重金属离子浓度增大,土粒直径增大,比表面积减小。并且,土体结构发生改变,小孔隙逐渐消失,形成一些大的团粒间孔隙[1]。这与试验的结果相一致,受到重金属离子污染的土体结构会发生一定程度上的变化,这些变化在宏观上的体现便是,土体压缩性增大、力学性质发生恶化。
3.2 粘粒含量测量实验
颗粒分析试验的目的是对土的粒度成分进行分类,同时在一定程度上该实验的结果可以推断土的工程性质。土的粒度成分是指土中各颗粒的相对含量。粒径对土粒的成分和性质存在着一定的影响,漂石一般由原生矿物组成,强度较大,透水性强。而由次生矿物组成的粘粒,强度低,压缩性高,透水性差[10]。
本文采用激光粒度分析仪(Mastersizer 3000)测定各种重金属污染土试样的颗粒粒径及其分布。分析曲线可知:重金属离子的存在使得土体中粘粒含量降低,下降趋势保持一致,均为先快后慢,曲线为先陡后缓。
4 结语
综合上述实验结果,可以得到如下结论:
1)重金属污染后的土体,其工程地质性质会发生较大改变,相较于污染前,抗剪强度降低,击实后形变程度增大,击实指标也发生了变化。
2)土体受到重金属污染后,土体的物质组成发生了变化,即随着重金属浓度的增大,土体中粘粒的含量降低。
3)随着重金属浓度的增大,土壤颗粒逐渐聚集为团块,颗粒间原有的小孔隙消失,出现较多的大孔隙,组成土体骨架的颗粒物质变得松散。
摘要：利用纯净的粘土和重金属离子溶液,配制了不同含量的重金属污染土进行击实实验,获得了相对应的最优含水率,按照最优含水率重新配置土样,并通过直接剪切等其他工性试验,探讨了重金属的存在对土体工性的影响,在工性试验的同时,对不同的污染土进行SEM扫描,研究了其微观结构的变化规律,试验结果表明:土中重金属浓度的增加导致土中粘粒的含量逐渐减小,颗粒团聚,出现大孔隙,同时其工性变差,强度降低。
关键词：重金属污染土,工程性质,微观结构
参考文献
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[3]Evans J.C.,Kugelman,I.J.,Fang H.Y.Organic Fluids Effectson Strength,Deformation and Permeability of Soil-Bentonite Slurry Walls[A].Proceedings of the Seventeenth Mid-Atlantic Industrial Waste Conference[C].Pennsylvania,1986:275-291.
[4]傅世法,林颂恩.污染土的岩土工程问题[J].工程勘察,1989(3):14-16.
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[7]朱春鹏,刘汉龙,张晓璐.酸碱污染土压缩特性的室内试验研究[J].岩土工程学报,2008,30(10):1477-1483.
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[10]李志毅,杨裕云.工程地质学概论[M].武汉:中国地质大学出版社,2007.
重金属污染土 篇2
采用密云水库15 km处WMO区域空气污染本底站--上甸子站1990～降水化学资料,并结合～现场科学试验阶段获取的大气干沉降和湿沉降资料,从大气-土-水污染过程的`复合相关源角度,综合分析了大气干、湿沉降以及白河沿岸农田、矿区和城镇污染源对密云水库的水质综合影响特征.分析结果表明,该时段密云水库区域大气降水中离子以SO2-4,NO3-,NH4+ 和Ca2+为主; 密云水库湿酸沉降量夏半年(4～9月)大于冬半年(10～3月),其年际变化呈上升趋势,年平均达1038.45 t,最高年份达1766.31 t,最低年份(1994)为604.02 t; 密云水库区域大气降水pH的多年平均值为5.20,降水呈弱酸性,pH值年际变化呈下降趋势.密云水库水体不同深层的pH值均大于7.0.pH值垂直和水平空间分布呈非均一性特征,同一区域pH值随水深呈下降趋势; 和20密云水库降尘量分别为13513.08 t和3577.64 t,春季降尘量为全年之首,分别占其全年的61.91%和44.56%.由于大气干、湿沉降中含有多种重金属元素及有害元素,它们可能在一定程度上对库水富营养化、潜在重金属污染以及库水酸化起“加剧”作用.上述综合分析结果揭示出密云水库区域大气-土-水污染过程复合相关源特征及其多圈层相互作用效应.另外,夏季(雨季)是局地土壤污染源由于受暴雨或强降水冲刷后通过入库水系山谷坡地汇流,引起区域性大气-土-水连锁污染过程,导致水库或河流水质污染.统计分析亦发现密云水库水质污染可能与水库周边及上游局部区域降水冲刷和汇流因素相关.水库污染物浓度变化与水库上游局地区域降水量呈较显著的相关,这些相关特征揭示了水库水质污染过程大气-土-水多圈层相互作用效应.提出了水库污染复合相关源分析法观点及其追踪入库水系上游污染源空间分布技术途径.
作 者：杨东贞 徐祥德 刘晓端 丁国安 徐清 程兴宏 陈怀亮 周怀刚 王振发 王文彦 作者单位：杨东贞,丁国安(中国气象科学研究院,中国气象局大气成分观测与服务中心,中国气象局大气化学重点开放实验室,北京,100081)徐祥德,程兴宏(中国气象科学研究院灾害天气国家重点实验室,北京,100081)
刘晓端,徐清(国家地质实验测试中心,北京,100037)
陈怀亮(河南省气象局,郑州,450000)
污染土勘察施工工法 篇3
云南驰宏锌锗股份有限公司会泽分公司历史遗留堆存的冶炼废渣堆 (以下称大渣堆) 是者海区域的污染隐患之一。大渣堆主要由会泽分公司者海冶炼厂1965年建成投产以来火法冶炼产生的水淬渣和一些周边小冶炼厂产出的窑头渣、者海坝区集镇和村庄的生活垃圾、建筑垃圾等堆积而成。为确保勘察工作的顺利进行, 必须切断各含水层之间的相互联系通道, 避免在施工过程中上层土中的地下水对下层土的污染影响, 以保证每层土每个深度段所取水、土样的原生性, 以及室内土壤的重金属实验分析的数据不失真, 为此, 我院通过试验, 制定了一套专门的污染勘察施工工法:无缝钢管跟管钻进+管外侧压注水泥浆进行封堵。
2 工法特点
1) 钻孔钻穿第一层土时, 下置套管, 在套管与孔壁间注水泥浆, 隔离上层污染土及水, 防止第一层土对下一层土的污染。
2) 采用新的“孔口封闭”注浆技术封闭套管脚及对孔壁外围部分土注浆防渗, 防止钻探施工过程中上层土对取土质量的影响。
3) 采用跟管钻进和分段注浆重复钻井防止不同水质储层相互串层沟通而造成人为污染。
3 适用范围
对渣场, 渣库地面以下的污染范围勘察工程时, 保证在钻探过程中所取土、水样的原生性和真实性, 保证分段抽水试验取得成功。
4 工艺原理
利用套管封闭及分段注浆技术对孔壁外围形成止水壳, 封闭孔壁以外的土, 使其在钻孔取土过程不受中上层土及上层地下水对所取土的污染, 分段进行抽水试验, 整个钻孔完成后按抽水试验得出的地层渗透系数及出水量下置过滤管形成排水井, 为后的抽出地下水污染处理及取水作为备用井。
5 施工工艺流程及操作要点
5.1 施工工艺流程 (见图1)
5.2 设计井径结构和施工技术要求
在施工前, 根据地质水文地质条件, 设计井径结构和施工技术要求, 为保证全孔段土层样品的采集及水文地质试验, 终孔直径不小于110mm。本工法的井径结构如图2所示。
5.3 操作要点
1) 钻机就位时, 机台应垫平, 保证立轴垂直。
2) 装取土皮严格按取原状土要求对取土器的要求装置取土皮。
3) 取土时以静压连续贯入法采取土样, 用铁皮盒及胶布密封土样, 再根据要求分别保存送到实验室作相关实验分析。钻进时采用轻压慢转, 尽量减轻钻探过程中钻杆对孔壁的破坏。接触下一层地下水时立即进行压浆封闭上层水, 并下置无缝钢管隔离。
4) 注浆前下入注浆管, 射浆管离孔底小于30cm, 注浆压力p≤0.3MPa。
5) 进入岩石钻进过程中若漏水时应进行注浆处理后再施工钻进。
6) 严格按规程规范钻进施工控制钻孔精度, 以保证地层编录的准确, 允许误差见表1。
7) 严格执行相关规程规范。
8) 注浆参数
注浆管:φ42mm,
浆液配比水泥浆水灰比:0.5~1∶1,
注浆压力:0.1~0.3MPa, 可注性差时取大值,
注浆结束标准:达到设计注浆量或达到设计压力保持20min。
6 材料与设备
本工法无需特别说明的材料, 采用的机具设备见表2。
7 质量保证措施
1) 钻机安装时严格执行操作规程, 钻机安装地座水平, 立轴垂直, 孔位准确。
2) 应根据现场情况积极采取措施防止孔塌。对意外出现孔塌时应采用注浆待凝固后重新钻进。
3) 钻孔成孔口径及钻具规格应根据钻孔取样、抽水试验计划要求、地层条件确定。
4) 钻孔时, 必须严密注意地层地质变化, 及时调整钻杆速度和钻压, 并进行土样采取。严格控制到入孔内的钻探用水的水质。
8 安全措施
1) 认真贯彻“安全第一, 预防为主”的方针, 根据国家有关规定、条例, 结合施工单位实际情况和工程的具体特点, 组成专职安全员和班组兼职安全员以及工地安全用电负责人参加的安全生产管理网络, 执行安全生产责任制, 明确各级人员的职责, 抓好工程的安全生产。
2) 施工现场按符合防火、防风、防雷、防洪、防触电等安全规定及安全施工要求进行布置, 并完善布置各种安全标识。
3) 现场施工帐篷的消防安全距离做到符合公安部门的规定, 室内不堆放易燃品;随时清除现场的易燃杂物;不在有火种的场所或其近旁堆放生产物资。
9 环保措施
1) 成立对应的施工环境卫生管理机构, 在工程施工过程中严格遵守国家和地方政府下发的有关环境保护的法律、法规和规章, 加强对施工燃油、工程材料、设备、废水、生产生活垃圾、弃渣的控制和治理, 遵守有防火及废弃物处理的规章制度, 做好交通环境疏导, 充分满足便民要求, 认真接受城市交通管理, 随时接受相关单位的监督检查。
2) 将施工场地和作业限制在工程建设允许的范围内, 合理布置、规范围挡, 做到标牌清楚、齐全, 各种标识醒目, 施工场地整洁文明。
3) 对施工中可能影响到的各种公共设施制定可靠的防止损坏和实施措施, 加强实施中的监测、应对和验证。同时, 将相关方案和要求向全体施工人员详细交底。
10 效益分析
1) 本工法将工程施工由一般岩土工程勘察及水文地质勘察扩展到污染土勘察。为以后的环境勘察开展取得了部分经验, 新颖的工法技术将促进环境勘察施工技术进步, 社会效益和环境效益明显。
2) 本工法此工程中与其它勘察工程相比, 由于工程的钻孔相对分散, 钻机之间距离较大, 场地易于布置、工程进度快、干扰因素少、有利于文明施工、各种资源能较好地利用, 避免在施工过程中各钻机及钻孔之间的工作影响, 保证每层土每个深度段所取水、土样的原生性, 使其室内土壤的重金属实验分析的数据可靠, 同时取得了好的社会效益。
11 结语
本工法结果表明:根据云南驰宏锌锗股份有限公司会泽分公司者海大渣堆场污染勘察工程的实施, 土样及水样实验, 结果满足要求, 达到了预期效果。
摘要：以云南驰宏锌锗股份有限公司会泽分公司者海大渣堆场制定了一套专门的污染勘察施工工法:无缝钢管跟管钻进+管外侧压注水泥浆进行封堵。通过工程工法的实施, 阐述了污染勘察施工工法的工艺流程原理与质量控制措施及达到的效果。
重金属污染土 篇4
表面活性剂对人工污染土壤装填土柱中PAHs迁移渗透的影响
研究了阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(LAS)对人工污染土壤中多环芳烃(PAHs)的淋洗效果,土柱分为2层,上层为人工污染PAHs的土壤(1cm ),下层为清洁土壤(9cm).实验结果表明,5CMC(临界胶束浓度) LAS促进了土柱中PAHs的迁移渗透.低环PAHs的`穿透曲线基本符合正态分布,4环以上PAHs相对淋溶率较低,低于10%.与表面活性剂溶液穿透曲线相比,PAHs的淋溶均有滞后现象,而且随着环数的增加,PAHs淋溶滞后现象越加明显.分析人工污染土柱中PAHs的相对淋溶率与其辛醇水分配系数的关系,发现两者之间有显著负相关性.
作 者：陈静 王学军 胡俊栋 陶澍 刘文新 CHEN Jing WANG Xue-jun HU Jun-dong TAO Shu LIU Wen-xin 作者单位：北京大学环境学院,地表过程分析与模拟教育部重点实验室,北京,100871刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE年，卷(期)：200526(2)分类号：X53关键词：阴离子表面活性剂 人工污染土壤 多环芳烃 淋洗
某化工厂地基土污染机制 篇5
某化工厂电解锌车间的兴建是按常规工程勘察后进行设计施工的,但在投产使用了仅半年,就发生了明显的基础下沉现象,造成建筑物和工艺构筑物倾斜,车间地面开裂破坏,最后被迫停产。事后通过现场调查,查明了主要原因是该车间生产的硫酸锌溶液泄漏后渗入地基土,改变了红黏土原生结构性状和化学成分使得土体软化的结果,由于属外来致污物质侵入所致的一类特殊土,我们可将之称为“污染土”[1]。现将调查工作成果分述如下。
1 场区建筑类型和变形破坏特征
电解锌车间为一独立柱基一般框架结构的二层建筑物,底面积为60m×12m,周围与数栋类型相当的其它车间毗邻,车间东南侧距离约20m有一口供该厂生产用水的深井。车间地坪标高约90.0m,主要荷重设施有六个一字型排列、间距0.9m、直径3.3m的电解锌工艺反应釜(铁罐)和一座装盛硫酸锌溶液的集汇池,见图1。车间独立柱基础和反应釜基础系按原场地勘察报告资料设置在老土层下0.8m的部位;集汇池基础则是设置在老土层之上的松散填土层中。
车间投产运行不久,首先是集汇池的自身不均匀下沉使池底开裂,池内硫酸锌溶液下渗到地基土中,随之而来的是与之相邻的1#、2#反应釜和车间D6、D7、D8柱基相继在投产后的两个月和四个月开始下沉,并不断发展。
地面测量获知,下沉的主要部位系1#釜和集汇池相接处,影响范围约100m2,1#、2#釜与未曾发生沉降的4#釜相比较,分别下沉了152mm和14mm。在两釜附近地面出现了地裂缝(见图1)。由于D6、D7柱基下沉,使柱上纵梁倾斜,变形量估计达8.0～10.0cm。
鉴于这种状况,集汇池工段已停产,厂方已将池基底土层开挖成长宽为6.5m×7.5m、深3.2m的土坑。观察坑内褐黄色红黏土呈湿润松软状,但土表面失水后可形成一硬壳,并留下一层白霜。
2 地形、地貌和地基土
场区地处岩溶作用形成的溶蚀平原。据勘察资料,原始地形为微波起伏的缓丘,地面标高约87.5m,车间兴建后堆填土厚度2.5～3.0m,使车间地坪标高达90.0m。地基土主要为碳酸盐岩经红土化作用形成的红黏土,其主要土层的物理力学性质指标见表1。
从表1可知,作为电解锌车间持力层的红粘土呈坚硬—硬塑状,具中等偏低压缩性,报告还提供红黏土和含锰砾红黏土层的承载力特征值均为230kPa,因而该土层是良好的地基土。
为论证附近深井抽取地下水形成土洞塌陷而造成地基土下沉变形的可能性和查明硫酸锌溶液下渗后对地基土的影响深度及范围,通过在已发生了沉降的D6、D7、D8柱和尚未沉降的D5、D9柱外侧及集汇池附近共七个钻孔及集汇池内两个手摇钻孔的施工(见图1),获知地基土现状特征如下:
(1)层素填土:厚度2.8～3.4m,褐黄—褐灰色松散状黏性土,混少许砾卵石、碎砖块;
(2)层表层红黏土:厚度1.2～2.4m,褐黄色,表层灰黑色,见少许植物根系,土体结构松散,稍湿,以可塑状为主,局部呈软塑;
(3)层硬塑状红黏土:层面标高84.84～85.28m,褐黄—橙黄色,稍湿,硬塑状,厚度2.4～5.9m;
(4)层含锰砾红黏土:层面标高79.38～82.82m,厚度2.6～3.9m,褐黄—褐色,含30%～60%直径0.5～2.0cm的硬质锰砾,形态为次棱角状,土稍湿,结构中密—紧密;
(5)层可塑状红黏土:层面标高76.6～78.9m,厚度1.0～3.2 m,褐色,稍湿,土质细腻性韧,以可塑状为主,底部近基岩面处为软塑状;
(6)层基岩:白灰色白云质灰岩,层面标高75.7～77.2m,岩面为风化状。
在集汇池坑内,钻孔zk7揭露孔深4.6m以上地段由于大量硫酸锌液渗入,地基红黏土已成为湿润粘稠状、软化明显的严重污染土,比较附近末受污染的相同土类,其结构已遭破坏,力学强度大大降低。地基土层变化及污染现状详见图2。
各土层物理力学指示及承载力特征值见表2。
注:(2)层、(3)层、(4)层、(5)层红黏土承载力特征值按含水比查表而得;严重污染土承载力特征值按轻便触探7点测试数据所得,最小平均值仅50kPa
由表2可知:(3)层红黏土具中等偏低压缩性,强度较高,比较表1的红黏土,其物理力学指标均无明显改变。但其上部厚1.2～2.4m的(2)层表层红黏土结构已变得疏松,呈软—可塑状。其原因主要是受硫酸锌溶液的渗入,使之强度明显降低;而分布在集汇池下的土体,由于硫酸锌含量甚大,其液限、塑限指标已降低,成为强度更低的不良地基软土;(4)层含锰砾红黏土具中等偏高压缩性,与前基本一致;(5)层可塑状红黏土由于近基岩面,土体含水量较大,力学强度相对要低。
在钻孔控制范围内,未见地下水活动和土洞发育,亦未发现可能因附近深井抽取地下水过量而使地基土体被掏空流失的现象。据此,电解锌车间的地基下沉基本上可以排除了这些物理地质作用的影响。
3 地基土污染软化机制分析
根据区域资料,柳州市红黏土的化学成份主要为二氧化硅(SiO2)、三氧化铁(Fe2O3)、三氧化铝(Al203)等,矿物成分则主要为高岭石、绿泥石等,而锌的氧化物均为零[2],见表3和表4。
但从原集汇池坑内的zk7孔不同土层深度抽样测定,发现其中含有大量锌(Zn)的成份(见表5),且其含量随深度的增加而降低。很显然,这是集汇池由于不均匀沉降使池底开裂,硫酸锌溶液下渗的结果。液体的渗透作用往往取决于土体结构的紧密程度,对于疏松的填土和略显疏松的表层红黏土,渗透作用显著。水平侧向的渗透污染,则主要通过颗粒间的毛细作用进行。
据钻探和测绘资料推算,硫酸锌液渗透污染的影响半径约12m,面积390m2,最大深度9.6m。另据调查,硫酸锌溶液自泄漏后,仅2个月时间就使D6柱开始产生下沉现象。若以表2严重污染土和表1原状红黏土的液限含水量(ωL)的变化幅度来作为硫酸锌溶液对红粘土污染软化速率的衡量指标,则有下式:
式中:VR为红粘土污染软化速率;ΔωL为液限含水量变化量(%);t为时间(d)。
经了解,集汇池内硫酸锌溶液浓度为40g/l,pH值界于5.4～7之间。据式(1)得在此溶液浓度下该土层液限含水量的递减率(VωL)为:
在化学上,硫酸锌属硫酸盐类,易溶于水中,当它从溶液中沉淀结晶时要结合7个水分子而成为7 水硫酸锌水化物[3]。
因为结合了7个水分子,结果体积会大大膨胀。一旦遇水,结晶体又会立即溶解,硫酸锌则以锌离子Zn2+和硫酸根离子SO42-的状态存在溶液中,当加热到280℃时,才失去其中的结晶水。
钻孔揭露集汇池一带0～4.6m的深度范围内,土体外观特征为饱和、湿软、粘稠、性韧,形似热沥青状。这是因为硫酸锌溶液大量渗入土中,使土粒间距离增大,导致土的黏聚力和内摩擦角减小,压缩性增大。其中硫酸根离子的存在,使土体性韧呈油腻粘稠状,粘滞感极强,并对金属管道、混凝土均有一定的腐蚀性。由于土的压缩性很高,在进行室内压缩试验过程中,当垂直荷载仅加到0.2MPa时,土的变形量就超限,使试验无法继续进行。
如此看来,该土应属于超高压缩性、力学强度很低的软土。但在常温自然风干的条件下,土中水份蒸发,硫酸锌浓度增大时,其晶体(ZnSO4·7H2O)可在土表面析出形成晶状白霜,或者该晶体充填于土颗粒间的孔隙中。此时土体变得干硬,强度提高,故地表处可见一薄层硬壳。
由于硫酸锌结晶水需加热到280℃时方才脱水,而土工试验烘土烘箱温度仅105℃,故经烘干后的土样中实际上还包含有大量的结晶水,而这些晶体遇水又很容易溶解渗入土中使土体含水量急增,软化作用又可迅速进行。其液、塑限含水量明显降低,故在天然含水量不是很高和液性指数小于0.25,甚至接近零的情况下,土体即可饱和呈现软塑—流塑状态。
当这种物质在地基土中的含量达一定程度时,对土的物理力学性质将起到主控作用,而土颗粒的组成和连结则居于次要位置。这就是本工程场地红黏土被污染后,其原生性状被改变的实质。
根据在集汇池处zk7孔内所取土样测定锌在土中的重量百分含量数据,可按比例法求出与某一锌含量相对应的硫酸锌含量,计算结果见表5。
由于污染物质为硫酸锌溶液,使地基红黏土改变了原生性状,并具有与硫酸盐渍土相同的松胀效应[4],我们可参照《岩土工程勘察规范》(GB50021-2001)[1]第6.8.2条表6.8.2-2盐渍土按含盐量分类方法结合土体受污染后的软化特征进行如下分类,详见表6。
由表5、表6和图2剖面可知,集汇池处地基红黏土在垂直方向的污染程度如表7所示。
钻孔施工描述,在严重污染土带(CQU),红黏土的原状结构己面目全非,土体饱和,性韧,油腻粘稠,粘滞感极强,呈软塑—流塑状。钻孔施工过程中感觉侧壁摩阻力很大,孔壁缩颈严重,使轻便触探无法连续贯入测试;重污染土带(QU),上部土体较湿,呈稍密,可塑—软塑状。但在深度5.1m以下,硫酸锌含量小于3.5%后,土体基本保持原状结构,无明显的因污染而软化的现象。从表8 可知,中污染(ZU)和硫酸锌含量小于3.5%的重污染土,其物理力学指标并无明显改变。
按车间基础设计埋深进入老土0.8m的位置计,持力层应为(2)层表层黏土。由于(2)层土体自身结构呈松散—稍密状,承载力特征值也相对较低,很利于后来硫酸锌溶液的渗入,遗憾的是原勘察报告没有将此层划分出来。这样,原设计按承载力特征值fak=190kPa并置基础于此层的1#、2#反应釜和车间的D6、D7、D8等独立柱尽管荷载不是很大,但地基土含大量硫酸锌盐份已使之成为严重污染的软土,地基强度急剧下降(承载力最小值仅28kPa),结果便导致了建(构)筑物沉降变形破坏的发生。
若欲将该土改良使之强度提高,无论采用何种方法措施,最根本的就是要设法使土中水份散失,保证硫酸锌盐以固体结晶状态存在,为防止土体再次软化的发生,地面建筑设施的基础及周围均要作好一系列隔、散、排水措施,使地基土体保持干燥。当然,如果有条件,最好的办法是将已经污染了的土体开挖清除,置换其它好土来做持力层。
4 结论
柳州是广西的工业重镇,化工、有色冶炼产业在上个世纪末也曾经辉煌,但当时的技术和管理不是很先进,时有工业废液、废渣排放而污染地基土的案例。而今许多产能落后的化冶、纺织企业已被淘汰或迁出,原厂址已逐渐被开发为住宅小区,但这些污染土的客观存在,对建筑物的危害是显而易见的,应当引起足够的重视。通过对本工程实例的分析,笔者认为在已被污染或可能被污染场地的工程勘察中应注意以下几点。
(1)柳州市地貌单元属岩溶盆地,分布土层主要为红黏土和一般黏性土。受污染前,该类土结构致密,是良好天然地基。但受地表水的溶淋作用,其表层往往可形成厚度不是很大、结构较为疏松的表土层,勘察时应注意此层,并单独评价。
(2)勘察报告除了要对地基岩土作常规的工程评价,还应加强对场区周围地质环境的研究,论证因污染问题对地基强度影响的可能。特别是对于兴建化工工业厂房及其设施的场地,其生产工艺流程、产品、原料及排放物的性质、成份、状态、浓度等,事前均应有所了解。并对运行投产后地基土可能受污染而软化的方式、途径、影响程度作出预测,提出相应防治措施和处理意见,使设计和建设部门都能引起足够的重视。
(3)已受污染的待建场地,首先应确定污染位置和污染途径,了解污染物质的成份、性质。除了需按常规要求取原状土样作物理力学指标测试外,还应取足够数量土样测定污染物化学成份以及土中其它常见离子含量和土的pH值等,以便进行土的污染等级和对混凝土基础及金属建材腐蚀等级的划分,整个场地应按污染等级分区分别作工程地质评价。
(4)对于硫酸锌盐份含量大于3.5%的污染土,其力学强度主要由含盐量控制,故土的承载力不宜以天然含水量、液性指数、含水比等物理指标查表确定,应以原位测试结果为准。
(5)已受污染的已建场地,若建筑物己发生了沉降破坏,表明该土的污染等级多已达严重污染,软化特征明显。此时不能简单地对土体进行水泥灌浆,应当在查明污染物的性质(特别是化学性质)、污染源、污染程度和影响范围后,要针对污染物性质采取相应的处理措施。
摘要：某化工厂电解锌车间建成投产仅半年就发生了明显的基础下沉,造成建筑物和工艺构筑物倾斜,车间地面开裂破坏,最后被迫停产。虽然此前也对场区作过勘察评价,并认为作为电解锌车间持力层的红黏土呈坚硬—硬塑状,具中等偏低压缩性,是良好地基土,但忽视了生产过程中化工溶液下渗对地基土的影响。通过调查,本文揭示了该厂生产的硫酸锌溶液下渗后对红黏土地基造成了污染,改变了土体原生结构性状和化学成分而使其软化的机制,并提出了在今后类似场区进行勘察工作的要点。
关键词：红黏土,污染,硫酸锌溶液,地基土软化
参考文献
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重金属污染土 篇6
目前,我国土体污染较多是由于工业废水中所含有的重金属离子造成的,土体遭到含有重金属离子的废料污染后,由于重金属离子的侵入,污染后的地基有可能由于土体性质的改变从而导致建筑物的破坏。如20世纪60年代化工部南京勘察公司在一些老厂房的改造过程中,发现地基土被废液污染而造成了建筑物破坏事故[1];20世纪90年代柳州市发生过电解锌车间的红黏土地基由于受到硫化锌的污染而使得地基强度显著降低,导致车间停产[2]。另外,土体被重金属污染后会导致一些桩基等地下结构直接遭受重金属离子的污染,严重影响到地下结构的耐久性及安全稳定,威胁其正常寿命使用,给工程安全及正常使用带来极大的隐患。研究表明,水泥材料与多种废弃物具有兼容性,能使大多数液相废弃物与水泥发生化学反应;并且形成的水泥固化体具有相对较好的结构及力学特性及相对低的渗透性,能有效防止污染物的扩散[3,4]。水泥固化污染土由于其成本低施工快的特点在实际工程得到广泛应用,尤其是在国外,污染土的固化技术已取得较大发展。
对于水泥固化污染土的力学性质研究,相关学者已做了一定的研究。陈蕾等[5,6]基于室内试验,系统性地研究了水泥固化重金属Pb离子污染土的应力应变、无侧限抗压强度及变形模量等特性,对相应Pb离子污染土的处治提供了参考。魏明俐等[7]开展了水泥固化/稳定锌污染土的无侧限抗压强度试验,研究了强度随龄期的发展规律和锌离子浓度对破坏应变和变形模量的影响。查甫生等[8]通过研究分别掺有Na Cl、Cu Cl2和Al Cl3的污染土,探讨了不同污染物掺量、污染物类型、水泥掺量及养护龄期条件下固化污染土的强度特性。可见,目前针对水泥固化重金属污染土的研究主要集中在其无侧限抗压强度的发展规律,以及离子浓度、水泥掺量和龄期对强度的影响,而对其他力学指标如黏聚力、内摩擦角和压缩系数等的研究较少。此外,现有研究多是基于试验的定性研究,试验结果也多是基于单一变量对某一土体性质进行分析,并没有将其发展规律系统化及定量化。
基于以上分析,本文采用Zn Cl2来配制重金属污染土,通过控制水泥掺量和重金属离子浓度作为影响变量,综合分析二者对水泥固化体的黏聚力、内摩擦角和压缩系数的影响规律,并得到了其相应的经验公式,以期能给实际重金属污染场地的固化施工设计起到参考借鉴作用。
1 室内试验
1.1 试验材料
本试验通过人工配制水泥固化锌污染土,所用土样为南京某一施工现场取得的典型淤泥质土,表1列出了其基本的物理力学性能指标。试验所用的锌污染源为氯化锌,设计锌离子的浓度为干土重量的0.04%、0.2%和1%。氯化锌为一种白色粒状或粉末状的晶体,极易融于水,空气中潮解性强,需避光密封保存。氯化锌具有毒性,在实际操作过程中严禁直接用手接触,因此在制备土样过程中需佩戴手套。水泥采用普通硅酸盐水泥PO42.5,掺量为干土重量的2.5%、5.0%和7.5%。
1.2 试验方案
为了研究水泥掺量对水泥固化污染土样各力学指标的影响规律,在锌离子浓度一定的条件下设置了三组水泥掺量分别为2.5%、5.0%和7.5%的试验分组;同样地,为了研究重金属离子浓度对水泥固化污染土样各力学指标的影响规律,在水泥掺量一定的条件下设置了三组锌离子浓度分别为0.04%,0.2%和1%的试验分组。以Zn0.04C2.5为例,其表示锌离子浓度为0.04%、水泥掺量为2.5%的试验分组,依次类推。作为对照组,同时还设置了无重金属污染和水泥固化的试验分组,记为Zn0C0。因此,本文试验总共配制了10组试验土样,养护温度均为20℃,养护龄期分为1 d、7 d、14 d和28 d四个阶段。
1.3 试验方法和设备
制样时首先将湿土切成薄片放干燥箱中烘干24 h,用粉碎机将其粉碎后过1 mm的筛;根据土样设计含水量50%,分别配制一定锌离子浓度(0.04%,0.2%和1%)的氯化锌溶液;按设计的水泥掺量与干土进行充分搅拌,分别配制一定水泥掺量(2.5%、5.0%和7.5%)的水泥土;将已配制的溶液和水泥土混合搅拌均匀,然后立即制备所需试样(直径61.8 mm,高20 mm),标准养护至一定龄期(1 d、7 d、14 d和28 d)后得到相应的水泥固化体试样,最后通过土工试验得到其力学指标(表1)。
本文土工试验中,主要采用应变控制直剪仪,通过直剪试验测定不同试样的黏聚力c和内摩擦角φ。采用单杠杆固结仪,通过压缩试验测定不同试样的压缩系数av。最终得到本文10组水泥固化体试样在不同龄期时的力学性质,进而处理分析各变量因素的影响规律。
2 试验结果
2.1 直剪试验
根据直剪试验结果,图1给出了不同试验条件下各龄期阶段时水泥固化体的黏聚力c。可见,在锌离子浓度一定、水泥掺量较高(5.0%和7.5%)的条件下,水泥固化体的黏聚力随着龄期的增长而不断增大,这主要是由于水泥固化土体中固化剂的水化反应、离子交换与团聚作用以及与土体颗粒之间硬凝反应不断进行,水化物和凝胶体不断发展生长,将土体颗粒覆盖包裹使得黏聚力值稳步提高。由于锌离子的存在对水化反应存在阻碍作用,其所生成的沉淀及难溶盐类阻碍了水泥的水化反应,使得土样的固化效果受到影响[9],黏聚力的增长过程比较缓慢,在龄期达到28 d时还存在一定的增长。此外,黏聚力的增长幅度与水泥掺量的大小有关,随着水泥掺量的提高而显著增大。在水泥掺量较低(2.5%)的条件下,固化体的黏聚力变化不大,甚至因锌离子浓度过高(1.0%)而导致黏聚力降低。
图2为通过直剪试验得到的不同试验条件下各龄期阶段时水泥固化体的内摩擦角φ。可见,对于同一锌离子浓度的污染土,除了2.5%水泥掺量的情况,在其余试验条件下,由于水泥固化初期阶段(7d)固化土体中固化剂的水化反应、离子交换与团聚作用以及与土体颗粒之间硬凝反应不断进行,使得固化体内的水化物和凝胶体不断发展生长,将土体颗粒覆盖包裹,并充填土体孔隙使得内摩擦角值稳步提高。但是随着养护时间增加,固化体抵抗水化反应中形成蜂窝状结构骨架被破坏的能力主要反映在无侧限抗压强度及黏聚力上,而污染土经固化后强度主要由水泥水化生成的各种凝胶体提供,这种凝胶体颗粒粒径非常小,表面光滑,其内摩擦角也较小,故整体上固化体在养护后期阶段内摩擦角不断减小,且后期减小值大于前期提高值。
2.2 压缩试验
图3为通过压缩试验得到的不同试验条件下各龄期阶段时水泥固化体的压缩系数av。可见,随着养护龄期的增加,水泥掺入土体后,水化反应稳步发展,土体的压缩系数持续下降,污染土的压缩特性得到了有效改善。但对于2.5%水泥掺量的固化体,其压缩系数却有所升高,说明该水泥掺量过小,不能有效对锌离子污染土起到固化效果。当锌离子浓度小于1%时,其对水泥水化的阻碍作用有限,因此固化体在前期就基本已经完成了水解水化、与土颗粒团粒化作用、硬凝反应、碳酸化等作用,固化体压缩系数已接近最小值,所以在龄期28 d时的压缩系数比14 d时并没有显著下降;而当锌离子浓度较大时(1%),对水泥水解水化的阻碍作用显著,水化水解作用较为缓慢,故在这种情况下,对于7.5%高水泥掺量的固化体,龄期28 d时的固化体压缩系数比14 d时有着明显下降,而对于低水泥掺量的固化体,由于总水泥水化量较小,其水泥的水化水解作用维持不到28 d,故在养护后期其压缩特性并没有得到有效提高。
3 水泥掺量和锌离子浓度对力学性质的影响
3.1 对黏聚力的影响规律
为了研究水泥掺量和锌离子浓度对水泥固化体黏聚力的影响规律,根据图1中的数据,图4给出了28 d龄期时黏聚力与水泥掺量、锌离子浓度的关系。可见,当锌离子浓度一定时,水泥固化锌污染土的黏聚力随着水泥掺量的增大而不断增长。当锌离子浓度达到1%时,水泥掺量的提高并不能显著提高固化体黏聚力。当水泥掺量一定时,固化体黏聚力随着锌离子浓度的增大而减小。对于三种不同锌离子浓度的情况,采用式(1)所示的指数函数能够较好地描述水泥掺量对黏聚力的影响。
式(1)中,c为水泥固化锌污染土的黏聚力,k Pa;x为水泥掺量,%,A和B为影响参数。其中,锌离子浓度对黏聚力的影响主要体现在:对于同一水泥掺量,锌离子浓度越高,对水泥水化效果阻碍作用越加明显,固化体黏聚力越低,参数A值和B值也随之越小。可见,影响参数A和B并非常数,而均与锌离子浓度有关。
水泥固化锌污染土体的黏聚力受未污染土体原始黏聚力的影响,当水泥掺量为0、锌离子浓度为0时,固化体黏聚力应该等于无污染素土的黏聚力c0。因此,对于上述固化体黏聚力变化规律公式,其影响参数A应该包含无污染素土的黏聚力c0的影响。为了满足上述要求,令A=(1+C)c0,参数C与锌离子浓度有关,当锌离子浓度为0时,C等于0。在本实验中,无污染素土试样Zn0C0的黏聚力c0为18 k Pa。图5给出了参数C与锌离子浓度α的关系曲线图。可见,采用幂指数函数能够较好的拟合参数C值与锌离子浓度α之间的关系,相关系数为0.999。综上分析,锌离子浓度对参数A的影响可用式(2)表示。
图6表示参数B与锌离子浓度的关系曲线图,参数B值随着锌离子浓度α的增大而减小。同样地,二者之间的关系可以较好地用式(3)所示指数函数来表示。
将式(2)和式(3)代入式(1),得到在养护温度20℃、龄期28 d时水泥固化锌污染土体的黏聚力c与锌离子浓度α、水泥掺量x之间的关系。
由式(4)可见,其满足:当水泥掺量x为0、锌离子浓度α为0时,水泥固化锌污染土体的黏聚力c等于无污染素土的黏聚力c0。图7为28 d龄期时水泥固化体黏聚力试验值与预测值的对比结果。由图可见,采用式(4)得到的黏聚力预测值与试验值较为吻合,两者之间的误差较小。可见,该式能够较好地描述本试验中水泥掺量和锌离子浓度对水泥固化体黏聚力的影响规律。
3.2 对内摩擦角的影响规律
采用与上节类似的分析方法,可得锌离子浓度α和水泥掺量x对水泥固化锌污染土体内摩擦角φ的影响规律为
式(5)中,φ0为无污染素土的内摩擦角14°。针对28 d龄期时固化体的内摩擦角,将采用上式计算得到的预测值与图2中的试验结果作对比,如图8所示。可见,在同一养护龄期阶段时,锌离子浓度和水泥掺量对固化体内摩擦角的影响规律与对黏聚力的影响规律基本相似。
3.3 对压缩系数的影响规律
同样的,锌离子浓度α和水泥掺量x对水泥固化锌污染土体压缩系数av的影响规律可表示为:
式(6)中,av0为无污染素土的压缩系数1.25 MPa-1。需要注意的是,参数C与锌离子浓度α的关系更符合指数函数关系,而不是上述的幂函数,因此该式无法正确描述无锌离子污染和水泥固化时素土的压缩特性。针对28 d龄期时固化体的压缩系数,图9给出了采用上式计算得到的预测值与图3中试验结果的对比。可见,在本文试验条件下,该式较好地揭示了锌离子浓度和水泥掺量对水泥固化锌污染土体压缩特性的影响规律。
4 结论
(1)在低锌离子浓度、高水泥掺量的情况下,水泥固化锌污染土的黏聚力随着养护龄期的增长而增大,内摩擦角表现为养护前期增大、后期减小,压缩系数则表现为随养护龄期的增长而减小,表明合理的水泥掺量能够对一定锌离子浓度的污染土起到有效的固化作用。
(2)锌离子浓度一定时,28 d龄期水泥固化锌污染土的黏聚力随着水泥掺量的增大而不断增长,二者呈现指数函数关系。当锌离子浓度达到1%时,水泥掺量的提高并不能显著提高固化体黏聚力。水泥掺量一定时,其黏聚力随着锌离子浓度的增大而减小;内摩擦角呈现与其相似的变化规律,而固化体的压缩系数则随着水泥掺量的增大而减小。
(3)在本文实验条件下,锌离子浓度和水泥掺量对固化体黏聚力、内摩擦角和压缩系数的影响规律均可以采用经验公式(1)的形式来表示。针对其他重金属污染土样,该变化规律的适用性还有待进一步的验证。
参考文献
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重金属污染土 篇7
但是该技术的发展还需要更加深入的理论指导,因为与其他常见的屏障技术相比,人工冻结土屏障的性质更多地依赖于冻土温度及其冻结过程,目前已有的相关研究主要集中于天然冻土中的污染物迁移以及人工冻土处置污染物验证性研究两个方面。现在介绍污染物在屏障中的扩散与吸附特性、污染物在冻土中的运移特征以及冻结法在处置污染物上的应用等方面有关的研究现状,希望对我国冻结法处置污染物提供一些借鉴,并利用已有的成果和技术,深入广泛地开展冻结法处置污染物的研究。
1 污染物在屏障材料中的扩散和吸附特性
对于屏障材料而言,如何有效的阻拦污染物在地下水中的迁移是一个关键的问题,目前国内外众多学者都在从事该领域的相关研究工作。国外对该领域的研究开始较早,研究内容主要集中在屏障材料对污染物的吸附上,文献[6]利用红外分析、X射线衍射、比表面积分析等实验手段研究有机改性膨润土,发现经过改性后,有机表面活性剂附着在蒙脱石的表面上,大大增加了该膨润土的吸附性,此外在利用该改性膨润土吸附含氧阴离子Cr?以及Mo?时,该膨润土对Cr?、Mo?的吸附量分别为0.7 mmol/g、1.4 mmol/g;Eren,Afsin[7]通过差热分析、X射线衍射等多种测试手段研究了天然膨润土及酸改性膨润土中Cu2+的吸附过程,得出Cu2+的吸附量受到其初始浓度、p H值、温度、离子强度、络合反应等因素的影响,差热分析表明吸附在膨润土上的Cu2+对其热参数有显著影响;Lacin等[8]研究了天然膨润土去除污水中重金属离子Cd2+、Zn2+的能力,通过在不同吸附剂含量、温度、搅拌速度以及接触时间下的膨润土吸附重金属离子Cd2+、Zn2+的试验,得出天然膨润土对Cd2+、Zn2+的最大吸附率分别可达99.85%、96.84%;Philip等[9]通过室内试验以及长期原位试验研究了水泥-膨润土屏障对污染物的阻滞过程,认为该屏障在阻滞污染物方面表现极为卓越;Kugle等[10]通过弥散试验测定了Horn垃圾填埋场中重金属离子Zn2+、Pb2+穿透黏土屏障的时间,得出在最坏的情况下Zn2+穿透屏障需要300年而Pb2+穿透屏障需要700年;Li和Cleall[11]研究了渗滤液在压实黏土衬垫中的扩散情况,建立了挥发性有机物在压实黏土衬垫中的扩散模型,得出了挥发性有机化合物在压实黏土衬垫中扩散的解析解。国内对屏障材料的研究主要集中在污染物在其中的扩散与吸附作用,龙晓燕等[12,13]根据组成材料的性质及施工方法类别划分,对各种垂直隔离措施作初步小结,并结合一维溶质运移的对-扩散方程,就某化工厂附近SO42-离子污染地基处理的具体实例进行分析和讨论;陈永贵、张可能等[14,15,16,17,18,19,20,21],通过数值模拟、室内试验等研究手段,分析了黏土固化浆帷幕对填埋场渗滤液的阻渗性能,结果表明,污染物在黏土固化浆液结石体中迁移时可生成沉淀物,堵塞结石体导水通道,改善孔隙结构和孔级配,使结石体的阻渗性能随渗透历时逐渐增强,且温度、p H等因素对该屏障的污染物阻滞性能有很大影响;陈云敏、叶肖伟等[22,23]根据水和离子在电场、渗流场和浓度场作用下的迁移原理研制了室内动电模拟试验装置,利用该装置研究了多场耦合作用下锌离子在黏土中的迁移性状,并对试验结束后的土样进行了浓度,含水率及p H等测定。结果表明,动电作用可以有效地阻滞Zn2+在黏土中的迁移;谢海建、蒋元生等[24,25,26,27]在考虑土工膜渗漏、有机污染物的扩散以及降解等作用下,针对土工膜和压实黏土衬垫组成的两层复合衬垫开展研究,获得了污染物通过其运移的滞后时间,并建立了渗漏、扩散和降解作用下有机污染物在这类复合衬垫中运移模型及其解析解,并根据得到的解析解,分析了渗滤液水头,土工膜连接的褶皱长度,界面导水系数以及生物降解半衰期对复合衬垫防污性能的影响,对填埋场复合衬垫的设计提供指导;张金利等[28]、杨秀敏等[29]、何俊等[30]、史明明等[31]、贺勇等[32]研究了膨润土作为屏障材料对重金属离子的扩散及吸附过程,获得了包括Cu2+、Zn2+、Cd2+、Pb2+等多种重金属离子在天然膨润土中的迁移和吸附特征,得出了p H值、温度、离子强度等因素对该过程有很大影响;关于改性膨润土屏障方面,莫晓余[33]、孙洪良等[34]、战金辉[35]、曾兴等[36]、赵斌[37]、陈文娟等[38]、李志娟[39]、王盼盼[40]等研究了改性膨润土材料对污染物的吸附过程,提出了通过高温烘焙、添加可溶盐、添加酸以及添加有机物的方法改变膨润土的层间结构,使得膨润土中可交换阳离子数量大增,提升其吸附污染物的能力。
关于污染物现有工程屏障材料中的扩散和吸附特性,国内外学者已经研究的十分透彻,并且一些较为成熟的屏障材料,例如膨润土及其改性材料、压实黏土材料等已经运用到实际的污染物处置工程中,然而目前国内外学者对现有工程屏障材料对环境的影响方面的研究较少,应该对其在使用期内对环境的二次污染以及使用寿命结束后的拆除及回收等方面多加关注。
2 天然冻土中污染物的迁移研究
关于冻土中污染物的迁移问题,国外研究较早,Mackay等[41]在室内试验研究发现多年冻土区的低温以及雪盖可以大幅增大原油的黏度有助于降低原油在土体空隙中的扩散和渗透;Chuvilin等[42]通过进行负温下的土壤和原油的接触试验发现,土壤粒径、含盐量、冷生结构以及土壤中冰的原生分布状态对石油污染物的迁移过程有显著的影响;Lund等[43]研究了土壤颗粒和地形地貌等因素对冻土中污染物迁移的影响,发现粗颗粒以及颗粒的不均匀性可以加速污染物的迁移,有机质的缺乏以及细颗粒可以降低土壤对污染物的吸附,陡峭的地形也可以加快污染物迁移的速率;Kokelj等[44]对加拿大西北部的Mackenzie地区进行了大量研究,研究发现多年冻土活动层中的盐离子含量较高,而多年冻土表层中盐离子含量较低,这是由于从地表向下冻结时土壤中可溶盐离子随着冻结锋面的不断向下而向下迁移所致,且被多年冻土对可溶盐离子的阻滞作用而富集于活动层底部;Silmes Katri等人建立了模拟冻土中除草剂迁移的CROPWATN-P模型,研究发现由于冻结对除草剂的析出作用,冻结锋面附近的除草剂浓度很高[45];Bevel[46]以收到木榴油污染的细粒土为研究对象,分别进行了不同初始含水量、冻结方式、以及污染物浓度下的冻融循环试验,得出冻融循环能够改变土体结构,使得土体对污染物的吸附性下降;Bitterli等[47]研究了寒区沙漠地带的土壤对重金属离子及有机物的溶解能力,发现冻融循环可以有效地增大寒区土壤渗滤液中的重金属离子浓度,且第一次冻融循环增幅最大。国内方面,周幼吾、邱国庆等人[48,49]在研究土体冻结过程中盐分场变化时发现不同介质中盐分运移的方向有所差异,在渗透性较高的多孔介质(如砂土)中,盐分迁移的方向是从已冻区指向未冻区,但在渗透性较低的介质中,盐分运移方向相反,总体上盐分向着冻结锋面迁移,在冻结锋面处形成高浓度区域;张殿发等[50]认为冻结过程中,土体中的盐分会随着水分冻结锋面聚集,形成一个盐分浓度很高的区域,冻结锋面会跳过这些富含盐分的区域,将他们包含在冻结的土体中,形成冻结区与非冻结区互层的现象;杨思忠等[51,52]总结了多年冻土区原油在冻土区的迁移影响因素及清除方法,认为土壤中石油烃的迁移和分布受土壤和地形、温度、含水(冰)量以及冻融过程等多种环境因素影响;杨宁芳等[53]研究了冻土中重金属污染物的迁移特性,发现重金属元素由未冻区向冻结区迁移,从冻结层的低温端向高温端迁移;李兴柏、邴慧等[54,55]对石油和可溶盐污染物的迁移特征进行了回顾和研究,通过对土体温度场特征、水分分布特征和石油分布特征的监测分析,研究了温度梯度作用对污染物迁移过程的影响机制,认为温度梯度是污染物迁移的主要驱动力之一;李国玉、马巍等[56]回顾了国内外有关石油污染物迁移机理的相关研究,发现冻土区石油污染物的迁移受冻融循环、低温以及相变的影响巨大;张莎莎等[57]用粗粒盐渍土进行了多次冻融循环试验,以研究土体中水分和盐分运移量的联系,发现经多次冻融循环后的靠近冷端水盐含量较大,水分盐分在土体中迁移呈现出不完全对应的分布关系,水分和Cl-的分布呈现反“S”型,SO42-的分布呈现“C”型;张赛[58]采用室内冻融试验的方法,研究了冻融过程中土壤中Cd的迁移转化规律以及冻融作用对土壤中Cd的迁移及其在土壤剖面分布的影响。齐晗兵等[59]考虑冻土环境对输油管道泄漏污染物在土壤中迁移的影响,建立了埋地输油管道泄漏污染物多相传热传质过程的迁移数理模型,通过模拟计算发现,冻结土壤中介质相变对管道泄漏传热影响较小,土壤温度场变化基本一致,随着泄漏时间的增加,管道轴线截面处温度分布趋于一致;郭平等发现冻融作用降低了土壤对重金属的吸附量,影响了土壤对Pb2+的吸附机制,利于Pb2+向环境的解吸和释放[60]。王展等研究了冻融作用对土壤中镉吸附特性以及赋存形态的影响,发现未冻融和冻融处理土壤对镉的吸附量均随着含水量的增加先增加后减少,土壤经冻融处理后,对镉离子的吸附量增加,吸附能力增强。其吸附比随冻融频次增加而增加,且随着土壤冻融次数增加,土壤中镉的解吸速率和解吸率都在降低,说明冻融作用可以暂时降低土壤中镉的迁移性[61,62,63]。丛鑫等[64]研究了冻融对污染场地土壤重金属稳定化性能的影响,通过分析冻融循环后Pb、Zn的浸出毒性和土壤结构的变化,发现融循环使土壤空隙变大、结构松散,且使得土壤Pb、Zn的浸出毒性增大,得出冻融循环会对土壤样品造成一定影响,冻融循环可以增大土壤中Pb、Zn的迁移性。徐聪珑等[65]研究了冻融循环作用对东北黑土中重金属铜锌活性的影响,通过试验发现,冻融作用可以使黑土中Cu和Zn的活性增加,且活性态中的大部分是以碳酸盐结合态的形式存在的。
天然冻土中的污染物迁移研究内容主要集中于污染物在冻土层及活动层内的分布特征、迁移速率影响因素等方面,研究手段以室内试验和野外测试为主,通过分析温度场及冻融循环影响作用下的浓度场,探寻污染物在冻土层内的运动规律,土体温度初始条件和边界条件受到气温波动的影响,温度与污染物浓度属于被动变化,且较少考虑污染物对冻结土体的穿透性。
3 利用冻土阻滞及处置污染物的实践
国外对于冻结法阻滞污染物应用也较为成熟,早在1971年,Heathman等人[66]在专利中指出,在鞍型地区通过冷媒在钻孔中循环进行原位冻结,形成不透水的冻土屏障结构用于控制土壤中碳氢化合物燃料的泄露。此外,1989年Concept R.K.K.公司[67]也提出建立一个封闭、低渗透性的冻土屏障,用于阻滞污染物,专利中提到在污染源周围间隔布置处向下延伸的管道组,注入冷媒在屏障管道中流动,使周围土体冻结,以遏制有害物质在土体中的迁移。之后以美国代表的发达国家开展大量试验来探索该项新技术。美国能源部(DOE)橡树岭实验室利用永久冻土层的天然隔绝作用阻止放射物的外泄[68];北极基础公司(AFI)进行了12个月的足尺野外验证,冻土屏障围护区域平面尺寸75×80英尺,深度30英尺以上,结果显示混合热棒技术形成的冻土屏障,可用于保存包括放射性、化学、生物等废弃物,并在20~50年或更长时间内保证安全[69];美国环境保护署(EPA)国家风险管理研究实验室研究报告指出影响低温屏障经济性的因素主要为场地的水文地质条件和岩土物理性质,并对经济成本组成进行了详细分析[70];Dash[71]得出冻土屏障具有良好的密封、耐腐蚀、抗辐射和变形稳定性,并分析了废弃物低温处置的经济性;Alekseev等[72]对西伯利亚冻土中的转化迁移研究表明永久冻土层是天然的物理化学屏障,能够有效地将污染元素阻隔于永久冻土层之上;Magee等[73]采用热模型分析填埋场的热状况,分析得出可利用冻土的回冻特征使填埋后的固体废弃物重新冻结,降低废弃物的分解速率;Wagner等人[74,75]利用热虹吸技术创建冻土屏障,模拟了人工冻土屏障工作状态,测试了大块土体冻结的速率、完成冻土屏障所需要的时间以及平均用电量;Akiharu Ousaka[76]利用人工冻结配合氮气和水的二相喷注来拦截污染物并修复受到污染的土体;V.Ostroumov等人[77]提出了冻融界面是地球化学屏障,导致土壤中的化学元素产生选择性的低温集中和化学沉淀作用;加拿大大型矿山恢复治理办公室提出利用人工冻结屏障封存采矿过程中产生的有毒有害的固体废弃物[78];日本福岛核电站泄漏事故发生之后,日本政府经济产业省与鹿岛建设公司合作,在1~4号核反应堆外围建设冻土墙阻挡放射性废水排入大海,计划2015年4月~9月间完成冻土墙建设[79];赵由才等[80,81]研究低温下生活垃圾的降解行为,有机质分解速率受温度影响较大,垃圾渗滤液的产量与温度成正相关。
冻土阻滞及处置污染物从20世纪70年代至今40多年的研究历史,实践研究在不同领域均有涉及,研究重点也各有不同,包括了功能验证性试验、可行性分析试验、经济性评价试验和应急处置实践,都展现了这一技术的潜在活力和实际价值。
4 讨论与展望
从以上研究可以看出,对于天然冻土中的污染物迁移过程研究已经取得了丰硕的成果,在冻土区石油污染物迁移特征、冻土区重金属污染物迁移特征、冻融循环对污染物的迁移特征及赋存状态的影响以及冻土区可溶盐迁移机理等方面都进行了深入地研究。但是在主动利用冻土阻滞污染物方面研究较为薄弱,仅美国、俄罗斯等国对利用人工冻土阻滞污染物进行了初步的研究,而国内研究较少。为了深入研究人工冻土屏障阻滞污染物这项技术,建议深入开展以下几方面的研究。
(1)高温度梯度冻结下的污染物迁移特征研究需要进一步开展。国内外学者做了许多关于天然冻土中重金属迁移特征的研究,天然冻土条件下冻结作用持续时间长,冻结温度较高,温度梯度相对缓和。在人工冻土屏障中,温度梯度较高,与天然冻土中的温度场存在显著差异。为了更好地研究人工冻土屏障阻滞污染物这一技术,有必要开展关于在高温度梯度冻结下的污染物迁移特征的研究,然而关于该方面的研究较少。根据前人天然冻土中水盐迁移过程和迁移机理的研究,发现在冻土区,当满足一定温度梯度,含水量,土体结构等条件时,土壤盐分在温度梯度的作用下会发生集聚现象,在近地表的位置形成一个盐分浓度极高的区域。在高温度梯度的条件下,土体中的污染物是否还能出现集聚现象。目前,还没有研究报道,故多年冻土区石油迁移过程研究值得深入探讨。
(2)低浓度条件下污染物迁移特征需要进一步开展。国内外对于冻土中污染物的研究大多针对污染物浓度较高的情况,而在实际环境中的污染突发事件中,污染物浓度大多都处在较低的水平。当污染物浓度较低时,冻土中污染物的迁移特征和高浓度条件下有较大的差异,但是低浓度条件下污染物迁移特征的研究还存在不足,关于低浓度条件下的污染物迁移,针对性的试验验证和论证进行较少,这方面的理论也有待深入。此外,当污染物的浓度处于较低水平时,冻土中的污染物是否会因冻结作用而产生富集现象,这些问题还有待于进一步深入研究。
(3)人工冻土对污染物的阻滞机理的研究还需要进一步开展。国外也仅仅对人工冻土阻滞污染物进行了非常基础的研究,研究内容大部分是大型原位人工冻结试验,主要的目的大部分为验证人工冻土阻滞污染物的可行性与经济性;对于人工冻土的阻滞机理目前的研究还不够深入。冻结作用引起土体物渗透性、空隙特征以及吸附特性等物理化学性质的改变,针对这些因素的影响作用展开深入研究,进而进行机理分析是日后进一步应用这一技术的关键。所以开展人工冻土对污染物的阻滞机理研究具有重大意义。
重金属污染土 篇8
多环芳烃(PAHs)是一类持久性有机污染物,具有较高致癌、致畸、致突变性[1],它能广泛地存在于水、土壤中,特别是大气飘尘中,可通过脂溶途径进入细胞内部,从而对生物体产生毒性和突变等病理影响[2]。研究表明燃煤排放烟尘中PAHs 主要分布在飘尘和烟气中,此外,大气中的PAHs 还会被植物吸收,或积累在土壤中[3],通过食物进入人类的食物链,危害人类的健康,因此大多数国家都已将其列为优先控制污染物。所以修复PAHs污染,尤其是长期污染土壤显得十分重要和迫切[4,5]。
下面从介绍目前用于修复多环芳烃污染土壤的技术入手,详细介绍针对北京某焦化厂PAHs污染土进行的回转窑高温热解析修复。
1 PAHs污染土修复技术简介
1.1 土壤洗涤
PAHs污染土壤的治理,一种简单的技术是用适当的冲洗流量接触土壤,将污染物提取到液相中,再单独处理冲洗液,可以用于就地或异地的土壤处理[6,7,8]。作为一种异地土壤治理方法,洗涤前首先把土壤挖出,放入洗涤设备;就地土壤冲洗指的是应用于未挖掘的土壤,利用地下水萃取,反冲洗系统的处理过程。
1.2 焚烧处理
焚烧处理过程通常包括两个步骤:首先是使污染物从土壤中蒸发出来,这一过程发生在150~650℃,然后再把这些污染物在850~1200℃的环境里摧毁。实验证明,焚烧处理技术可以处理氰化物、PAHs、石油、碳氢化合物和汽油。土壤中的有机物、汞(Hg)和氰化物的去除率可达到99%。
1.3 生物处理
生物降解是利用微生物将污染物质转化为无污染的混合物,如水和二氧化碳。在大多数的土壤环境中会发生污染物质自然生物降解,但在自然条件下的生物降解通常不能顺利地实现有效净化。
通过相关过程参数的最优化调节(如土壤温度、湿度、DH值、氧化还原电位、氧浓度、电子受体类型、所需微生物的存在和微生物的生物有效性)来提高微生物降解的条件,从而增强降解的过程。一些比较典型的土壤生物处理方法为:土壤堆放处理[9]、浆态生物反应器处理[10]、叶片搅动半固态生物反应器和旋转半固态生物反应器处理。
1.4 植物修复处理
植物修复是利用受植物影响的微生物、化学和物理过程来修复受污染的土壤。
在国外,Pradhan[11]和 Anderson[3]等研究了受PAHs污染土壤的植物修复。他们发现与裸露的土壤相比,植物根区域是有机物生物降解的主要传导环境。根围区域有非常多样化的微生物(细菌)种群,而且细菌的数量比不毛之地(无植物生长)要大2~3个数量级。因此,可以通过在污染土地上种植草来促进生物降解。在国内,有大量的工作者对植物修复PAHs污染的土壤进行了大量的研究[12]。
植物修复作为一种最后的土壤净化清洁技术,它能够进一步减少土壤中总PAHs和致癌性PAHs的浓度,而在没有种植植物的对照土壤中,不能察觉到PAHs的处理效果。对地面上植物组织进行分析,没有检测到PAHs,这就意味着PAHs已经被新陈代谢过程分解,这项技术不会把土壤中的污染物转移到其他媒质环境中。
1.5 吸附和生物处理
Martienssen等[9]发明了一项吸附和生物处理共同起作用的技术。他们利用覆盖了驯化过的细菌的吸附载体微粒,在土壤的冲洗过程中,污染物很好地附着在生物吸附载体上,并且能在紧接着的生物降解阶段得以去除。这项技术对受PAHs污染的土壤的处理尤为有效。
2 焦化厂PAHs污染土
2.1 焦化厂PAHs污染土的来源
焦化厂炼焦是烟煤在隔绝空气加热到950~1050℃,经过干燥、热解、熔融、粘结、固化、收缩等阶段最终制得焦炭[2]。
其中有3个工艺过程易产生大量含PAHs 的烟尘,污染环境,制造出PAHs 的污染土[13,14,15]。其一是在装煤时,由于装煤车的导煤筒与焦炉的装煤孔密封不严,入炉煤粒受焦炉炭化室高温作用部分燃烧产生高压气流,随煤粉从导煤筒与装煤孔的缝隙处直喷而出,造成大量含PAHs 的煤粉(含半焦)污染炉顶空间,并对工人的身体健康造成危害。其二是出焦时,由于除尘设备效率不高,造成大量粒径不一的焦末污染环境。其三是煤场的煤在到达煤塔的运输过程中含大量PAHs 的细小煤尘进入大气中。
2.2 焦化厂PAHs污染土的成分分析
北京某焦化厂所在地区地势平坦开阔,该地区在地质构造单元上位于华北地台的北部,岩性为粘质沙土、沙质粘土、粘土,细、中、粗砂和沙砾石等相间组成为多层结构,需处理的PAHs污染土量达几十万立方米。表1为焦化厂污染土的PAHs污染物分析。
PAHs污染物主要由C、H组成,不含Cl(在污染土中也没有检测到Cl的存在),燃烧之后的产物为CO2和H2O,推测不会产生酸性气体和二噁英,不会对环境产生影响。
3 回转窑高温热解析技术研究
水泥窑炉具有燃烧炉温高和处理物料量大等特点,且水泥厂均配备有大量的环保设施,是环境自净能力强的装备。水泥回转窑具有以下特点[16,17]:(1)有害有机物分解率高;(2)回转窑热容量大,工作状况稳定,可处理大量的废料,而且能维持均匀、稳定的燃烧气氛;(3)系统在全负压状态下运行,避免了有毒、有害气体的外溢。
针对北京某焦化厂PAHs污染土的污染土量大、污染面积广的状况,结合水泥回转窑的特点,提出了一套合理的修复技术,即回转窑热解析技术。
3.1 热解析技术简介
热解析技术是指利用加热方式将受有机物污染的土壤加热使有机物污染物分解,再进行尾气处理。热解析修复技术(TD)是通过直接或间接热交换,将污染介质及其所含有的有机污染物加热到足够的温度(通常被加热到150~540℃),使有机污染物从污染介质上得以挥发或分离的过程[18]。
热解析技术主要可分为2个单元,如图1所示[19],第一单元为加热单元,通过加热将土壤中有机污染物挥发成气态后分离,在加热处理物质的过程中,亦会将土壤中的水分含量一起蒸发,故第一阶段的加热单元又称为干燥器;另一单元为气态污染物处理单元,含有污染物的气体处理达标后排放至大气。气体处理单元根据有机物的性质、浓度及经济性等因素选燃烧等方式处理气态污染物。
一般而言,可根据污染介质被加热所能达到的温度,将热解析技术分为两大类:土壤或沉积物加热温度为150~315℃的技术为低温热解析技术;温度达到或超过315~540℃的技术为高温热解析技术。
依处理场地区分,可区分为离场(Ex-situ)处理及现地(In-site)处理两种[20]。处理方式的选择须视污染范围及深度决定,亦即污染体积决定了挖除及载运费用,污染体积大适合以现地处理,相反,污染体积小则适合离场处理。
3.2 北京某焦化厂PAHs污染土修复
针对北京某焦化厂的PAHs污染土采用了如图2所示的回转窑高温热解析装置进行修复,此装置包括进料系统、回转窑、二燃室、高温蒸汽回用系统、燃烧系统等。
回转窑作为一燃室,对污染土进行加热,使得PAHs等有机污染土挥发,进入二燃室进行燃烧摧毁,最终达到污染土修复的效果。
PAHs污染土具体修复流程如图3所示。污染土进入回转窑后,采用顺流的方式,在负压状态下,污染土在回转窑内的温度为450℃,沿着装置倾斜角度和旋转方向缓慢移动,经0.5h的烘烤,使PAHs污染土在欠氧条件下完成干燥、热解汽化及部分燃烧,净化后土壤进入冷却机输送出系统检测,其检测值如表2所示,可以看出经过450℃的热解析后,污染土中的PAHs含量大幅度降低,达到修复目标值,而后可以进行安全填埋。
回转窑内包含汽化PAHs污染物的烟气从窑尾进入二燃室,加热到1200℃,留时间2s以上,进行富氧燃烧[21,22],富氧燃烧不仅可以有效减少NOx的排放[23],使烟气中的PAHs得以充分分解,同时使形成的二噁英等毒物在高温区内完全分解[24,25,26],确保污染物的彻底销毁。对二燃室和烟囱内的烟气进行检测,结果如表3所示。
由表3可以看出,烟气中一氧化碳浓度较高,在氧气浓度超过10%的情况下,可以排除燃料燃烧不完全的原因,认为它是多环芳烃的分解产物。在二燃室充分燃烧的高温烟气由烟道经过回旋除尘后,部分烟气通过余热直接利用系统进入回转窑的窑头,直接用于加热污染土;剩余部分烟气经烟囱外排。
3.3 回转窑热解析效果的分析
PAHs污染土经回转窑热解析技术最终有两大产物,一是排空的烟气,二是修复后的土壤,所以从这两个方面对回转窑热解析效果进行评价。
烟气经过净化系统之后,其中的CO2、CO、NOx达到国家相关排放标准,烟气中没有检测出PAHs和二噁英。
污染土中PAHs污染物由处理前的67.6mg/kg下降到0.4mg/kg,其去除率达到99.41%。但是土壤塑性指数略有下降,为砂型土壤,可用于安全回填,或者通过上部覆盖土壤或添加营养物到处理过的土壤中,使这些土壤重新用于种植。
回转窑热解析技术也具有一定的局限性,体现在以下几个方面:(1)含水率高于30%的土壤不建议进行热解析处理;(2)粘土含量过高的土壤将增加热解析的处理费用和难度;(3)有机污染物浓度高会增加土壤热值,高温可能损害热解吸器,甚至发生燃烧爆炸,故排气中有机物浓度要低于爆炸下限25%,进料土壤中石油烃的最大浓度一般不要超过爆炸下限值的2%。
3.4 回转窑热解析技术其他应用案例
1993年11月至1994年3月,在俄亥俄州,美国的超级金项目采用高温热解析技术对Pristine公司的废水处理厂地区污染土(被氯代脂肪烃、杀虫剂、多环芳烃和金属等污染的土壤)进行了处置。土壤修复目标中涉及的所有污染物都进行了土壤全分析测试,其11项污染物中的氯代脂肪烃、多环芳烃、杀虫剂等6项经修复达到了目标限值或低于目标限值;大气污染物中的二氧(杂)芑/呋喃和粉尘含量都通过了测试。
1999年4月至6月,新泽西州华盛顿,Stan Wojinski环境化学公司利用高温热脱附技术对含PCB及PAHs的污染土进行了处置。PCBs、SVOCs 的浓度达到了修复目标值,约6%因未达目标值而重新进行处置。
4 结语
回转窑高温热解析技术可以高效去除污染土中多环芳烃的污染,实现不同沸点有机污染物一次达到整治目标。修复后的土壤可以用于安全回填,或者通过上部覆盖土壤或添加营养物到处理过的土壤中,使这些土壤重新用于种植,排空的烟气中的CO2、CO、NOx达到国家相关排放标准,没有产生二噁英剧毒有害物质。
重金属污染土 篇9
水泥土为水泥、土、水或许还有外加剂混合、压实和养护后的一种拌和物。而水泥土桩由于其价格低廉, 性能良好, 材料来源广泛, 被广泛应用于地基处理、基坑围护、公路堤坝等工程上, 并且随着时间的发展, 其应用范围和领域越来越大。目前国内外学者对水泥土在自然条件下的力学性质及其强度增长规律进行了深入的研究, 并且取得了一定的研究成果, 比如M.N.Ibragimov提出可以通过高压浇注水泥和水泥浆使沙化土壤牢固[1];Kawasaki研究了在粘性土中掺入各种水泥的力学特性, 从而指出, 掺入水泥种类的不同, 水泥土的力学性能也有较大的差异[2];王维玉, 赵拓等采用爆破地震动模拟天然地震动的方式, 对夯实水泥土桩复合地基进行现场动力试验研究, 研究了爆破作用下, 单桩和群桩复合地基峰值加速度、最大水平位移的变化规律, 夯实水泥土桩在不同荷载条件下主频的变化规律[3];张伟丽, 蔡健等根据静载荷试验和数值模拟的结果, 研究垫层厚度对水泥土搅拌桩复合地基沉降的影响规律[4]。目前这些研究成果都是基于自然条件下的水泥土特性研究, 在污染土体或者侵蚀环境下的水泥土力学性能变化研究成果还比较缺乏。
由于现代工业造成的废水及废弃物的排放, 越来越多的土体中含有超标的酸、碱或者盐等污染物, 且我国土地资源日趋紧张, 在污染地基上进行土木建筑, 已成为必行之势。地基土污染对水泥土桩体的力学性能具有很大的影响, 有可能导致建筑物的地基基础受到破坏, 影响建筑物的使用寿命和安全使用, 因此开展污染对水泥土强度的影响研究具有重要的现实意义与经济意义。文章采用清水、生活污水及工业污水调配制作的水泥土试块进行无侧限抗压强度试验, 并将不同养护龄期段的三种试块强度进行对比研究, 从中找出生活污水及工业污水对水泥土试块、水泥土桩的力学性质的影响, 为地基基础设计提供理论依据。
1 室内模拟试验
1.1 试验材料与模型制作
试验采用的原状土样来自江苏省徐州市某建筑工地, 其物理力学参数如表1所示。水泥土采用等级为42.5#的普通硅酸盐水泥, 水样采用清水水样、工业污水水样和生活污水水样。其中清水水样采用普通自来水;工业污水水样采用徐州某造纸厂排放的造纸废水, pH值为6～7;生活污水水样采用徐州某大学污水排放池, pH值为6～7。
在水泥土试块制作的过程中, 拟定按水 (清水、工业污水、生活污水) 、水泥、土样质量比为0.45∶0.15∶1为标准配制水泥土混合料, 将其搅拌均匀后装入7.07 cm×7.07 cm×7.07 cm的钢模中, 24 h后脱模放入标准养护箱中养护7 d、14 d、28 d, 随后将养护好的试块进行无侧限抗压强度试验。
1.2 无侧限抗压强度试验结果分析
根据《岩土工程勘察规范》 (GB50021-2001) [5]、《工业建筑防腐设计规范》 (GB50046-95) 6]、土工试验等相关规程对无侧限抗压强度试验的要求, 将以上三种制作好的水泥土试块分别作加载精度为0.5级、加载速率2 mm/min的无侧限抗压强度试验, 试验结果如图1～4所示。
从图1可以看到, 随着养护龄期的延长, 三种水泥土试块的无侧限抗压强度均呈增加趋势, 且清水试块的强度>生活污水试块>工业污水试块;从图2～4可以看到在各个相同龄期, 清水试块的强度都要大于生活污水试块和工业污水试块, 且强度差异值较大;但是生活污水试块和工业污水试块的强度差异值较小, 这取决于生活污水和工业污水中包含的离子种类和酸碱性的不同。
所以结果是, 生活污水和工业污水对水泥土试块、水泥土桩体的强度是有不良的影响的。随着时间的推移, 可能造成地基的不均匀沉降, 上部建筑物的开裂, 严重时甚至可能导致上部建筑的倾倒和坍塌。所以, 对在污染及侵蚀环境下的水泥土桩复合地基的抗腐蚀保养问题研究, 具有重大的现实意义。
2 结论
随着养护龄期的增加, 清水水泥土试块、生活污水水泥土试块及工业污水水泥土试块的无侧向抗压强度均出现增长;在相同的养护龄期, 清水水泥土试块的无侧向抗压强度大于生活污水水泥土试块及工业污水水泥土试块且差异值较大;在相同的养护龄期, 生活污水水泥土试块及工业污水水泥土试块的无侧向抗压强度差异值较小, 这取决于生活污水和工业污水中包含的离子种类和酸碱性的不同;不管是生活污水还是工业污水, 均对水泥土试块、水泥土桩有腐蚀作用, 在进行地基基础设计时应考虑在污染及侵蚀环境下的水泥土桩复合地基的抗腐蚀保养问题。
摘要：为了研究污染与侵蚀环境对水泥土桩复合地基力学性质的影响, 采用室内模拟试验的方法, 通过制作清水、生活污水及工业污水水泥土试块并将其进行无侧限抗压强度试验, 测试不同养护龄期的三种试块强度并对比研究, 从中找出生活污水及工业污水对水泥土试块、水泥土桩的力学性质的影响, 为地基基础设计提供理论依据。
关键词：水泥土,力学性质,生活污水,工业污水,无侧限抗压强度
参考文献
[1]Ibragimov M.N.Soil stabilization with cement grouts[J].Soil Mechanics and Foundation Engineering, 2005, 42 (2)
[2]Kawasaki T.Deep mixing using cement hardening agent[J].Proc.10th ICSMFE, 1981, 37 (2) :105-123
[3]王维玉, 赵拓, 丁继辉.夯实水泥土桩复合地基动力特性和时程响应影响因素分析[J].工程力学, 2011, 28:187-191
[4]张伟丽, 蔡健, 林奕禧, 等.垫层对水泥土搅拌桩复合地基沉降的影响研究[J].岩土力学, 2010, 31 (12) :4027-4032
[5]GB50021-2001.岩土工程勘察规范[S].北京:中国建筑工业出版社, 2009