酸堿環境下膨脹土脹縮變形規律研究

王 斯 海，趙 貴 濤，袁 昌 成，高 路 恒

(1.江蘇工程職業技術學院 建筑工程學院，江蘇 南通 226000； 2.南京工業大學 交通運輸工程學院，江蘇 南京 210009； 3.武漢大學 土木建筑工程學院，湖北 武漢 430072； 4.中國船舶重工集團有限公司第八研究院，江蘇 南京 210000)

0 引 言

膨脹土是一種“問題多的土，難對付的土”，被稱為“隱藏的災害”，具有諸多不良工程特性，根源在于其含有蒙脫石、伊利石等強親水性黏土礦物，導致膨脹土對氣候和水文條件變化十分敏感，其水敏性表現在隨著含水率的波動，膨脹土體積發生明顯的脹縮變形。膨脹土不均勻的體積變形易導致建于其上或與之相鄰的構筑物發生失穩破壞，尤其在考慮季節性脹縮循環以及工業污染等不可忽略的因素時，這種破壞可能會變得更加嚴重和復雜。因此，工程實踐中膨脹土的體積變化行為越來越受到眾多研究者的關注。

隨著中國城鎮化和工業化規模的不斷擴大，工業生產過程中產生的各種污染物(如廢水、廢氣、廢渣)的排放不可避免地對周圍土體(包括膨脹土)造成污染，這種通常帶有酸性或堿性的污染物通過水傳播作用與土體接觸時所產生的復雜化學反應難以避免地會改變土體本身的物質組成，進而改變土體的物理-力學性質，引起土的工程性質逐漸衰變[1-3]。已有研究表明[4-5]，污染物的種類和濃度是影響土體體積變化的重要因素。

近年來，國內外許多學者針對環境酸堿污染對土的工程性質影響展開了大量研究。例如，李善梅等[6]通過室內試驗研究發現pH對桂林紅黏土的界限含水率具有顯著影響，并分析了其內在機理。肖桂元等[7]則研究了酸性環境對紅黏土滲透特性的影響，并采用一種淋溶裝置模擬酸雨入滲，發現紅黏土中的金屬元素會被酸性物質溶解，土體孔隙比增大，最終造成土體滲透系數增大。Sivapullaiah等[8]通過室內試驗研究發現非膨脹性高嶺土在不同類型和濃度的堿溶液作用之后產生了明顯的體積變化。之后，Chavali等[9]通過一系列一維膨脹試驗以及微觀試驗(XRD，SEM)研究了非膨脹性高嶺土的堿致膨脹，發現沸石礦物的形成是其產生膨脹特性的根本原因。此外，Gratchev等[10]研究了硫酸溶液侵蝕作用下日本沿海3種沉積黏土的固結壓縮特性，發現硫酸侵蝕作用對不同種類黏土固結壓縮特性具有不同的影響，原因在于不同黏土具有不同的礦物成分以及土體初始微觀結構。還有許多學者對不同種類的鹽溶液(中性溶液)如NaCl[11-13]、KCl[14]、CaCl2[15]、AlCl3[15]進入膨脹土之后土體體積變化規律開展研究，但大多都基于宏觀現象進行分析，很少從微觀層面展開討論。

此外，還有學者研究了酸堿污染對土體力學特性的影響。如劉劍等[16]發現酸性環境下蒙脫石-石英砂重塑土的抗剪強度和黏聚力先下降后上升再下降，而堿性環境下抗剪強度表現為總體增大。趙宇等[17]則有針對性地研究了幾類黏性土在酸性作用下力學特性的變化，發現不同種類的黏土其黏聚力均有不同程度的降低。張瑤丹等[18]通過三軸剪切試驗研究了堿處理對黏土抗剪強度的影響，發現不同應力路徑下其抗剪強度均有所增加。相反，牟春梅等[19]則發現經NaOH污染之后黏土的抗剪強度和強度參數均有所降低，且發現土體孔隙比增大。

綜上可見，目前針對酸性和堿性環境污染下土體微觀結構、物理和力學性質的演化規律研究已得到了一些有益的結論，但是酸、堿污染對膨脹土在膨脹特性和壓縮特性等方面的研究卻鮮見報道。而一些學者雖然針對膨脹土的膨脹變形展開研究[20-21]，但卻未考慮酸堿污染對變形的影響。因此，本文以南寧市膨脹土為研究對象，通過一維膨脹和壓縮試驗研究了該膨脹土在酸堿污染條件下脹縮特性的變化規律，分析了土體孔隙水中陰、陽離子濃度的變化，且通過掃描電子顯微鏡(SEM)和壓汞(MIP)試驗觀察了土體微觀結構的變化。

1 試驗材料

1.1 試驗用土

試驗用膨脹土取自廣西南寧市，天然含水率(wn)為18.5%，天然干密度(ρdn)為1.56 g/cm3。取回的膨脹土經自然風干、研磨并過2 mm標準篩以去除土中礫石、樹根等雜質。根據GB/T 50123-2019《土工試驗方法標準》[22]測得其基本物性指標如表1所列。經X射線衍射試驗得知膨脹土主要礦物成分為蒙脫石、伊利石、高嶺石、石英、正長石等。經化學分析試驗測得膨脹土主要化學成分為SiO2、Al2O3、Fe2O3、CaO(見表2)。擊實曲線如圖1所示。

表1 膨脹土的基本物理性質指標Tab.1 Basic physical properties of the tested expansive soil

表2 膨脹土的主要化學成分Tab.2 Main chemical components of the expansive soil %

1.2 試樣制備

為全面考慮試樣初始狀態以及酸堿污染對膨脹土體積變化的影響，選擇5種制樣干密度，分別為1.45，1.50，1.55，1.60，1.65 g/cm3。制樣含水率選擇每種干密度在擊實曲線(見圖1)上各自對應的含水率，分別為15.40%，16.60%，18.00%，19.45%，21.40%。將風干、研磨之后的膨脹土粉分別與pH為3.5，12.5以及7.0的H2SO4溶液、NaOH溶液、去離子水充分攪拌混合均勻，制備成不同含水率的濕土膏，用擊樣法將土膏制成直徑61.8 mm、高20 mm的環刀樣。將環刀樣用保鮮膜密封，25 ℃的室溫下靜置7 d，以使酸堿作用達到平衡狀態。一部分試樣用于膨脹率試驗和壓縮試驗；另一部分試樣用于微觀試驗(MIP和SEM)。

2 試驗方案

2.1 配制酸堿溶液

為模擬酸性和堿性環境污染，分別制備pH為3.5和12.5的酸性和堿性溶液。首先，將濃度96%的硫酸(H2SO4)溶液稀釋到去離子水中，以使配制溶液pH=3.5。其次，將氫氧化鈉(NaOH)顆粒溶解在去離子水中，制備pH=12.5的堿性溶液。需要注意的是，氫氧化鈉和水之間的反應為放熱反應。

(1) H2SO4溶液的配置。用玻璃膠頭滴管取一定量(約0.05 mL)濃度為96%的濃硫酸(17.927 mol/L)，含有硫酸物質的量為8.96×10-4mol，滴入5 L去離子水中，逐漸加水稀釋直至測得其pH為3.5，即得到試驗所需硫酸溶液。

(2) NaOH溶液的配制。先配置飽和NaOH溶液(19.3 mol/L)，方法為取130 g NaOH試劑溶于100 mL去離子水中，不斷用玻璃棒攪拌，使之完全溶解，待冷卻之后，轉移至塑料瓶中，靜置5 d備用。然后，用膠頭滴管取1.64 mL上層清液(含有0.031 6 mol NaOH)溶解于900 mL去離子水中，加水不斷調整直到測得pH為12.5，即得到NaOH溶液。

2.2 膨脹率試驗方案

根據GB/T 50123-2019《土工試驗方法標準》[22]進行無荷膨脹率試驗，試驗儀器為南京寧曦土壤儀器有限公司生產的WZ-2型常規膨脹儀。將試樣放入膨脹儀中，并于試樣頂、底部各放置濾紙和透水塑料板以保證試驗過程中酸、堿溶液或去離子水可正常進出試樣，同時濾紙又能夠保證試樣的完整性。將H2SO4溶液、NaOH溶液或去離子水加入膨脹儀，通過百分表記錄試樣的豎向膨脹變形。無荷膨脹率試驗共持續7 d，6 h內試樣膨脹變形不超過0.01 mm，即達到穩定狀態，試驗終止。

2.3 壓縮試驗方案

一維壓縮試驗同樣按照GB/T 50123-2019《土工試驗方法標準》[22]中標準固結試驗方法進行。施加的豎向荷載梯度為6.25，12.5，25，50，100，200，400，800 kPa，每一級荷載維持24 h以保證孔隙水壓力完全消散，此時所施加荷載即為有效豎向荷載。壓縮試驗過程中通過百分表記錄酸堿侵蝕試樣的豎向變形。

2.4 微觀試驗方案

通過壓汞(MIP)和掃描電子顯微鏡(SEM)試驗觀察試樣經歷酸堿處理之后微觀結構的改變。在靜置7 d之后最接近天然干密度為1.55 g/cm3的試樣上取2 g進行試驗，試驗前用凍干法去除土中孔隙水。為呈現試樣內部孔隙形態，SEM試驗放大倍數選為1 000倍。

3 結果與討論

3.1 孔隙水化學成分變化

取干密度為1.55 g/cm3的試樣進行孔隙水化學成分測試，所得結果見表3。從表3可以看出：

表3 膨脹土孔隙水陰、陽離子含量Tab.3 The anion and cation contents of pore solutions mg/kg

(1) 酸污染土中的陽離子(即Al3+、Fe3+、Ca2+、K+、Na+)的濃度均有不同程度的增加，一方面說明Al2O3，Fe2O3等膠結物在酸性條件下發生了溶蝕，生成Al2(SO4)3和Fe2(SO4)3溶解在孔隙溶液中；另一方面，酸中的H+與土體中的可交換陽離子Ca2+、K+、Na+等發生陽離子交換，從而造成孔隙水中陽離子濃度增大。

3.2 酸堿污染作用對膨脹土微觀結構的影響

圖2所示為去離子水及酸、堿污染作用7 d之后，試樣的MIP試驗結果，即累積進汞曲線(CI)和孔徑分布曲線(PSD)。圖3為去離子水及酸、堿污染試樣的SEM圖像。

土粒比重為2.73，結合圖2(a)中累積注汞體積，可得到去離子水及酸、堿污染試樣的總體孔隙比(e)分別為0.45，0.48，0.41。酸污染導致土體孔隙比增大，相比未污染試樣增大6.67%；相反，堿污染則導致土體總體孔隙比減小了8.89%。

從圖2(b)可以看出：未經酸堿處理干密度為1.55 g/cm3的壓實膨脹土試樣表現為雙峰孔隙結構，即包含峰值約為0.3 μm的小孔隙系統(顆粒集聚體內孔隙)和峰值約為4 μm的大孔隙系統(顆粒集聚體間孔隙)。從圖2(b)酸污染試樣的PSD曲線可以看出，微觀孔隙形態仍然呈現雙峰孔隙結構，即試樣內部仍存在顆粒集聚體。與未污染試樣不同的是，PSD曲線發生明顯的向右偏移，小孔隙系統的峰值孔徑由0.3 μm增大到2 μm，大孔隙系統的峰值孔徑由4 μm增長到11～12 μm，表明酸的侵蝕作用導致土體內部孔隙變大，這與文獻[23]所觀察到的現象一致。從圖2(b)堿污染試樣的PSD曲線可以看出，試樣內部微觀結構變為單峰形態。與未污染試樣相比，大孔隙消失，小孔隙尺寸有一定增大的趨勢，其峰值孔徑從0.3 μm增大到0.5 μm。

從圖3可以觀察到，未污染試樣(圖3(a))內部除去條狀裂隙之外，微觀孔隙尺寸大多集中于5～10 μm，且可明顯觀察到顆粒集聚體，這一微觀孔隙形態與制樣初始含水率和干密度有關，試樣表現出明顯的雙峰孔隙結構特征，這與MIP試驗所測得試驗結果一致。圖3(b)所示為酸污染試樣的微觀圖像，可以看出土體內部具有很明顯的顆粒集聚體，除條狀裂隙外，集聚體間孔隙尺寸可達25 μm。圖3(c)所示為堿污染試樣的微觀圖像，可以看出，土體結構由片架結構轉變為絮凝結構，未見明顯孔隙，這主要與蒙脫石及伊利石在堿性作用下脫硅形成膠結凝膠有關，文獻[23]也得到了類似的結論。

3.3 酸堿污染作用對膨脹土壓縮特性的影響

圖4所示為不同干密度的去離子水及酸、堿污染試樣的壓縮曲線，即e-lgP曲線。可以看出，對于3種試樣，隨著干密度的增加，壓縮曲線均向下移動。隨著豎向荷載的增加，試樣孔隙比逐漸降低。當豎向荷載增大到某個值之后，試樣孔隙比開始迅速減小，直到豎向荷載達到800 kPa。不同干密度下3種試樣初始(豎向荷載為1 kPa)和最終(豎向荷載為800 kPa)孔隙比如表4所列。值得注意的是，從干密度為1.60和1.65 g/cm3的試樣壓縮曲線可以看出，當豎向荷載從1 kPa增大到6.25，12.5 kPa時，試樣孔隙比反而有所增加。這一現象是因為加入酸、堿溶液或去離子水之后，試樣發生豎向膨脹，所施加豎向荷載較小且小于試樣自身的膨脹力，因此試樣在吸水過程中發生了膨脹，表現出孔隙比略微增大。此外，相同干密度情況下，酸污染試樣壓縮曲線最靠下，表明酸污染增大了膨脹土的壓縮能力，而堿污染試樣壓縮曲線位于最上方，表明堿污染降低了膨脹土的壓縮能力。

表4 去離子水及酸、堿污染試樣的初始及最終孔隙比Tab.4 Initial and ultimate void ratio of the specimens soaked in distilled water，acid and alkali

土體壓縮指數(Cc)是一個很重要的參數，可從定量角度反映土體在豎向荷載作用下的變形能力。不同試樣所得到的壓縮指數(Cc)如圖5所示。可以看出：對于3種試樣，隨著干密度的增大，壓縮指數逐漸減小，當干密度從1.45 g/cm3增大到1.65 g/cm3時，去離子水和酸、堿污染試樣的壓縮指數分別減小了57.58%，46.18%，65.52%。3種試樣中，堿污染試樣的壓縮指數最小，且壓縮指數降幅最大，表現出堿污染試樣壓縮能力的降低。其次為未污染試樣，而酸污染試樣的壓縮指數最大，且壓縮指數降幅最小，說明酸污染使試樣壓縮性增強。這是因為膨脹土中游離SiO2、Al2O3、Fe2O3等膠結物在酸性環境作用下出現不同程度的溶蝕，降低了試樣內部結構的整體性，造成土體內孔隙增大，致使壓縮性增大。而由于膨脹土中的黏土礦物“蒙脫石”和“伊利石”在堿性環境下脫硅形成膠結凝膠，同時Al2O3和Fe2O3與NaOH發生反應生成了Al(OH)3和Fe(OH)3膠體，造成土體內部可供壓縮的孔隙減少(見圖3(c))，最終導致土體壓縮性降低。

3.4 酸堿污染作用對膨脹土膨脹特性的影響

圖6所示為3種試樣的一維膨脹時程曲線。從圖6中可以看出，隨著干密度由1.45 g/cm3逐漸增大到1.65 g/cm3，試樣的膨脹變形逐漸增大。試驗結果可用Li等[24]提出的模型進行擬合：

式中：ε為膨脹應變；t為時間；A，B，λ和t0為擬合參數。不同干密度的3種試樣的擬合參數及相應的擬合度R2如表5所列。

從圖6可知：試樣的膨脹應變隨時間的發展均呈“S”形，由于膨脹土的滲透性較差，干密度越大，水分越難進入土體。因此，干密度較低(如1.45，1.50 g/cm3)的試樣初期膨脹應變增速較快，而干密度較高的試樣初期應變增速較緩。相比于未污染試樣，酸污染導致不同干密度試樣(1.45～1.65 g/cm3)最終膨脹應變分別增大了20.00%，22.22%，9.72%，20.79%，24.26%。而堿污染導致試樣最終膨脹應變分別減小了19.88%，20.37%，24.00%，25.42%，25.73%。可以看出干密度越大，酸、堿污染作用對膨脹土膨脹特性的影響越明顯；酸污染導致膨脹土膨脹性增強，而堿污染則造成膨脹土膨脹性的降低。

圖7所示為典型的一維膨脹時程曲線，根據膨脹速率的不同，該曲線可分為3個階段：即初始膨脹階段、主要膨脹階段和次要膨脹階段。3階段劃分依據為：在膨脹時程曲線上，由(εU+ε0)/2確定點O(εU為最終膨脹應變，ε0為初始應變，一般有ε0=0)，過O點沿曲線兩邊做切線分別與橫軸和線ε=εU交于點A，B。過A，B點做橫軸的垂線，即將膨脹時程曲線劃分為3個階段。同時，兩垂線與時程曲線分別交于點M，N。可定義線段MN的斜率(εN-εM/lg(tp/ti))為主要膨脹階段的膨脹系數(Cp)，N點與最大膨脹應變處C點連線的斜率(εC-εN/lg(ts/tp))定義為次要膨脹階段的膨脹系數(Cs)。

3種試樣主、次膨脹階段的膨脹系數計算結果如圖8所示。可以看出，兩種膨脹系數均隨干密度的增大而增大，且酸污染試樣的主、次膨脹系數均最大，未污染試樣次之，堿污染試樣的膨脹系數最小。

表5 膨脹時程曲線擬合參數Tab.5 Values of fitting parameters of the swell versus logarithmic time curves

圖9所示為試驗結束時試樣最終膨脹應變，結合圖6及圖8可以看出：

(1) 相比于未污染試樣，酸污染試樣膨脹性顯著增強。一方面，是因為酸性環境下膨脹試樣中的游離SiO2，Al2O3，Fe2O3等膠結物溶蝕，造成孔隙比增大，這一作用加強了土顆粒與孔隙水的接觸；另一方面，在酸性環境下，氫離子(H+)取代黏土礦物中的交換性陽離子(Na+、K+、Ca2+等)，從而增加了擴散雙電層的厚度，同樣造成土體膨脹性增強。

(2) 相比于未污染試樣，堿污染試樣的膨脹性則明顯降低。一方面，由于蒙脫石和伊利石在堿性環境下脫硅形成膠結凝膠，同時Al2O3和Fe2O3與堿發生反應生成Al(OH)3和Fe(OH)3膠體，因此其內部孔隙減少，降低了土顆粒與孔隙水之間的接觸；另一方面，堿性溶液中的Na+與Ca+、K+等可交換陽離子發生陽離子交換反應，擴散雙電層隨著電解質溶液濃度的增加而坍塌，試樣膨脹性降低。

綜上所述，酸污染和堿污染對膨脹土的侵蝕作用均顯著改變了膨脹土孔隙水的化學成分和微觀孔隙結構系統。然而，兩種污染作用對膨脹土體變特性的影響卻表現出相反的差異性。因此，在實際工程中，應分別討論酸污染或堿污染對膨脹土場地建筑物或土工構筑物安全穩定性的影響。

4 結 論

本文探究了酸、堿污染對膨脹土一維壓縮和膨脹特性的影響，通過孔隙水化學成分變化分析和微觀試驗，解釋了在酸、堿污染作用下膨脹土體積變化規律的內在機理，得到以下結論。

(1) 酸污染和堿污染均顯著改變了膨脹土的化學成分和微觀孔隙系統。壓實的未污染試樣表現為雙峰孔隙結構。酸污染導致試樣總體孔隙尺寸變大，孔隙比增加，但土體微觀孔隙仍呈現雙峰孔隙結構；堿污染導致土體微觀結構變為單峰孔隙結構，孔隙比降低，但小孔隙尺寸略微增大，土體結構呈現絮凝狀。

(2) 酸污染的侵蝕作用導致土體內部膠結物的溶蝕，造成膨脹土壓縮性增強；而蒙脫石和伊利石在堿性環境下脫硅形成膠結凝膠以及Al(OH)3和Fe(OH)3膠體，是造成膨脹土壓縮性降低的主要原因。

(3) 酸性環境下，氫離子(H+)取代了黏土礦物中的可交換陽離子，造成擴散雙電層厚度的增大，同時由于孔隙比的增大，導致土體膨脹性增強；堿性環境下，Na+與Ca+、K+等可發生陽離子交換反應，擴散雙電層厚度降低，同時由于孔隙比降低，土體膨脹性減弱。酸污染對膨脹土體變具有促進作用，堿污染對膨脹土體變具有抑制作用。