倪 靜，賀青青，李杉杉，馬 蕾，張淑玲

(上海理工大學(xué) 環(huán)境與建筑學(xué)院，上海 200093)

1 研究背景

水泥土是指將水泥作為固化劑，與水、土拌合后發(fā)生一系列物理化學(xué)反應(yīng)，使土與水泥硬結(jié)成具有整體性和一定強(qiáng)度的混合物，其在橋梁、公路、鐵路、港口和邊坡工程等領(lǐng)域應(yīng)用廣泛。國(guó)內(nèi)外學(xué)者已對(duì)水泥土的強(qiáng)度[1-4]、滲透性[5-8]及耐久性[9-12]等做了大量研究。

由于我國(guó)近年來(lái)才開始加強(qiáng)環(huán)境保護(hù)意識(shí)，很多地區(qū)的建筑場(chǎng)地受到生活污水、工業(yè)廢水的污染，因此實(shí)際工程中水泥土常常處于這些侵蝕環(huán)境中，其承載及變形能力、耐久性等都會(huì)受到一定影響。趙國(guó)榮等[12]研究發(fā)現(xiàn)在礦井水和造紙廠污水侵蝕環(huán)境下，水泥土試塊強(qiáng)度呈現(xiàn)先提高后降低的規(guī)律；生活污水侵蝕環(huán)境會(huì)削弱水泥土的強(qiáng)度。郝偉和孫天輝[13]研究了生活污水對(duì)水泥土無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度和電阻率的影響，研究結(jié)果表明，在生活污水侵蝕作用下水泥土的抗壓強(qiáng)度與其電阻率具有正相關(guān)性。陳四利等[14]研究發(fā)現(xiàn)在清水和污水環(huán)境下，30 d齡期的水泥土抗壓強(qiáng)度幾乎相等，且均呈增長(zhǎng)趨勢(shì)，但90 d后清水環(huán)境下的水泥土抗壓強(qiáng)度不再增長(zhǎng)，而污水環(huán)境下的水泥土抗壓強(qiáng)度開始降低。

抗凍融性能是評(píng)價(jià)巖土工程耐久性的重要指標(biāo)之一。魏海斌[15]研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過(guò)凍融循環(huán)后，土顆粒重新排列，導(dǎo)致土體結(jié)構(gòu)改變，影響土體的物理力學(xué)性質(zhì)。鄭鄖等[16]對(duì)凍融循環(huán)過(guò)程中土顆粒與土孔隙變化規(guī)律進(jìn)行了研究，結(jié)果表明，反復(fù)凍融作用使土顆粒破碎，引起土的液塑限、塑性指數(shù)、比表面積等指標(biāo)均有所增大。張淑玲等[17]研究了凍融循環(huán)對(duì)水泥土力學(xué)特性的影響，結(jié)果表明抗壓強(qiáng)度與凍融循環(huán)次數(shù)呈負(fù)相關(guān)，且初期凍融的影響比較顯著。董慧等[18]研究發(fā)現(xiàn)水泥土試塊的抗凍融性與水泥土的含水率有關(guān)。

另一方面，土體的微觀組成及結(jié)構(gòu)特征與宏觀強(qiáng)度有著密切聯(lián)系。研究人員對(duì)水泥土微觀特性已開展大量研究。其中，韓鵬舉等[19]、劉劍平等[20]通過(guò)X射線衍射(XRD)和掃描電鏡(SEM)試驗(yàn)，研究分析了硫酸鈉侵蝕下水泥土的物相成分和微觀孔隙分布規(guī)律。陳四利等[5]通過(guò)開展污水和清水環(huán)境下水泥土的滲透試驗(yàn)，研究了不同齡期水泥土的滲透系數(shù)變化規(guī)律，并分析了滲透試驗(yàn)前后水泥土中離子濃度的變化規(guī)律。陶高梁等[21]通過(guò)對(duì)水泥土進(jìn)行核磁共振試驗(yàn)和滲透試驗(yàn)，分析了水泥摻量對(duì)微觀孔隙分布和滲透性的影響機(jī)理。

此外，通過(guò)向水泥土中加入外摻劑提高其性能是常用的加固技術(shù)，研究表明，水泥土中摻入一定量的粉煤灰能夠改善水泥土攪拌時(shí)的和易性，降低水泥用量的同時(shí)減少粉煤灰的積存[22]。鑒于目前關(guān)于粉煤灰水泥土在污水侵蝕及凍融循環(huán)作用下宏觀力學(xué)與微觀特性的相關(guān)性研究非常有限，本文通過(guò)對(duì)粉煤灰水泥土進(jìn)行宏觀力學(xué)試驗(yàn)(無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn))及微觀特性試驗(yàn)(變水頭滲透試驗(yàn)、XRD試驗(yàn)及SEM試驗(yàn))，探討了抗壓強(qiáng)度隨不同影響因素的變化規(guī)律，以及滲透性、水泥土中的化學(xué)反應(yīng)、水化產(chǎn)物及孔隙率等微觀結(jié)構(gòu)對(duì)宏觀力學(xué)強(qiáng)度的影響。

2 試驗(yàn)材料

2.1 土壤和固化劑

試驗(yàn)用土為黃棕壤土，取自安徽省淮南市八公山地區(qū)。其最優(yōu)含水率為21.8%，天然密度為1.87 g/cm3，液限wL=44.5%，塑限wP=20.6%，平均粒徑d50=0.59 mm。

本試驗(yàn)選用水泥及粉煤灰2種固化劑對(duì)黃棕壤土進(jìn)行加固。試驗(yàn)用水泥為32.5級(jí)礦渣硅酸鹽水泥，初凝時(shí)間約4 h。其主要成分為C3S(硅酸三鈣)、C2S(硅酸二鈣)、C3A(鋁酸三鈣)、C4AF(鐵鋁酸四鈣)等。試驗(yàn)用粉煤灰為Ⅰ級(jí)低鈣粉煤灰，其主要成分為SiO2、Al2O3。

2.2 生活污水和工業(yè)廢水

本試驗(yàn)所用生活污水中含有一定濃度的Mg2+、SO42-、Ca2+和Cl-，pH值為7.3。工業(yè)廢水的配置按照冶金廠廢水(酸洗廢液)排放的主要污染指標(biāo)進(jìn)行，試驗(yàn)測(cè)定的pH值約為5.0。其主要化學(xué)分析見表1。

表1 生活污水和工業(yè)廢水化學(xué)分析Table 1 Chemical compositions of sanitary sewage and industrial wastewater

3 試驗(yàn)方法

3.1 凍融循環(huán)試驗(yàn)

固化土試樣采用清水及不同類別污水拌合而成。將黃棕壤土干燥篩分后備用，在干土中分別按照不同的質(zhì)量百分比加入水泥和粉煤灰，干料均勻混合后，依據(jù)土壤的最優(yōu)含水率21.8%以及水灰比1∶2計(jì)算總需水量，并加入拌合水(清水、生活污水及工業(yè)廢水的水質(zhì)環(huán)境分別表示為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ，詳見表2)。

表2 試驗(yàn)方案Table 2 Experimental schemes

根據(jù)水質(zhì)環(huán)境及固化劑配比，對(duì)試樣進(jìn)行編號(hào)，如IC20表示摻入20%的水泥(水泥質(zhì)量與干土質(zhì)量之比為20%)，并用清水拌和制成的固化土試樣；又如IIC5F15表示摻入5%的水泥和15%的粉煤灰，并用生活污水拌和制成的固化土試樣。試樣模具尺寸為Φ39.1 mm×80 mm，分3層將拌和均勻的混合料放入模具中，每層用擊實(shí)器擊實(shí)27次[23]。室溫條件下養(yǎng)護(hù)至30 d和60 d。養(yǎng)護(hù)完成后分別經(jīng)歷0、7、15、20次的凍融循環(huán)。凍融循環(huán)溫度控制在-20～20 ℃，設(shè)定凍融循環(huán)試驗(yàn)箱溫度在1 h內(nèi)由20 ℃均勻下降至-20 ℃，恒定冷凍溫度持續(xù)時(shí)間4 h，然后在1 h內(nèi)溫度由-20 ℃均勻上升至20 ℃，并保持該溫度4 h[16]。上述過(guò)程為一次凍融，每次凍融的時(shí)間為10 h。

3.2 無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)

對(duì)經(jīng)過(guò)不同凍融循環(huán)次數(shù)后的試樣進(jìn)行無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)，圖1為參照《土工試驗(yàn)方法標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 50123—2019)[23]擊實(shí)并進(jìn)行凍融循環(huán)的固化土土樣。試驗(yàn)儀器為WDW-Y300D全自動(dòng)壓力試驗(yàn)機(jī)，其技術(shù)指標(biāo)：加載范圍0～300 kN，加載速率控制范圍0.01～50 mm/min。本次試驗(yàn)的加載速率取2 mm/min[23]，試驗(yàn)數(shù)據(jù)取每組(3個(gè))試樣的平均值。

圖1 固化土試樣Fig.1 Specimens of fly ash cement soil samples

3.3 變水頭滲透試驗(yàn)

參照《土工試驗(yàn)方法標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 50123—2019)[23]，通過(guò)變水頭滲透試驗(yàn)，分別測(cè)定在3種固化劑配比下，用清水、生活污水和工業(yè)廢水拌合的粉煤灰水泥土試樣的滲透系數(shù)。試驗(yàn)儀器為TST-55型滲透儀，土樣直徑D=61.8 mm、高H=40 mm，室溫條件下養(yǎng)護(hù)7 d，進(jìn)行充分飽和后，放于滲透儀內(nèi)，上下各放置一層濾紙和透水石，連接到直徑為8 mm的進(jìn)水管道上。

3.4 X射線衍射(XRD)試驗(yàn)

XRD試驗(yàn)可作為物相定性分析的重要技術(shù)，本試驗(yàn)采用日本Rigaku公司X粉末射線衍射儀(X-Ray Diffractometer)，型號(hào)為Rigaku D/max2500，測(cè)試參數(shù)設(shè)定為：固定掃描速度為6 °/min，掃描范圍20°～70°，取銅靶，40 kV·150 mA，步長(zhǎng)0.02，將試樣研磨成粉末狀進(jìn)行衍射試驗(yàn)。XRD物相采用JADE 6.5軟件進(jìn)行分析，衍射峰的高度反映了各衍射線之間的相對(duì)強(qiáng)度。

3.5 掃描電鏡(SEM)試驗(yàn)

采用德國(guó)卡爾蔡司公司生產(chǎn)的型號(hào)為SIGMA 500型發(fā)射掃描電鏡分別觀測(cè)IC10F10、IIC10F10、IIIC10F10、IC20、IIC20以及IIIC20的微觀結(jié)構(gòu)，儀器放大倍數(shù)范圍為10～1 000 000倍，加速電壓調(diào)整范圍為0.02～30 kV(無(wú)需減速模式實(shí)現(xiàn))，探針電流為3 pA～20 nA，低真空壓強(qiáng)范圍為2～133 Pa。試驗(yàn)采用放大倍數(shù)為800倍，并采用Image Pro-Plus 6.0(IPP)軟件對(duì)圖片進(jìn)行二值化處理。

4 試驗(yàn)結(jié)果與分析

4.1 無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度分析

圖2為清水、生活污水和工業(yè)廢水環(huán)境下，30 d齡期且未經(jīng)凍融循環(huán)的固化土無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度對(duì)比。隨著試塊中水泥含量的增加，不同水質(zhì)環(huán)境下的固化土強(qiáng)度均增長(zhǎng)。清水環(huán)境下試塊的強(qiáng)度大于污水環(huán)境下試塊的強(qiáng)度；且工業(yè)廢水環(huán)境下的試塊強(qiáng)度比生活污水環(huán)境下的試塊強(qiáng)度更低，表明工業(yè)廢水對(duì)固化土宏觀力學(xué)強(qiáng)度的削弱程度更甚。

圖2 未經(jīng)凍融循環(huán)固化土的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度Fig.2 Unconfined compressive strength of stabilized soils undergone no freeze-thaw cycle

圖3為清水環(huán)境、生活污水環(huán)境及工業(yè)廢水環(huán)境下，不同配比的固化土試樣養(yǎng)護(hù)30 d且經(jīng)0、7、15、20次凍融循環(huán)后的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度對(duì)比。

圖3 不同水質(zhì)環(huán)境下固化土的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度對(duì)比Fig.3 Comparison of unconfined compressive strength of stabilized soils in different water environments

從圖3可知，在3種水質(zhì)環(huán)境下，隨著凍融循環(huán)次數(shù)的增加，不同配比的固化土無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度均呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，但降低程度及規(guī)律不同。如圖3(a)所示，清水環(huán)境下，不同配比的固化土抗壓強(qiáng)度隨凍融循環(huán)次數(shù)呈現(xiàn)相似的變化趨勢(shì)。而在生活污水環(huán)境下(圖3(b))，隨著粉煤灰含量的逐漸增加，IIC20、IIC15F5、IIC10F10及IIC5F15固化土試樣的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度經(jīng)20次凍融循環(huán)后，分別下降18.2%、19.2%、19.9%及28.2%。同時(shí)，在工業(yè)廢水環(huán)境下(圖3(c))，IIIC20、IIIC15F5、IIIC10F10及IIIC5F15經(jīng)20次凍融循環(huán)后的強(qiáng)度分別降低了15.6%、16.2%、18.9%及21.9%。由上述可知，在污水環(huán)境下，固化土試塊的抗凍性能將隨粉煤灰含量的增加而減弱。

圖4為IC5F15和IC20經(jīng)30 d齡期及60 d齡期的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度對(duì)比。如圖4所示，在2種配比條件下，未經(jīng)凍融循壞的試塊在養(yǎng)護(hù)60 d后的抗壓強(qiáng)度均比30 d的抗壓強(qiáng)度要大。當(dāng)施加的凍融循環(huán)次數(shù)為7次及以上時(shí)，30 d齡期及60 d齡期試塊的抗壓強(qiáng)度相差不大，表明對(duì)于未經(jīng)凍融循環(huán)的固化土，無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度隨著齡期的增加而提高；對(duì)于經(jīng)過(guò)凍融循環(huán)的固化土，齡期對(duì)試塊強(qiáng)度的影響較小。

圖4 不同齡期固化土的抗凍性能對(duì)比Fig.4 Comparison of frost resistance of stabilized soils cured for different days

4.2 XRD試驗(yàn)分析

本研究分別對(duì)IC20、IIC20、IIIC20、IC10F10、IIC10F10以及IIIC10F10試樣進(jìn)行了XRD試驗(yàn)，獲得了不同水質(zhì)環(huán)境下固化土的物相組成，如圖5所示。

圖5 X射線衍射試驗(yàn)曲線Fig.5 Result of X-ray diffraction test of cement soils and fly ash cement soils

不同水質(zhì)環(huán)境下，摻入20%水泥的固化土試樣XRD分析如下：

(1)清水環(huán)境下，IC20試樣中主要存在水泥的水解和水化反應(yīng)、黏土顆粒與水泥水化物的作用和碳酸化反應(yīng)3個(gè)過(guò)程[19]。水泥水化產(chǎn)生的絮(網(wǎng))狀的粘結(jié)物質(zhì)(3CaO·2SiO2·3H2O(C-S-H，水化硅酸鈣)、3CaO·Al2O3·6H2O(C-A-H，水化鋁酸鈣))在土顆粒間起到聯(lián)接作用，使水泥土較原狀土更具整體性，從而提高水泥土的強(qiáng)度[24]。然而由于水泥水化產(chǎn)生的C-A-H含量過(guò)低，在物相分析中難以測(cè)出。其中部分反應(yīng)過(guò)程如下[19]：

3CaO·SiO2+6H2O→C-S-H+3Ca(OH)2；

(1)

2(2CaO·SiO2)+4H2O→C-S-H+Ca(OH)2；

(2)

3Ca(OH)2+2SiO2→C-S-H ；

(3)

3CaO·Al2O3+6H2O→C-A-H 。

(4)

(2)生活污水中含有Mg2+和SO42-成分?？讜澡萚25]的研究表明，Mg2+會(huì)替換水化硅酸鈣晶格中的Ca2+，生成強(qiáng)度較低的MgO·SiO2·H2O(M-S-H，水化硅酸鎂)。涉及的部分反應(yīng)如下[14]：

MgSO4+Ca(OH)2→Mg(OH)2+CaSO4；(5)

3CaO·2SiO2·3H2O+3MgSO4+6H2O→

3MgSO4·2H2O+3Ca(OH)2+2SiO2·4H2O；

(6)

Mg(OH)2+SiO2→MgO·SiO2·H2O 。

(7)

極少量的M-S-H分散于C-S-H凝膠中，使其膠凝性變差[5]，而土體的物理力學(xué)性質(zhì)與土中膠結(jié)物及膠結(jié)強(qiáng)度有很大關(guān)系[26]，因此這在宏觀上降低了水泥土強(qiáng)度。但本研究中的生活污水含有較低含量的Mg2+，M-S-H的生成量比C-S-H要少得多，因此在IIC20的XRD試驗(yàn)中，未能檢測(cè)到M-S-H。

另外，雖然大量研究表明，SO42-極易與水泥中的C3A反應(yīng)促使鈣礬石的生成，從而導(dǎo)致土體的膨脹[19,25, 27]。但由于生活污水中SO42-含量較低，生成的鈣礬石極少，在XRD數(shù)據(jù)分析中未能檢測(cè)到該物相。由此可推測(cè)，生活污水中的SO42-并未對(duì)水泥固化土的強(qiáng)度產(chǎn)生較大影響。

(3)工業(yè)廢水環(huán)境下，水質(zhì)中含有較高含量的Fe2+、Cl-成分，另外由于HCl的存在，工業(yè)廢水呈酸性。

在酸性環(huán)境中，水泥土?xí)忻黠@的侵蝕軟化現(xiàn)象[28]。這是因?yàn)樗嵝詶l件抑制了水化硅酸鈣的生成。因此衍射角為29°左右的水化硅酸鈣特征峰削弱甚至消失。此外，土體中的方解石還可能導(dǎo)致氣泡產(chǎn)生，影響土體的整體性，宏觀上進(jìn)一步降低水泥土的強(qiáng)度。

此外，王曉倩等[24]、賈景超等[27]以及邢皓楓等[29]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)孔隙水中含有較多的Cl-，可能會(huì)促使無(wú)膠凝作用的水化氯鋁酸鈣的生成，阻礙土顆粒間凝膠的粘結(jié)作用，導(dǎo)致固化土強(qiáng)度的削弱。但由于其含量過(guò)少，在本試驗(yàn)中未檢測(cè)到。

不同水質(zhì)環(huán)境下，摻入10%水泥和10%粉煤灰的固化土試樣XRD分析如下：

粉煤灰一般是不具有膠凝性的，但當(dāng)粉煤灰和Ca(OH)2、CaSO4等化學(xué)成分同時(shí)存在時(shí)，粉煤灰可顯示出膠凝性[30]。粉煤灰在水泥漿存在的條件下可發(fā)生火山灰反應(yīng)。然而，由于只摻入10%水泥，其含量較低，因而在試樣中均未檢測(cè)到水化硅酸鈣，如圖5(b)所示。因此，與固化劑摻量為20%的水泥土相比，由于膠結(jié)物生成量的減少，相同水質(zhì)環(huán)境下?lián)饺?0%水泥和10%粉煤灰的固化土試樣宏觀強(qiáng)度普遍較低。

另外，生活污水中污水離子濃度較低，加之膠結(jié)物的生成受到抑制，IIC10F10的無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度與IC10F10相差不大。另外，與IIIC20類似，工業(yè)廢水環(huán)境下酸性介質(zhì)通過(guò)影響?zhàn)ね恋V物及水泥成分，使得粉煤灰水泥土受侵蝕軟化。

4.3 SEM試驗(yàn)分析

通過(guò)SEM圖像分析獲得了IC10F10、IIC10F10、IIIC10F10、IC20、IIC20以及IIIC20的孔隙率，從而解釋在2種固化劑配比下，不同水質(zhì)拌合的固化土加固效果的差異。圖6為IC10F10和IIIC20放大800倍的SEM圖像。由圖6(a)可知，IC10F10試樣的孔隙均是直徑較小或窄細(xì)的小孔隙，土顆粒之間膠結(jié)較為緊密。這是因?yàn)榉勖夯覔搅系念w粒極細(xì)，在與土體攪拌制樣時(shí)填充土體孔隙，使大孔隙變?yōu)樾】紫叮粓D6(b)顯示了在工業(yè)廢水環(huán)境下，水泥土IIIC20試樣的裂縫及孔洞較多且表面土質(zhì)疏松。這是由于水泥顆粒直徑大于粉煤灰，所以水泥填充土體小孔隙效果比粉煤灰差，此外工業(yè)廢水中存在的Fe2+及高濃度的HCl化學(xué)成分對(duì)土壤的膠結(jié)作用有很大程度的削弱。

圖6 IC10F10和IIIC20的SEM圖像Fig.6 SEM images of IC10F10 and IIIC20

此外，應(yīng)用圖像處理軟件Image-Pro Plus 6.0(IPP)對(duì)試樣的SEM圖像進(jìn)行二值化處理，并計(jì)算其孔隙率。圖7—圖9分別為清水、生活污水和工業(yè)廢水環(huán)境下，齡期為30 d的固化土試樣二值圖像。選用灰度最大值和最小值的平均值作為閾值，即選取的閾值為128。白色部分是原圖中灰度大于閾值的區(qū)域，為土的孔隙；黑色部分是原圖中灰度小于閾值的區(qū)域，為土顆粒。

圖7 IC10F10和IC20閾值為128的二值圖像Fig.7 Binary images with a threshold of 128 of IC10F10 and IC20 samples

圖8 IIC10F10和IIC20閾值為128的二值圖像Fig.8 Binary images with a threshold of 128 of IIC10F10 and IIC20 samples

圖9 IIIC10F10和IIIC20閾值為128的二值圖像Fig.9 Binary images with a threshold of 128 of IIIC10F10 and IIIC20 samples

圖10為不同水質(zhì)環(huán)境下，經(jīng)IPP軟件計(jì)算所得的各試樣的孔隙率對(duì)比。其中，IC10F10和IC20試樣的孔隙率均為0.41；IIC10F10試樣的孔隙率為0.37，IIC20試樣的孔隙率為0.41；IIIC10F10試樣的孔隙率為0.45，IIIC20試樣的孔隙率為0.47。由此可知，清水環(huán)境和生活污水環(huán)境下，相同配比的粉煤灰水泥土的孔隙率差異并不明顯，表明生活污水中的SO42-、Mg2+、Cl-等離子成分在短期內(nèi)對(duì)固化土侵蝕程度不大；同清水環(huán)境下相比，工業(yè)廢水環(huán)境下IIIC10F10試樣的孔隙率增大10%，IIIC20試樣的孔隙率增大14.6%，表明工業(yè)廢水中所含的高濃度H+、Cl-及Fe2+成分削弱了土顆粒間的膠結(jié)作用，使固化土的孔隙率均增大；由于粉煤灰顆粒的直徑遠(yuǎn)小于水泥顆粒的直徑，因此在污水環(huán)境下，摻入20%水泥的固化土孔隙率均大于摻入10%水泥和10%粉煤灰的固化土土樣。

圖10 固化土試樣孔隙率對(duì)比Fig.10 Comparison of porosity of stabilized soil specimens

4.4 滲透試驗(yàn)分析

參照《土工試驗(yàn)方法標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 50123—2019)[23]，對(duì)不同水質(zhì)環(huán)境下，3種不同配比的粉煤灰水泥土試樣進(jìn)行變水頭滲透試驗(yàn)，試驗(yàn)溫度為20 ℃。圖11為3種水質(zhì)環(huán)境下，不同配比的粉煤灰水泥土滲透系數(shù)對(duì)比。從圖11可以看出，3種固化劑配比的試樣在清水環(huán)境下的滲透系數(shù)均最小，表明生活污水和工業(yè)廢水中的離子成分對(duì)粉煤灰水泥土土顆粒的膠結(jié)具有一定的削弱作用，且工業(yè)廢水中離子成分(Fe2+、H+以及Cl-)的削弱作用較大。此外，不同水質(zhì)環(huán)境下，試樣的滲透系數(shù)均隨著粉煤灰摻量的增加而增大。這是由材料自身特性所決定的，水泥為水硬性材料，可在水中凝結(jié)硬化，保持并發(fā)展強(qiáng)度；粉煤灰則含有多孔玻璃體、多孔炭粒，呈多孔性蜂窩狀組織[31]，因而粉煤灰含量的增加會(huì)引起固化土滲透性的提高，導(dǎo)致了固化土抗凍性能的減弱。

圖11 粉煤灰水泥土的滲透系數(shù)Fig.11 Permeability coefficient of fly ash cement soils

5 結(jié) 論

本文研究了受復(fù)合環(huán)境影響(水質(zhì)污染及凍害)，粉煤灰水泥土的宏觀力學(xué)強(qiáng)度、微觀結(jié)構(gòu)及其之間的相關(guān)性。無(wú)側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)結(jié)果表明污水類別、凍融循環(huán)次數(shù)、養(yǎng)護(hù)齡期、水泥和粉煤灰配比等因素都會(huì)對(duì)固化土的宏觀力學(xué)強(qiáng)度產(chǎn)生一定的影響； 滲透試驗(yàn)、掃描電鏡(SEM)試驗(yàn)及X射線衍射(XRD)試驗(yàn)結(jié)果表明固化土的宏觀力學(xué)強(qiáng)度與礦物晶體組成及孔隙結(jié)構(gòu)等微觀結(jié)構(gòu)密切相關(guān)。具體結(jié)論如下：

(1)固化土的抗壓強(qiáng)度因凍害作用降低，與凍融循環(huán)次數(shù)呈負(fù)相關(guān)，且凍融循環(huán)能夠削弱延長(zhǎng)齡期對(duì)提高強(qiáng)度的有利影響。

(2)對(duì)于給定的固化劑配比及凍融循環(huán)次數(shù)，污染水質(zhì)下的固化土較清水環(huán)境下固化土的抗壓強(qiáng)度均有一定程度的降低，且工業(yè)廢水比生活污水影響更甚。

(3)污水環(huán)境下，高強(qiáng)度凝膠轉(zhuǎn)化為低強(qiáng)度凝膠，同時(shí)可能生成無(wú)膠凝性的結(jié)晶體從而降低固化土中粘結(jié)物的粘結(jié)性能。特別是在工業(yè)廢水條件下，酸性介質(zhì)阻礙了膠結(jié)物的生成，對(duì)固化土具有侵蝕軟化作用，由此產(chǎn)生的固化土微觀結(jié)構(gòu)改變導(dǎo)致了固化土強(qiáng)度的降低。

(4)固化土的抗壓強(qiáng)度與孔隙率成負(fù)相關(guān)。清水和生活污水環(huán)境下，固化土的孔隙率相差不大，與此對(duì)應(yīng)的抗壓強(qiáng)度差異較?。还I(yè)廢水環(huán)境下，固化土的孔隙率顯著增大，對(duì)應(yīng)的抗壓強(qiáng)度最小。

(5)隨著粉煤灰含量的增加，固化土試樣的滲透性大幅提高，特別是在污水環(huán)境下，導(dǎo)致了固化土抗凍性能的減弱。