關(guān)鍵詞：水庫清淤；底泥；固化；粉煤灰；爐渣；力學(xué)性能；浸出毒性中圖分類號(hào)：X705 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：1008-9500（2025）07-0023-05DOI：10.3969/j.issn.1008-9500.2025.07.07

Experimental Study on Reservoir Dredged Sludge Solidified with Alkali Stimulated Fly Ash-Slag and Cement

DENG Jingwen，WUXu （SchoolofEnvironmentalScienceamp;Engineering，HuazhongUniversityofcienceandTechnology，Wuhan43O74，China）

Abstract：Flyash，slagandsodiumhydroxidewereutilized tocurereservoirdesiltingsubsoilwithasmallamountofcement insynergy，andtheectsofthedosageandproportionoflyash，slagandsoiumhdroxideonthemechanicalpoprties andleaching toxicityofreservoirdesilting subsoil were investigated，as wellas the microscopiccuring mechanism.The resultsshowed that the optimal dosages of fly ash，slag and calcium hydroxide were 7.5% ， 12.5% and 0.75% ，respectively， and the 28 d unconfined compressive strength of thecured soil under this ratio was 2.856 MPa，and the curing rate of the six pollutant elements，including Pb and As，was more than 90 % .The micro-morphological analysis showed that the curing agenthadahydrationreaction inthe specimen，which producedcalcium silicate hydrate（C-S-H），calciumaluminate hydrate （C-A-H），andcalciumalumina （AFt），which filledtheporesofthesoilbodyandenhancedtheinter-particle connection，andefectivelyimprovedthestrengthofthesoilbody.Atthesametime，these hydrationproductscured heavy metal ions through the pathways of adsorption，complexation，and substitution.

Keywords： reservoir dredging; sludge; curing; fly ash; slag; mechanical properties; leaching toxicity

我國河湖庫資源豐富，每年開展的清淤工程將會(huì)產(chǎn)生大量底泥，這些淤泥常被用作生態(tài)修復(fù)、土方回填和綠化種植等[1-3]，未經(jīng)固化處理的淤泥力學(xué)性能差，含有的重金屬等污染物還有可能帶來生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[4。因此，清淤底泥固化及穩(wěn)定化的研究具有重要意義，目前，眾多學(xué)者的研究主要聚焦于提高力學(xué)性能及降低浸出毒性。

劉振建等[5采用水泥－粉煤灰固化淤泥質(zhì)軟土，明確固化劑配比對(duì)強(qiáng)度的影響，其中粉煤灰可顯著增加淤泥力學(xué)強(qiáng)度。武亞軍等利用堿渣和粉煤灰對(duì)水泥固化底泥強(qiáng)度展開研究，得到強(qiáng)度提升的最佳摻量，并發(fā)現(xiàn)堿渣或粉煤灰過量均會(huì)導(dǎo)致固化底泥強(qiáng)度降低。楊振甲等利用礦渣-粉煤灰地聚物固化淤泥，揭示其微觀固化機(jī)理。目前，利用工業(yè)固廢作為膠凝材料提高淤泥的力學(xué)性能，使其滿足一些工程場(chǎng)景下土體強(qiáng)度要求的相關(guān)研究已經(jīng)較為充分，表明這些材料在固化處理中的突出優(yōu)勢(shì)。

汪毅等[利用粉煤灰－水泥混合材料固化重金屬鉛，結(jié)果表明，粉煤灰-水泥可以作為重金屬Pb的固化材料，但必須采取措施加快粉煤灰的火山灰反應(yīng)；TAYLOR指出堿性激發(fā)劑作用下，粉煤灰可發(fā)生火山灰反應(yīng)，能有效增加膠凝物質(zhì)的數(shù)量和密度；陳忠清等[研究利用爐渣－粉煤灰地聚物固化銅污染土，在酸性和中性條件下均能有效固化銅離子；陳濤等[1開展利用鋼渣、改性電解錳渣和赤泥固化鉛、砷污染土的固化劑研究，并探討強(qiáng)度形成及重金屬穩(wěn)定機(jī)理；何哲祥等[2基于爐渣制備一種重金屬固化劑，降低土壤中有效鋅、鎘、鉛的含量，并說明固化機(jī)理。這些研究顯示工業(yè)固廢固化土壤中重金屬的應(yīng)用潛力。

本文以一定量水泥為固化基材，利用爐渣、粉煤灰及堿激發(fā)劑一同作為固化劑，基于三因子三水平正交試驗(yàn)對(duì)疏浚淤泥進(jìn)行固化處理，研究疏浚淤泥固化后的力學(xué)性能，得到各摻加物質(zhì)的最優(yōu)配比，評(píng)價(jià)固化淤泥的浸出毒性，進(jìn)一步探討固化機(jī)理與微觀結(jié)構(gòu)的變化規(guī)律。

1試驗(yàn)材料

淤泥取自云南省大屯海疏浚清淤工程底泥堆場(chǎng)，試驗(yàn)所用土樣在施工現(xiàn)場(chǎng)已經(jīng)過初步調(diào)理和壓濾脫水，以板狀或塊狀形式存在，強(qiáng)度較低且受力極易形變。土樣的基本物理性質(zhì)如表1所示。

表1疏浚淤泥基本性質(zhì)

試驗(yàn)所用的粉煤灰取自云南省玉溪市，呈灰白色，為粉末狀。爐渣取自江西省南昌市，為黑褐色塊狀固體，試驗(yàn)所用原料為破碎后過篩的顆粒狀爐渣，粒徑小于 2mm 。堿激發(fā)劑為顆粒狀氫氧化鈉（分析純），水泥強(qiáng)度等級(jí)為PO42.5。固化劑的化學(xué)成分如表2所示。

表2固化材料化學(xué)成分 單位：%

2試驗(yàn)方法

2.1制備方法

將脫水后的底泥樣品置于 105°C 烘箱環(huán)境下不小于 24h ，烘干并碾碎后過篩（篩孔直徑為 2mm ）備用。按照試驗(yàn)方案稱取處理后的底泥及固化材料，混合均勻，同時(shí)稱取相應(yīng)質(zhì)量的氫氧化鈉，將氫氧化鈉充分溶解于按照最佳含水率稱取的去離子水中。將試驗(yàn)材料放入攪拌設(shè)備，加入氫氧化鈉溶液并拌和均勻，采用靜壓法制備圓柱體固化土試樣，使用直徑為 50mm 、高 50mm 的鋼制模具，每組有3個(gè)平行試樣。脫模后，置于標(biāo)準(zhǔn)養(yǎng)護(hù)箱中養(yǎng)護(hù)，養(yǎng)護(hù)溫度為（ 20±1 ） C ，養(yǎng)護(hù)相對(duì)濕度為（ 95±2 ） % 。

2.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)研究添加一定量水泥時(shí)，粉煤灰、爐渣與氫氧化鈉配比對(duì)固化效果的影響，設(shè)計(jì)三因素三水平正交試驗(yàn)，以確定最佳的配比組合，如表3、表4所示。經(jīng)過水泥單摻固化預(yù)試驗(yàn)，綜合考慮成本和強(qiáng)度提升率，擬添加 10% 的水泥。陳枝東等[13]的研究表明，水泥摻量為 10% 時(shí)，固化土表現(xiàn)出更低的滲透系數(shù)，對(duì)重金屬的固化效果更好，因此確定水泥添加量為 10% 。

表3正交試驗(yàn)因素與水平 單位：%

表4正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2.3測(cè)試方法

參照《公路工程無機(jī)結(jié)合料穩(wěn)定材料試驗(yàn)規(guī)程》（JTGE51—2009），加載速率為 1mm/min 時(shí)，開展無側(cè)限抗壓強(qiáng)度（Unconfined Compressive Strength，UCS）試驗(yàn)，記錄最大破壞荷載，當(dāng)試樣明顯破壞后停止加載。

參照《固體廢物浸出毒性浸出方法翻轉(zhuǎn)法》（GB5086.1一1997），使用翻轉(zhuǎn)振蕩儀進(jìn)行浸出毒性測(cè)試。稱取待測(cè)樣品于 105^°C 下烘干至恒重，計(jì)算含水率，然后取干基重 70.0g 的樣品放人容積2L的聚乙烯瓶中，并以固液比 1：10 計(jì)算所需去離子水的體積，加入浸提劑，隨后蓋緊瓶蓋并固定于翻轉(zhuǎn)振蕩儀中，轉(zhuǎn)速為（ 30±2 ） r/min ，于室溫下翻轉(zhuǎn)浸取 18h ，取出后靜置 30min ，經(jīng)過 0.45μm 濾膜得到浸出液，搖勻后加入硝酸消解，供后續(xù)測(cè)定。

X射線衍射（X-RayDiffraction，XRD）試驗(yàn)利用島津XRD-7000型X射線衍射儀，掃描范圍為5°～ 70° ，掃描電壓為 40kV ，電流為 30mA 。試驗(yàn)采用JSM-IT200型鎢燈絲掃描電子顯微鏡（ScanningElectronMicroscope，SEM），測(cè)試前將固化土置于烘箱中 24h 烘干處理。

3試驗(yàn)結(jié)果與分析

3.1力學(xué)性能

正交試驗(yàn)結(jié)果如表5所示，極差分析如表6所示，方差分析如表7所示。數(shù)據(jù)顯示，各因素對(duì)固化土28d無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響順序?yàn)?Bgt;Agt;C ，最優(yōu)組合為 A₂B₂C₂ ；爐渣摻量對(duì)固化土28d無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響程度最大，當(dāng)爐渣摻量增加時(shí)，其中的氧化鐵等可促進(jìn)水化鐵酸鈣、水化鐵鋁酸鈣等的生成，并起到填充孔隙的作用，其最佳摻量為 12.5% 。當(dāng)爐渣摻量繼續(xù)增加時(shí)，固化土中過多的粗顆粒破壞結(jié)構(gòu)的整體性，導(dǎo)致結(jié)構(gòu)強(qiáng)度降低。粉煤灰摻量對(duì)固化土28d 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響程度其次，最佳粉煤灰摻量為 7.5% ，此時(shí)混勻后的固化土內(nèi)部將迅速生成水化硅酸鈣（C-S-H）、水化鋁酸鈣（C-A-H）等早期水化產(chǎn)物，提高其早期強(qiáng)度，一段時(shí)間后，粉煤灰中的 SiO₂ 與 Al₂O₃ 將二次水化，生成更多膠凝物質(zhì)，提高土體強(qiáng)度[14]。當(dāng)粉煤灰添加過量時(shí)，過多的粉煤灰填充在固化底泥的孔隙中，阻礙膠凝物質(zhì)的生成，使得最終固化土強(qiáng)度降低。粉煤灰與爐渣對(duì)強(qiáng)度的影響呈現(xiàn)顯著性，說明二者對(duì)強(qiáng)度的主效應(yīng)存在，而氫氧化鈉的影響則不明顯，其對(duì)固化土 28d 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響最小，對(duì)比發(fā)現(xiàn)，3個(gè)因素的影響顯著性順序?yàn)?Bgt;Agt;C 。

表5正交試驗(yàn)結(jié)果

表6極差分析

表7方差分析

注：*表示差異顯著 （λlt;0.05 ）。

3.2 浸出毒性

采用小節(jié)3.1中力學(xué)性能較好的 A₂B₂C₂ 樣品用于測(cè)試浸出毒性，疏浚淤泥作為工程填土，具有潛在的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，因此利用前對(duì)其進(jìn)行環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

參考《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB15618—2018）和《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》（GB5085.3—2007），對(duì)淤泥中污染物進(jìn)行檢測(cè)和污染風(fēng)險(xiǎn)判別。淤泥的 pH 值為7.19，因此風(fēng)險(xiǎn)篩選值采用 6.5

表8污染元素含量及篩選標(biāo)準(zhǔn)值

淤泥中重金屬類污染物浸出液濃度、固化率和標(biāo)準(zhǔn)限值如表9所示。大屯海淤泥樣品浸出液檢出的重金屬指標(biāo)值均滿足《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》（GB5085.3—2007）的限值要求，對(duì)于相應(yīng)污染物，水浸與酸浸固化率均超過 90% 。因此，該淤泥經(jīng)固化后可以進(jìn)行資源化處置，作為路基工程填土等使用。

表9污染元素浸出毒性及標(biāo)準(zhǔn)

4微觀特性與固化機(jī)理

4.1 XRD圖譜

養(yǎng)護(hù) 28d 后的原始淤泥與固化土XRD圖譜如圖1所示。未經(jīng)處理的淤泥主要礦物成分包括石英、云母和伊利石等，固化土相較于原始淤泥，礦物成分衍射峰降低，成分減少，同時(shí)檢測(cè)到C-S-H、C-A-H的生成。在固化劑的作用下，淤泥礦物成分逐漸溶解，產(chǎn)生的 SiO₄^- 和 AlO_2^- 與體系的 Ca²⁺ 與 H₂O 發(fā)生水化反應(yīng)，生成C-S-H、C-A-H等膠凝物質(zhì)，填充土體間隙，提高固化土的力學(xué)強(qiáng)度，并固化重金屬離子[15]。此外，在衍射角為 16^° 時(shí)出現(xiàn)鈣礬石（AFt）衍射峰，說明固化土中生成少量AFt，這是由于固化劑與原始淤泥含有的 SO₄^2- 在堿性條件下與C-A-H反應(yīng)，生成AFt晶體，進(jìn)一步提高土體強(qiáng)度。

圖1原始淤泥與固化土XRD圖譜

4.2 SEM結(jié)果分析

原始淤泥的微觀形貌如圖2所示，固化土的微觀形貌如圖3所示。原始淤泥樣品顆粒間隙較大，顆粒大小不均勻，顯示出淤泥自然狀態(tài)下的一般形貌特征。淤泥固化后，固化土顆粒表面生成明顯的膠凝狀物質(zhì)，顆粒之間被膠凝物質(zhì)連接成更大的整體，從而提高土體的力學(xué)強(qiáng)度。同時(shí)，固化土孔隙中生成針棒狀或柱狀的鈣礬石，這些鈣礬石交錯(cuò)填充在孔隙中，形成骨架結(jié)構(gòu)，增強(qiáng)土體強(qiáng)度，同時(shí)能通過化學(xué)置換或吸附，抑制重金屬離子的浸出。

圖2原始淤泥

圖3固化土

5結(jié)論

為了提高疏浚底泥力學(xué)性能，降低其浸出毒性，本文利用粉煤灰、爐渣和氫氧化鈉協(xié)同水泥固化疏浚淤泥，采用三因素三水平正交試驗(yàn)設(shè)計(jì)，優(yōu)化以28d無側(cè)限抗壓強(qiáng)度為指標(biāo)的配合比，研究最優(yōu)配比下固化底泥的浸出毒性。研究表明，固化土力學(xué)性能的提升和對(duì)重金屬的固化效果主要取決于水化過程中生成的C-A-H、C-S-H等膠凝物質(zhì)和形成的AFt骨架結(jié)構(gòu)。力學(xué)性能的提升主要是由于固化生成的膠凝物質(zhì)填充土顆粒間的孔隙，促進(jìn)土顆粒的連接，并生成骨架結(jié)構(gòu)起到支撐作用，使土體形成更緊密的結(jié)構(gòu)，提高其抗壓強(qiáng)度。重金屬的固化則是由于水化產(chǎn)物通過吸附、絡(luò)合及置換等途徑限制重金屬的遷移和浸出。 28d 無側(cè)限抗壓強(qiáng)度正交試驗(yàn)表明，以 10% 水泥作為固化基材，固化劑摻量為 20.75% ，粉煤灰、爐渣、氫氧化鈣的最佳配比為6：10：1 時(shí)，固化土強(qiáng)度較高，28d無側(cè)限抗壓強(qiáng)度為 2.856MPa ，滿足《公路路基設(shè)計(jì)規(guī)范》（JTGD30—2015）的要求（ （≥0.8MPa ），可以作為路基填土等工程材料使用。最佳固化劑配比下，固化土中重金屬污染元素的浸出量均符合相關(guān)規(guī)范要求，水浸和酸浸條件下Pb和As等6種污染元素的固化率均超過 90% ，環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)低，疏浚底泥可以用于土方回填，實(shí)現(xiàn)資源化利用。

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