陳學(xué)軍 陳議城 宋 宇 李佳明 余思喆 陳李潔

( ①桂林理工大學(xué) 桂林 541004)

( ②廣西巖土力學(xué)與工程重點實驗室 桂林 541004)

0 引 言

改革開放以來，我國城市化和工業(yè)化高速發(fā)展為經(jīng)濟(jì)持續(xù)發(fā)展注入強(qiáng)勁持久動力的同時，也帶來了一系列問題。場地污染問題已成為較為嚴(yán)重的環(huán)境巖土工程問題，其中重金屬污染是主要的土壤污染類型之一( 儲誠富等，2015) 。由于重金屬對土壤污染具有隱蔽性、累積性、不可逆性等特點( 李瑤等，2016) 。時至今日，其污染態(tài)勢愈加嚴(yán)峻，給居民生活環(huán)境及工程建設(shè)活動帶來了嚴(yán)重的威脅，這引起了眾多環(huán)境巖土專家學(xué)者們的廣泛關(guān)注和熱議，污染土體工程性質(zhì)的研究也逐步發(fā)展成為環(huán)境巖土工程領(lǐng)域的一個新的研究方向和重要研究課題( 張志紅等，2014) 。

近年來，國內(nèi)外學(xué)者開展了許多針對重金屬污染土的試驗研究。Arthur et al. ( 2012) 和Andráet al. ( 2012) 從生物化學(xué)角度出發(fā)分別研究了歷史銅污染對土壤微生物酶活性，物理性質(zhì)和壓縮恢復(fù)力的影響以及重金屬離子對黏土的生物化學(xué)危害。Anirudhan et al. ( 2012) 通過試驗觀察黏土從水溶液中吸附Pb，Hg 和Cu 的動態(tài)過程，來研究其吸附與解吸機(jī)制。Katsumi et al. ( 2008) 通過對兩種改性的膨潤土材料進(jìn)行長期的滲透試驗討論了它們的化學(xué)相容性及其作為阻隔材料在抑制重金屬排放中的適用性。Li et al. ( 2014) 通過硅酸鹽水泥固化鉛污染土壤來研究干濕循環(huán)作用下固化后鉛污染土的浸出規(guī)律。Nayak et al.( 2007) 、Serranti et al. ( 2012) 和張志紅等( 2014) 通過室內(nèi)試驗研究重金屬污染土體對土體微觀結(jié)構(gòu)以及滲透特性的影響規(guī)律。陳學(xué)軍等( 2017) 通過對不同Zn2+濃度淋濾條件下的紅黏土進(jìn)行室內(nèi)CU 三軸剪切試驗探討了Zn2+對紅黏土強(qiáng)度損傷的影響。陳日高等( 2014) 通過室內(nèi)試驗研究了多種重金屬污染物對土體強(qiáng)度特性的影響。陸海軍等( 2014) 通過試驗研究了鉛污染黏土微觀結(jié)構(gòu)與強(qiáng)度變形特性之間的關(guān)系。李江山等( 2016) 通過開展凍融循環(huán)試驗研究其對鉛污染固化體工程特性的影響規(guī)律及作用機(jī)制。儲亞等( 2015，2016) 和葉萌等( 2016) 從土體電學(xué)角度出發(fā)，通過室內(nèi)試驗對重金屬電阻率影響因素進(jìn)行的了研究，建立了電阻率與各影響因素之間的相關(guān)關(guān)系并提出了相應(yīng)的預(yù)測模型。曾召田等( 2017) 和潘超等( 2019) 通過室內(nèi)試驗研究了重金屬污染土的熱導(dǎo)率特征以及熱導(dǎo)率與各影響因素的關(guān)系，建立了重金屬污染物熱導(dǎo)率預(yù)測模型。眾多研究中，關(guān)于重金屬污染紅黏土力學(xué)性質(zhì)變化缺乏系統(tǒng)性的研究且對機(jī)理沒有一個較完整的解釋，特別是銅污染土的研究更處于一個起步階段。根據(jù)2014 年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，全國土壤污染總超標(biāo)率為16.1%，其中銅污染點位超標(biāo)率為2.1%，僅次于鎘、砷、鎳( 王宏勝等，2018) 。因此對于Cu2+污染紅黏土物理力學(xué)特性的研究具有極大的學(xué)術(shù)價值和重要的現(xiàn)實意義。

本文以桂林紅黏土為研究對象，開展物質(zhì)成分鑒定及微觀結(jié)構(gòu)試驗，通過定性和定量分析相結(jié)合研究紅黏土中主要礦物成分變化規(guī)律以及微觀孔隙結(jié)構(gòu)異變特征，并從土化學(xué)角度探討Cu2+與土體相互作用過程; 開展無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗、直剪試驗、壓縮試驗，對比分析不同Cu2+濃度下紅黏土變形強(qiáng)度特性的異同，分析其變化規(guī)律。該研究為重金屬污染土的預(yù)防、控制、治理提供了一定的理論支持。

1 試驗材料與試驗方法

1.1 試驗材料

試驗中所采用的紅黏土取自廣西壯族自治區(qū)桂林市雁山鎮(zhèn)某建筑工地，為上更新統(tǒng)殘積層() ，呈棕紅色，取土深度約為地下3 m 左右，未受Cu2+污染。紅黏土的基本物理性質(zhì)指標(biāo)如表1 所示。試驗中Cu2+污染液是由CuSO4·5H2O 晶體( 分析純)與蒸餾水配制而成的CuSO4溶液。

表1 紅黏土基本物理性質(zhì)指標(biāo)Table 1 Basic physical properties of red clay

1.2 試樣的制備與試驗方法

將取回的同一批紅黏土土樣風(fēng)干、碾碎，分別過0.075 mm 和2 mm 篩備用，測其含水率。取過2 mm篩的紅黏土，按干密度ρd=1.4 g·cm－3及最優(yōu)含水率=30.78%進(jìn)行配土，首先根據(jù)三軸制樣器體積、環(huán)刀的容積計算所需的土和蒸餾水的質(zhì)量，根據(jù)濃度=M( Cu2+) /M( 土) 計算所需要的Cu2SO4·5H2O的質(zhì)量。稱取所需質(zhì)量的Cu2SO4·5H2O 溶于蒸餾水中配制成硫酸銅溶液，再將Cu2SO4溶液均勻分層地噴灑在土樣中，使得制備的5 組土樣中Cu2+濃度分別為0、0.5%、1.0%、1.5%、2%，含水率達(dá)到30.78%。均勻攪拌后的污染土用塑料薄膜密封并放置在標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)條件下( 溫度23±2 ℃，濕度＞90%)靜置24 h，使Cu2+與土樣充分反應(yīng)。等土樣充分潤濕后，按照土工試驗方法標(biāo)準(zhǔn)( 1999) 進(jìn)行制樣，并且每個濃度制兩組樣，用于平行試驗。并根據(jù)規(guī)程中具體試驗要求分別對上述各污染濃度的土樣進(jìn)行無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗、直剪試驗和固結(jié)壓縮試驗。

取過0.075 mm 篩的紅黏土按上述同等條件制取5 組( 10 個) 不同濃度的環(huán)刀樣，讓環(huán)刀樣自然風(fēng)干后，把每個環(huán)刀樣分成4 份，其中2 份碾碎再過0.075 mm 篩，密封保存用作XRF、XRD 試驗，另外兩份用于切取符合壓汞試驗要求的圓柱樣，同樣每個濃度制兩組平行試樣。然后采用X'PertPRO X 射線衍射儀、X 射線熒光光譜儀、POREMASTER33GT型全自動壓汞儀分別對各污染土樣進(jìn)行礦物成分鑒定( XRD) 、全化學(xué)成分測定( XRF) 以及壓汞試驗。

2 礦物成分與孔隙結(jié)構(gòu)異變現(xiàn)象分析

2.1 礦物成分異變現(xiàn)象分析

紅黏土物質(zhì)成分的改變是影響其物理力學(xué)特性的一個重要因素，而礦物成分是組成黏性土骨架的物質(zhì)基礎(chǔ)，也是水化學(xué)溶液的作用對象( 湯文等，2016) 。為了定量研究Cu2+對紅黏土礦物成分的影響，采用X'PertPRO X 射線衍射儀和X 射線熒光光譜儀分別對不同Cu2+污染濃度下的紅黏土礦物成分、全化學(xué)成分進(jìn)行測定。根據(jù)X 射線衍射試驗得到不同Cu2+濃度污染土的Ⅹ衍射圖譜( 圖1) ，a、b分別為素土和濃度為2%的污染土的衍射圖譜。圖1a 衍射圖譜中，7.16、4.36、3.58 是高嶺石的特征峰，3.35、4.26、1.82 是石英的特征峰，4.16、2.45、2.68 是針鐵礦的特征峰，可以定性判定所取紅黏土素土中主要礦物成分是高嶺石、石英、針鐵礦。由圖1b 的衍射圖譜可知，紅黏土受Cu2+污染后并未出現(xiàn)礦物衍射峰消失或者轉(zhuǎn)移現(xiàn)象，只是衍射峰強(qiáng)度有所變化，如4.26、1.82石英衍射峰有所增強(qiáng)，4.16、2.44針鐵礦的衍射峰和4.36、3.58高嶺石的衍射峰都有所減弱。

為了進(jìn)一步定量分析上述3 種主要礦物成分在不同Cu2+濃度污染土中的變化趨勢，我們利用全化學(xué)分析試驗( XRF) 測定不同污染濃度作用下，土樣中Al2O3、CaO、Fe2O3、K2O、MgO、MnO、NaO2、SiO2、TiO2等元素的定量變化，再引入鮑格法( 呂海波等，2012) 對不同Cu2+濃度污染土中的3 種主要礦物成分進(jìn)行定量分析。全化學(xué)元素分析試驗結(jié)果如表2所示，相應(yīng)礦物和氧化物相對分子量如表3 所示。

引入鮑格法，計算不同Cu2+污染濃度下紅黏土中3 種主要礦物成分的含量，具體計算過程( 以素土為例) 如下:

圖1 X 射線衍射曲線Fig. 1 The XRD curves

表2 不同Cu2+濃度下的紅黏土的化學(xué)成分Table 2 Chemical composition of red clay at different Cu2+ concentrations

表3 礦物和氧化物相對分子量Table 3 Molecular weight of minerals and oxides

偏差:100%－(53.24%+24.44%+16.92%)=5.4%

計算結(jié)果與實際結(jié)果存在一定偏差，可能是忽略一些微量礦物引起的，但偏差較小，在5%左右，說明此方法適用于該土樣的礦物成分定量分析。同理可以計算不同Cu2+污染濃度下的紅黏土中3 種礦物成分的含量，具體如表4 所示，其變化率曲線如圖2 所示。

由表4 可知，Cu2+污染對紅黏土中3 種主要礦物成分的含量產(chǎn)生顯著影響，隨著Cu2+濃度的增大，高嶺石和針鐵礦的含量逐漸減少，石英的含量逐漸增多，與圖1 衍射峰強(qiáng)度的變化趨勢相符。由圖2 可知，3 種主要礦物成分的含量變化率均隨Cu2+濃度的增大呈非線性增大，其變化率大小關(guān)系為:高嶺石＞針鐵礦＞石英，且在濃度為2%時，高嶺石的損失率高達(dá)10.69%，針鐵礦的損失率達(dá)到5.38%。上述礦物成分變化主要是由于Cu2+與土顆粒之間發(fā)生了復(fù)雜的物理化學(xué)反應(yīng)，進(jìn)而使其化學(xué)物質(zhì)成分發(fā)生明顯變化，其主要作用包括水解和溶蝕過程:

表4 Cu2+污染紅黏土礦物成分變化Table 4 Mineral composition change of Cu2+ contaminated red clay

圖2 礦物成分變化率與濃度的關(guān)系Fig. 2 The relationship between the change rate of mineral composition and concentration

部分Cu2+發(fā)生水解，產(chǎn)生H+和少量的Cu( OH)2膠體，進(jìn)而使水溶液呈酸性狀態(tài)。水解后呈酸性的水溶液進(jìn)入土體后，不斷與土體的各礦物成分及顆粒間各類膠結(jié)物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)。主要反應(yīng)方程式包括:

2.2 孔隙結(jié)構(gòu)異變現(xiàn)象分析

土體的結(jié)構(gòu)性是影響其物理力學(xué)特性的一個重要因素，而土的結(jié)構(gòu)性是指土中顆?；蝾w粒集合體以及它們之間的孔隙的大小、形狀、排列組合及連接等( 張先偉等，2013) 。為了更加直觀地分析紅黏土受Cu2+污染后，其微觀孔隙結(jié)構(gòu)的變化趨勢，利用POREMASTER33GT 型全自動壓汞儀對不同Cu2+濃度污染土進(jìn)行壓汞試驗，圖3 表示其孔隙分布曲線。

圖3 Cu2+污染紅黏土的孔徑分布曲線Fig. 3 Pore size distribution curves of Cu2+ contaminated red clay

由圖3 可知，未受Cu2+污染的紅黏土的孔隙分布曲線為雙峰分布，雙峰分別分布在0.01 ～0.1 μm和1～10 μm 之間，根據(jù)李志清等( 2017) 提出的孔隙劃分新標(biāo)準(zhǔn)，分別屬于微孔和中孔范圍?？讖椒植荚?.01～0.1 μm 的微孔主要來源于粒團(tuán)內(nèi)孔隙，占了絕對優(yōu)勢; 隨著Cu2+污染濃度的增加，孔徑分布在0.01～0.1 μm 的微孔逐漸減少，分布曲線的“峰”逐步向0.1～1 μm 的小孔孔徑范圍移動，且“峰寬”逐漸變寬，說明隨著Cu2+污染濃度的增加，粒團(tuán)內(nèi)的微孔逐漸變大，逐步向小孔轉(zhuǎn)化且在0.1 ～1 μm小孔孔徑范圍的孔隙體積明顯增多; 同樣，孔徑分布在1～10 μm 的中孔也在逐漸減少，分布曲線的“峰”逐步向更大孔徑范圍移動，說明粒團(tuán)間的中孔隨著Cu2+污染濃度的增加也發(fā)生了改變，逐漸變成更大的孔隙。

上述微觀孔隙結(jié)構(gòu)的變化主要是由于Cu2+與土顆粒之間發(fā)生了復(fù)雜的物理化學(xué)反應(yīng)，使得土體的化學(xué)物質(zhì)成分及其結(jié)構(gòu)性發(fā)生改變。一方面Cu2+水解后的酸性溶液對黏土礦物片( 高嶺石) 和微晶態(tài)游離氧化鐵“包膜”產(chǎn)生溶蝕作用，使得水穩(wěn)定性粒團(tuán)結(jié)構(gòu)遭受破壞，大塊狀聚集體減少，小顆粒增多，粒團(tuán)內(nèi)小孔隙變大，表現(xiàn)為孔徑分布在0.01 ～0.1 μm 的微小孔隙逐步向0.1 ～1 μm 的孔徑范圍的孔隙轉(zhuǎn)變; 同時也使粒團(tuán)間晶態(tài)游離氧化鐵和其他膠結(jié)物質(zhì)發(fā)生溶蝕，粒團(tuán)間的膠結(jié)作用變?nèi)?，孔隙變大，表現(xiàn)為孔徑分布在1 ～10 μm 的孔隙逐漸減少，不斷向更大孔隙轉(zhuǎn)變; 另一方面，高嶺石的晶體結(jié)構(gòu)為1︰1 型的雙層結(jié)構(gòu)，其氫鍵連接作用較強(qiáng)，晶格內(nèi)部發(fā)生晶質(zhì)替換的作用很弱，作為一種次生黏土礦物片，其所帶永久負(fù)電荷較低，基面負(fù)電性主要受環(huán)境pH 值的影響。從膠體化學(xué)角度出發(fā)，隨著環(huán)境pH 值的減小，其表面凈負(fù)電荷減少，熱力學(xué)電位降低，吸附在其表面的極性水分子和游離氧化鐵“包膜”變少，粒團(tuán)內(nèi)膠結(jié)作用變?nèi)?，粒團(tuán)的水穩(wěn)定性進(jìn)一步變?nèi)?，且?qiáng)結(jié)合水膜和擴(kuò)散層變薄，粒團(tuán)內(nèi)、粒團(tuán)間孔隙進(jìn)一步變大。

3 力學(xué)特性異變現(xiàn)象分析

3.1 強(qiáng)度特性異變現(xiàn)象分析

3.1.1 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗結(jié)果分析

根據(jù)無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗所得數(shù)據(jù)以及相應(yīng)的公式計算出試樣的軸向應(yīng)變及軸向應(yīng)力，并利用Origin 軟件對各污染濃度下軸向應(yīng)力－應(yīng)變關(guān)系進(jìn)行二次擬合，擬合曲線如圖4 所示，無側(cè)限抗壓強(qiáng)度峰值與Cu2+濃度的關(guān)系如圖5 所示。

由圖4 可知:素土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度曲線呈典型的應(yīng)變軟化型，隨著Cu2+濃度的增大，逐漸呈弱應(yīng)變軟化型，當(dāng)污染濃度達(dá)到1.5%以后，曲線呈弱應(yīng)變硬化型。由圖5 可知:素土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度峰值可達(dá)166.13 kPa，Cu2+污染溶液對紅黏土的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度產(chǎn)生顯著的影響，且由擬合曲線可知，污染濃度與無側(cè)限抗壓強(qiáng)度峰值之間存在著較好的線性相關(guān)性，隨著Cu2+濃度的增加，其無側(cè)限抗壓強(qiáng)度峰值近似呈線性減小，當(dāng)濃度達(dá)到2%時，其無側(cè)限抗壓強(qiáng)度峰值減少了76.91%，降至38.36 kPa。土體受到污染后，土體中的礦物成分及各類膠結(jié)物質(zhì)發(fā)生溶蝕流失，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 的膠結(jié)作用變?nèi)酰沟盟€(wěn)定性團(tuán)聚體破壞，進(jìn)而引起土體結(jié)構(gòu)性的改變，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 孔隙變大，顆粒間的接觸面積變小，其連接強(qiáng)度減弱，整體穩(wěn)定性變差，從而造成無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的弱化。

圖4 應(yīng)力－應(yīng)變關(guān)系曲線Fig. 4 Curves of stress-strain relationship

圖5 抗壓強(qiáng)度峰值與濃度的關(guān)系Fig. 5 The relationship of peak compressive strength and concentration

3.1.2 直剪試驗結(jié)果分析

圖6表示抗剪強(qiáng)度與Cu2+污染濃度關(guān)系圖，圖7、圖8 分別表示黏聚力C 和內(nèi)摩擦角φ 與Cu2+污染濃度的關(guān)系曲線。

由圖6 可知，同一污染濃度下，紅黏土的抗剪強(qiáng)度隨著法向應(yīng)力的增加而增加; 但隨著Cu2+濃度的增加，法向應(yīng)力的作用效應(yīng)逐漸減弱，Cu2+的作用效應(yīng)逐漸占主導(dǎo)地位。隨著Cu2+濃度的增加，其抗剪強(qiáng)度逐漸減小，從素土到污染濃度0.5%、1%、1.5%、2.0%，抗剪強(qiáng)度平均損失率分別達(dá)到37.02%、48.74%、61.53%、69.36%，表明Cu2+污染對紅黏土的抗剪強(qiáng)度起到弱化作用。

圖6 不同濃度條件抗剪強(qiáng)度的變化Fig. 6 Change of shear strength under different concentration

圖7 不同濃度條件黏聚力的變化Fig. 7 Change of cohesion under different concentrations

抗剪強(qiáng)度的弱化主要體現(xiàn)在對黏聚力和內(nèi)摩擦角的影響。由圖7、圖8 可知，黏聚力C 隨著污染濃度的增加呈指數(shù)減少，內(nèi)摩擦角φ 隨著污染濃度增加呈線性減少; Cu2+濃度從0 增大至2%，黏聚力C由34.52 kPa 減小至13.10 kPa，減小了62.05%; 內(nèi)摩擦角φ 由10.60°減少至2.09°，減少了80.28%。黏聚力主要來源于粒團(tuán)間的分子引力、水化膜連接以及顆粒間的膠結(jié)物膠結(jié)，內(nèi)摩擦角主要與土體顆粒結(jié)構(gòu)形狀大小、密實度、顆粒間的滑動摩擦力和咬合力有關(guān)。當(dāng)土體受污染后，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 的各類膠結(jié)物發(fā)生溶蝕，膠結(jié)強(qiáng)度遭受破壞，且由于環(huán)境pH值的減小，黏土礦物片表面熱力學(xué)電位降低，水化膜厚度變薄，所以黏聚力C 隨著Cu2+濃度的增加而減少; 同時物質(zhì)成分的改變也會使顆粒間的排列組合方式發(fā)生變化，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 孔隙變大，進(jìn)而使顆粒間的滑動摩擦力和咬合力下降，且化學(xué)反應(yīng)過程最先發(fā)生在顆粒的棱角部位，改變了顆粒表面的粗糙程度，因此內(nèi)摩擦角φ 隨Cu2+濃度增加而減小。

圖8 不同濃度條件內(nèi)摩擦角的變化Fig. 8 Change of inner friction under different concentrations

3.2 變形特性異變現(xiàn)象分析

根據(jù)固結(jié)壓縮試驗所得數(shù)據(jù)，整理計算得到不同濃度Cu2+污染紅黏土的e－p 關(guān)系曲線( 圖9) ，各污染土體的壓縮系數(shù)變化曲線( 圖10) 。

圖9 Cu2+污染紅黏土e－p 關(guān)系曲線Fig. 9 Curves of e－p relationship of polluted red clay by Cu2+

圖10 壓縮系數(shù)變化曲線Fig. 10 Curves of variation of compression coefficient

從圖9 可知，在沒有加固結(jié)壓力之前，初始孔隙比e0隨著污染濃度增大而增大，進(jìn)一步印證了Cu2+會對土顆粒及其他們之間的各類膠結(jié)物產(chǎn)生溶蝕破壞，使得顆粒間排列組合方式發(fā)生變化，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 的孔隙增大。當(dāng)污染濃度較低( ≤0.5%) 且固結(jié)壓力較小( ≤100 kPa) 時，由于Cu2+的溶蝕作用相對較弱，對土體結(jié)構(gòu)破壞相對較小且荷載較小尚無法破壞土體結(jié)構(gòu)，所以孔隙比隨著污染濃度增大而增大; 但當(dāng)荷載增大到足以破壞土體結(jié)構(gòu)時，隨著Cu2+濃度的增大，Cu2+的溶蝕作用增強(qiáng)，顆粒間孔隙逐漸增大、孔隙體積逐漸增加，土體的結(jié)構(gòu)性變?nèi)?，在同樣荷載作用下，孔隙越大，結(jié)構(gòu)性越差的試樣會被壓縮得越緊密。因此，在污染濃度＞1%或固結(jié)壓力≥200 kPa 時，在相同固結(jié)壓力條件下，孔隙比隨著Cu2+污染濃度的增大而減少。由圖10 可知，試樣的壓縮系數(shù)隨著Cu2+污染濃度的增大而增大，說明隨著Cu2+濃度的增大，Cu2+對土顆粒間結(jié)構(gòu)破壞程度逐漸增大，土體結(jié)構(gòu)性變?nèi)酰虼烁子诒粔嚎s。

4 結(jié) 論

( 1) 紅黏土的主要礦物成分是高嶺石、石英和針鐵礦。隨著Cu2+濃度的不斷增加，高嶺石和針鐵礦含量逐漸減少，而石英含量逐漸增多; 其含量變化率大小關(guān)系為: 高嶺石＞針鐵礦＞石英，且在濃度為2%時，高嶺石的損失率高達(dá)10.69%，針鐵礦的損失率達(dá)到5.38%。

( 2) 紅黏土孔隙分布曲線為雙峰分布，雙峰分別分布在0.01 ～0.1 μm 和1 ～10 μm 之間，且在0.01～0.1 μm 之間的微孔占了絕對優(yōu)勢。隨著Cu2+濃度的增加，“雙峰”逐漸右移，孔隙變大; “峰寬”逐漸變寬，孔隙變多。

( 3) 受Cu2+污染的紅黏土的變形強(qiáng)度特性存在明顯的異變現(xiàn)象。隨著Cu2+污染濃度的增加，其無側(cè)限抗壓強(qiáng)度、抗剪強(qiáng)度和黏聚力C、內(nèi)摩擦角φ 逐漸減小，初始孔隙比e0和壓縮系數(shù)α 逐漸增大。

( 4) Cu2+污染紅黏土存在土性異變現(xiàn)象的主要原因是Cu2+與土顆粒發(fā)生復(fù)雜的物理化學(xué)反應(yīng)，使得土體中的礦物成分、粒團(tuán)內(nèi)( 間) 的各類膠結(jié)物質(zhì)發(fā)生化學(xué)溶蝕作用。導(dǎo)致土體物質(zhì)成分發(fā)生改變，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 的膠結(jié)作用變?nèi)? 顆粒間的排列組合方式發(fā)生變化，從而引起微觀孔隙結(jié)構(gòu)的異變，粒團(tuán)內(nèi)( 間) 孔隙變大、體積增多，土體的整體結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性變?nèi)?，變形?qiáng)度特性弱化。