近年来,中国基础设施建设规模持续扩大,随之产生的工程渣土和泥浆年排放量高达数亿立方米,成为城市建筑废弃物的主要来源
[1-3]。湖南省住房和城乡建设厅报告显示,全国仅地铁盾构隧道施工过程产生的渣土总量就已突破2.25亿m
3,渣土处置费用预计达582亿元
[4]。传统处置方式多采用异地填埋或简单堆放,此类方法不仅需承担高昂的运输成本,还可能引发填埋场边坡失稳、扬尘污染、重金属渗透等次生环境风险
[5-7]。相关研究指出,渣土处置方式的选择对工程安全与生态保护具有重要影响。近年来,关于渣土处置不当而造成巨大损失的案例时有发生
[8-10]。这些跨地域、跨时段的典型案例表明,渣土处置方式的选择对工程安全与生态保护具有重要影响。在“双碳”目标驱动下,工程废弃土的高效资源化利用已成为土木工程与环境科学交叉领域的研究热点。在此背景下,基于废弃渣土、泥浆和固化剂协同制备可控低强度材料(controlled low-strength material,CLSM)的技术逐渐受到关注。该技术通过将废弃渣土转化为可再利用的工程材料,为消纳大量建筑废弃物提供了新的解决方案
[11]。
CLSM主要用作压实填料的回填替代品,除了具有相对较低的强度范围(0.3~2.1 MPa),还具有自流平、自压实和强度可调等特点,满足工程回填的技术要求。然而,传统的水泥渣土基CLSM存在力学性能差、流动度低以及抗渗性弱等问题。不少中外学者针对这些问题展开相关研究
[12-14],实现了CLSM在各方面的性能改善。Alizadeh等
[15]采用粉煤灰取代部分水泥作为胶凝材料制备CLSM,并将其应用于桥台回填工程,保证了其开挖性、流动性及抗压强度等性能指标均能满足相关工程需求的同时还降低了CLSM的泌水率。Zhang等
[16]通过利用废弃的海洋淤泥、GBFS和聚羧酸盐高效减水剂来制备CLSM,发现GBFS的掺入能够产生更多的活性二氧化硅和氧化铝,促进水化产物的形成,比传统水泥基CLSM具有更高的强度和抗渗性。Jian等
[17]研究了由建筑垃圾、磷石膏和矿渣粉(ground granulated blast furnace slag,GBFS)制成的碱活化CLSM的流动性能、强度和收缩性能。Sun等
[18]针对工程中水下回填需求,通过掺入适量矿渣粉、碱激发剂和抗分散剂,制备了一种水下抗分散CLSM,在力学性能、抗分散性以及抗渗性等方面较传统CLSM均实现显著改善。
尽管如此,CLSM作为一种回填材料,深入研究其耐久性同样尤为必要。在工程中,CLSM在完成回填并硬化后,将面临晴朗、雨天、地下水位变化等自然环境因素带来的干湿循环影响。此外,考虑到使用的废弃渣土、泥浆可能含有的重金属污染物,研究其在水下回填过程中对重金属污染物的固定效果也极为重要。但目前渣土基CLSM在应用中的耐久性以及对废弃渣土中重金属固定效果研究方面仍然留有空白。
针对上述问题,制备一种适用于水下回填的抗分散CLSM,并展开了相关实验,模拟其在反复干燥、浸水状态,对其耐久性进行研究,同时研究其在应用时重金属的污染情况。通过与两种常规的CLSM在空气及水下浇筑试样的表现对比,进一步评估水下抗分散CLSM在水下回填施工中的应用潜力和生态安全性。本研究为水下回填泥浆材料的开发与应用提供了坚实的科学依据和技术支持,为未来该领域的进一步探索奠定了基础。
1 实验材料和方法
1.1 实验材料
水泥(OPC)采用诸城市杨春水泥有限公司生产的P.O 42.5普通硅酸盐水泥,28 d实测抗压强度为49.8 MPa,抗折强度8.4 MPa;粒化高炉矿渣采用武汉VCEM科技发展有限公司生产的矿渣粉;碱激发剂(AC)选用模数为1.2的水玻璃溶液;抗分散剂采用河南凯力顿环保科技有限公司生产的聚丙烯酰胺(PAM)以及国药集团化学试剂有限公司生产的羧甲基纤维素钠(CMC),其中,PAM相对分子质量为10 000 000,CMC黏度为800 mPa·s。
所用工程渣土取自广州市海珠湾盾构隧道处理区间,将其按照渣土与水质量比1∶1的配置实验泥浆。实验泥浆的基本物理指标测试如
表1所示。
1.2 CLSM制备
表2为可控低强度材料配合比,根据要求称取各材料的质量,将水泥和矿渣等固化剂以干粉形式添加至实验泥浆中。随后,加入液态碱激发剂,并进行充分搅拌均匀,确保各种材料均匀混合,形成均匀的浆液。随后,按照设计配比,将抗分散剂加入至上述浆液中,继续搅拌,直至混合物完全均匀,制备出可控低强度材料(CLSM)。
如
图1(a)所示,将制备好的CLSM浆液水下浇筑于圆柱模具(直径为39.1 mm,高度为80 mm)进行水下固化,以制备实验试样。O-CLSM为传统水泥基CLSM,G-CLSM为掺入适量矿渣粉和碱激发剂改良固化剂制备的CLSM,G-A-CLSM为在G-CLSM基础上添加了抗分散剂的水下抗分散CLSM。
目前中外还没有针对可控低强度材料的相关规范,借鉴文献[
19-
20],同时参考规范《压实水泥土混合物润湿和干燥的标准试验方法》(ASTM D559)以及《黏性土无侧限抗压强度的标准试验方法》(ASTM D2166),制备实验样品进行后续各项相关实验。
1.3 无侧限抗压强度试验
将水下浇筑的试样放置在立方体模具(150 mm×150 mm×200 mm)中进行水下养护(水深为120 mm),直至达到规定的龄期后进行脱模。脱模后的样品将用于进行无侧限抗压强度试验。
同时,将另一组CLSM在空气中进行浇筑,并放置在温度为20 ℃、相对湿度为95%的养护箱内进行养护。养护1 d后,试样脱模,放回养护箱继续养护至规定龄期,随后开展无侧限抗压强度试验。通过对比水下浇筑样品和空气养护试样的测试结果,评估两种环境下CLSM的强度表现。
无侧限抗压强度试验采用德卡精密量仪(深圳)有限公司生产的DECCA-10 KN万能试验机,加载速率为1 mm/min。
1.4 耐久性测试
将1.3节中水下浇筑制备的试样养护至28 d取出,参考《压实水泥土混合物润湿和干燥的标准试验方法》(ASTM D559)规范进行干湿循环试验。具体步骤如下:首先,将干湿循环试样放至水中浸泡5 h,模拟浸水环境的影响。随后,取出试样并用蒸馏水冲洗表面。冲洗完成后,将试样置于40 ℃的烘箱中烘干43 h,以模拟干燥环境条件。烘干结束后,将试样置于室温下冷却至自然温度。上述过程为一个干湿循环,试验循环进行12次,或直到试样在循环过程中出现破坏为止。完成规定循环次数后的试样,进行形貌记录、质量测试以及无侧限抗压强度试验。
1.5 微观形貌分析
首先,将养护28 d水下浇筑试样破碎至规定的细度。随后,将破碎后的试样置于45 ℃的真空干燥箱中进行干燥处理,直至试样重量不再变化(达到恒重状态),确保试样中的水分被完全去除。烘干后的试样自然冷却至室温,并进行密封保存,为扫描电子显微镜(scanning electronic microscopy,SEM)测试做准备。为提高试样的导电性,在进行SEM测试前,试样表面进行1 min的喷金处理。所使用的SEM测试设备为德国卡尔蔡司股份公司生产的Sigma 360。
1.6 重金属浸出测试
如
图1(b)所示,将500 mL CLSM浆液通过漏斗从底部浇筑至装满蒸馏水的立方体容器(150 mm×150 mm×200 mm),并在水下进行养护。待达到28天养护龄期后,分别对容器中部的水体以及容器底部的固化体进行取样,参照《固体废物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》(HJ/T 299—2007)开展重金属浸出试验。具体步骤如下。
称取150~200 g的样品放入2 L的提取瓶中,并根据样品的含水率计算所需的浸提剂体积,使其保持液固比为10∶1(L/kg)。浸提剂的配制方法为:向1 L去离子水中加入2滴质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液。随后,将配置好的浸提剂加入样品中,旋紧瓶盖,将提取瓶固定在翻转式振荡装置上,调节转速为30 r/min,并在23 ℃下振荡18 h。
振荡结束后,使用稀硝酸对压力过滤器及滤膜进行清洗,将洗涤废液弃置,随后,收集过滤后的浸出液。最后,釆用电感耦合等离子体质谱仪(inductively coupled plasma-mass spectrometry,ICP-MS),对浸出液中的重金属含量进行测试。ICP测试设备为美国安捷伦科技有限公司生产的Agilent 7850。
2 结果与讨论
2.1 无侧限抗压强度
图2展现了在空气及水环境下浇筑并养护条件下,三种CLSM的抗压强度表现。结果显示,三种CLSM空气中养护的无侧限抗压强度(UCS
air)和水下养护的无侧限抗压强度(UCS
water)均随着养护龄期增加而增加。其中,空气养护的O-CLSM具有最低的28 d抗压强度值,仅为723 kPa,水陆强度比也仅为34%。而使用掺入矿渣粉固化成分的G-CLSM抗压强度则显著增强到1 536 kPa,明显优于传统水泥胶凝材料,但是水陆强度比也仅为35%。此外,添加了抗分散剂的G-A-CLSM强度则进一步上升至1 391 kPa,水陆强度比高达88%,显著优于其余两种CLSM,表现出该CLSM拥有最优空气、水下浇筑的强度。
试验结果表明,固化剂掺入适量的矿渣粉可以有效提升渣土的固化强度,但对提升其水下浇筑强度效果十分有限。当添加抗分散剂后,固化渣土不仅保持着较高的固化强度,其水陆强度比还得到了大幅提升。这可能是由于抗分散剂成分对泥浆颗粒具有絮凝效果,PAM带有的长链结构包裹了泥浆颗粒,使得固化体结构更加紧密、均匀,使得CLSM在水下浇筑时不易被水流冲散,能保持较为稳定的结构。这表明G-A-CLSM具有更优异的水下回填应用潜力。
2.2 干湿循环作用下耐久性
图3展示了水下浇筑的三种CLSM在干湿循环过程中抗压强度的变化情况,以及相同龄期标准养护条件下试样的强度变化趋势。由
图2可知,三种CLSM的抗压强度随着干湿循环次数的增加,均呈现出先增后减的趋势。其中,O-CLSM试样在完成4次干湿循环后抗压强度达到峰值,为541 kPa,是相同龄期标准养护条件下的1.07倍。而至12次干湿循环时,其抗压强度降至378 kPa。G-CLSM和G-A-CLSM试样在4次循环后也达到其最高抗压强度,分别为927 kPa和1 416 kPa,相较同龄期标准养护下分别为它们的1.04倍和1.02倍。当干湿循环增至12次时,其抗压强度分别下降至644 kPa和1 077 kPa。可以看出G-A-CLSM在干湿循环作用下,强度都远高于另外两种CLSM,表现出较优秀的耐久性能。
为了深入研究三种CLSM在干湿循环之后的强度变化规律,引入强度残余系数进行分析。该系数为相同龄期下,试样在干湿循环作用下的抗压强度与其在标准养护环境下的抗压强度之比。其中,强度残余系越大,表明试样具有更强的干湿循环抵抗能力。
如
图4所示,可以看出,在12次干湿循环后,O-CLSM、G-CLSM和G-A-CLSM的强度残余系数分别为0.75、0.73和0.77,除此之外,值得注意的是,当循环次数达到8次时,O-CLSM的强度残余系数下降至小于1,表明在此循环次数下,其抗压强度低于标准养护条件下的强度。而G-CLSM和G-A-CLSM的强度残余系数在经过6次循环后小于1。这是因为O-CLSM在干湿循环作用下受孔隙结构的变化以及膨胀收缩作用的影响较大,G-CLSM次之,而G-A-CLSM受其影响最小,表明G-A-CLSM相较于其他两种回填材料具有更好的抵抗干湿循环能力。
图5则展示了干湿循环过程中CLSM样品表面形态的变化观察结果表明,在4次干湿循环后,三种CLSM试样表面均出现裂纹及表层脱落,其中O-CLSM试样裂纹及表层脱落最多,其次是G-CLSM,G-A-CLSM的最少。随着干湿循环次数的增加,表层脱落面积逐渐增大。经历12次干湿循环之后,比较三种CLSM试样,G-A-CLSM和G-CLSM的表面脱落面积相对较小,而O-CLSM试样的表层脱落最为严重。这一现象揭示了,掺入矿渣粉及碱激发剂固化剂制备的CLSM具有更强的抵抗干湿循环破坏的能力。特别是对于G-A-CLSM,添加抗分散剂使得试样结构更加紧密,进而在一定程度上增强了其抵抗干湿循环破坏的能力。
图6进一步展示了三种CLSM干湿循环后的质量损失变化,可以看出,质量损失均随着循环次数呈现增加趋势。经过12次干湿循环之后,O-CLSM、G-CLSM和G-A-CLSM的质量损失分别达到了8.1%、4.01%和2.83%。这一结果与上述各试验结果相符,再次表明了G-A-CLSM拥有最佳的耐干湿循环破坏性能,其次是G-CLSM,而O-CLSM的性能最弱。
分析可知,CLSM的强度、质量以及形貌等变化趋势可能受两个主要因素影响:一方面,在干湿循环初期,温度升高加速了水化反应的进行,导致更多水化产物的形成,从而提升了CLSM的抗压强度。另一方面,在干湿循环的后期,由于材料经历干缩和湿胀过程,导致内部产生裂缝,随循环次数增加裂缝逐渐扩展,最终导致材料强度的降低。G-A-CLSM不仅在三种CLSM中表现出最高的强度,还表现出最优的抵抗干湿循环能力。其存在的机理主要如下:相较于传统水泥基固化剂,矿渣粉碱激发下与水泥协同作用会形成更紧密和均匀的微观结构,对颗粒的胶结作用更强
[21],因此对干湿循环破坏的抵抗能力也增强;此外,PAM具有的长链结构可以吸引部分极易发生分散的矿渣粉解聚单体,因此G-A-CLSM中抗分散剂的加入使得试样结构更加紧密,进而在一定程度上增强了其抵抗干湿循环破坏的能力。
2.3 CLSM微观形貌分析
图7展示了水下养护28 d后的三种CLSM的SEM图像。
图7(b)、
图7(d)和
图7(f)为试样放大5 000倍SEM图,能观察出明显的C-S-H、C-A-S-H及钙矾石,为常见的水泥水化产物
[22]。这进一步说明了三类典型的CLSM的水化产物种类相似,添加抗分散剂并未产生新种类的水化产物。此外,G-A-CLSM及G-CLSM的样品中观察到了一些致密的网状结构,如
图7(d)、
图7(f)所示,推测可能为水合铝硅酸钠(N-A-S-H),这可能是添加的矿渣粉在碱激发条件下解聚、缩聚生成的产物。
图7(a)、
图7(c)和
图7(e)为样品放大2 000倍的结果,可以观察出三种CLSM样品的紧密程度。
图7(a)和
图7(c) 的样品均未添加抗分散剂,可以发现其存在较多的孔隙,说明该试样的抗分散性能较差,浇筑过程中水流可能对样品具有侵蚀作用。
图7(e)则为添加了抗分散剂的G-A-CLSM样品,可以看出该样品微观结构较为致密。这是由于抗分散剂的添加使样品在水中浇筑时可以抵抗水流的冲散,同时能有效阻止水体渗透、侵蚀试样的结构,使得样品在水下养护过程中仍保留较为致密的微观结构。这一微观形貌的测试结果与2.1节中的UCS试验结果相一致。
2.4 重金属浸出
图8展示了水体及CLSM固化体中重金属含量变化情况。从
图8(a)中可以看出,三种CLSM浇筑后水体和固化体中的As含量相对较高,而Cu、Cd和Cr的含量较低,这表明固化剂对Cu、Cd和Cr的固定效果显著优于As。同时,O-CLSM和G-CLSM浇筑后水体中As的含量分别为10.47、50.157 mg/L,而添加了抗分散剂制成的G-A-CLSM水体中的As含量仅为2.031 mg/L,比O-CLSM降低了80.6%,其余重金属含量也呈现出不同程度的降低效果。这表明抗分散剂的使用有效降低了重金属在水下浇筑过程中的扩散。这是因为PAM的长链结构能够包裹泥浆颗粒,提升泥浆的絮凝效果,使得CLSM不容易被水流冲散,更大限度地将重金属固定在CLSM内部,从而能够显著降低水下回填施工时对环境造成污染。
图8(b)展示了三种CLSM固化体在水下浇筑并养护28 d后的重金属浸出情况。可以看出,除As,O-CLSM、G-CLSM和G-A-CLSM的固化体中的重金属浸出浓度均呈现逐步减少趋势,G-A-CLSM的Cu、Cd和Cr浸出浓度分别低至0.003、0.001、0.009 mg/L,均远低于《地下水质量标准》(GB/T 14848—2017)中Ⅲ类地下水标准限值要求(分别为1.00、0.005、0.05 mg/L)。这可能是矿渣粉在碱激发下与OPC协同作用生成的水化产物有效提升了重金属的固定作用,而抗分散剂的添加进一步增强了该固定作用。As元素呈现相反的趋势,可能是因为其在不同酸碱度情况下会以不同价态形式存在,且其溶解度存在较大差异,导致使用不同固化剂成分会影响不同的浸出浓度。
3 结论
通过制备三种CLSM并对其测定了抗压强度、干湿循环作用下耐久性、微观结构以及重金属浸出,评估了CLSM在水下回填施工中的应用潜力,得出以下结论。
(1)G-A-CLSM在水下浇筑应用中展现出的抵抗水流侵蚀能力显著优于G-CLSM和O-CLSM。其中,制备的G-A-CLSM的28 d水下浇筑强度可达1.4 MPa,在12次干湿循环后强度残余系数表现最高为0.77,而质量损失表现最低为2.83%,表现出优异的耐久性能。
(2)通过SEM分析三种CLSM在水下浇筑及养护环境下的微观作用机理。分析结果揭示,加入抗分散剂并未显著促进大量新水化产物的生成。但是与其他两种CLSM相比,G-A-CLSM在抗分散剂的作用下呈现出更加紧密的微观结构,显著提升了密实度与抗分散性能,从而使其在力学性能和耐腐蚀性能方面得到显著提升,体现了其在水下应用方面的优越性。
(3)研究三种CLSM在水下浇筑时对重金属污染物的固定效果,结果表明,抗分散剂的加入能够有效避免G-A-CLSM在浇筑时被水流冲散,这不仅能降低水体中重金属的浓度,而且还能加强固化体对重金属的固定效果,展现出良好的环境安全性。
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