王婧，牟聪，赵含瑞，丁建文

(东南大学 交通学院，南京 210096)

近20年来，中国城市化进程的加快促进了区域经济的快速发展，但也导致城市环境污染严重。2014年环境保护部和国土资源部发布了《全国土壤污染状况调查公报》，其中明确指出，长江三角洲、珠江三角洲和东北老工业基地等部分区域由于控制不严格、排放无序，以重金属为典型代表的无机污染物严重超标[1]。

重金属不仅污染土水体环境，严重危害人民身心健康，还会引起土体工程性质改变。岩土工程中的污染土是指由于外来致污物质侵入土体而改变原生性状的土。重金属污染物主要以废液的形式直接排入江河湖海，目前，中国80%以上的城市河道受到了污染，河流污染直接导致底泥污染产生[2-3]。处理疏浚底泥方法主要分原位和异位处置[4-5]。由于河道疏浚底泥含水率普遍高于液限，无论是异位处理还是化学方法固化，首先需要解决的是脱水问题。排水固结法是岩土工程中常用的土体处理方法，其工程性质不仅取决于土体材料本身，如矿物成分、微观结构、颗粒组成等，还受控于孔隙液的物理化学性质。因此，研究污染土物理-力学性状机理对大面积河道疏浚底泥的排水固结效果的评价分析具有重要意义。在重金属污染土的工程性质方面，已有不少学者进行了相关定性变化规律研究[6-8]。重金属污染土物理性质与力学性质的定量关系是工程界关注的问题。

笔者配制了38组不同重金属离子、不同浓度的污染土，其中，黏土矿物分别以高岭石、伊利石、蒙脱石为主。采用落锥试验研究了重金属污染土的界限含液率、不排水抗剪强度随重金属污染浓度的变化规律，分析了重金属污染土的不排水抗剪强度与物理参数的定量关系。

1 试样与试验方案

试验土样分别取自江苏省南京市、连云港市、福建省宁德市。另外，试验还采用商用高岭土和钠基膨润土。

由于连云港土、宁德土属于海相沉积土，为避免盐分对试验的影响，试验之前采用洗盐处理。试验土样的基本物理性质见表1。其中，液限根据BS 1377-2:1990 Part 2，采用落锥贯入法进行测定；塑限根据ASTM D4318，采用搓条法进行测定；比重根据ASTM D854，采用比重瓶测定；颗分根据ASTM D422，采用密度计进行测定。此外，通过XRD试验分析得到，南京土、连云港土、宁德土的黏土矿物以伊利石居多，而商用高岭土和钠基膨润土的主要黏土矿物为高岭石和蒙脱石。

表1 试验土样基本物理性质Table 1 Basic physical properties of clay

由底泥中重金属污染报告可知，铅、铜、锌污染频率较高，污染浓度较大，对土体的工程性质影响较大，故选用这3种重金属进行人工配制污染土。外掺重金属多采用硝酸盐和氯化盐的形式，其中硝酸盐的溶解度较高，且硝酸根络合重金属能力较弱。因此，Pb污染物选择硝酸铅，化学式为Pb(NO3)2。Cu污染物选择硝酸铜，化学式为Cu(NO3)2·3H2O。Zn污染物选择六水合硝酸锌，化学式为Zn(NO3)2·6H2O。人工制备重金属污染土方法可分为湿法和干法，为保证重金属离子与土颗粒的充分接触，采用干法制备重金属污染土。风干土过0.5 mm筛，将目标浓度的重金属化合物充分溶解在去离子水中，与干土按配合比混合，通过手持式搅拌机搅拌土体5 min至均匀，使得重金属硝酸盐溶液充分被土体吸收。完全搅拌后的土体用塑料保鲜膜覆盖，在室温阴凉条件下静置钝化14 d时间。试验前，将污染土再次搅拌均匀，进行物理力学试验。

污染土的重金属浓度定义为添加的重金属离子质量与孔隙溶液体积之比。根据重金属污染状况调查可知，重金属离子污染浓度为3.0～30 g/L[9]，故配制重金属离子浓度如表2所示。

表2 试验土样孔隙溶液重金属离子浓度
Table 2 Mixtures constituted by original clays and heavy metalg/L

土样Pb2+Cu2+Zn2+南京土5、10.6、31.84.8、9.9、30.94.9、10.1、30.6连云港土4.8、9.9、30.9宁德土 10.6、31.84.8、9.9、30.9高岭土5、10.6、31.84.8、9.9、30.94.9、10.1、30.6钠基膨润土5、10.6、31.81.1、4.8、9.9、30.9

2 考虑可溶性重金属的含液率计算

土是由固体颗粒、水和气体3部分组成的三相体系。土体的含水率通常定义为土中孔隙水的质量与土颗粒的质量的比值，一般通过在105 ℃烘箱中烘干来进行测定。需要注意的是，对于孔隙溶液中含有可溶性重金属离子的土样，当土样烘干时，液相中的可溶性重金属将变为固相，使得测定的烘干土样质量为干土颗粒质量与可溶重金属固体质量之和。此时，若采用常规公式(1)计算土样含水率将产生误差。针对孔隙溶液中可溶盐的存在影响土体物理指标这一问题，Noorany[10]、ASTM D4542提出了含液率这一概念，并给出计算方法。试验所用重金属污染物也属于可溶盐离子，重金属污染物随着土体中水分的变化状态而变化，故同样采用含液率w的计算方法，见式(2)。

(1)

(2)

式中：w0、w、ms、md、mf、mw、mhm分别为土样含水率、土样含液率、土颗粒质量、烘干后试样总质量、土样孔隙液体质量、土体中水质量以及孔隙液体中可溶重金属的质量。

3 试验结果分析

3.1 界限含液率变化规律

液限、塑性指数等物理指标均采用含液率的计算方法。图1给出了高岭土、伊利石类黏土在重金属离子作用下液限随离子浓度的变化曲线。随着孔隙溶液中重金属离子浓度的增加，污染土的液限值逐渐增大，两者非线性相关。对于重金属污染钠基膨润土，从图2可知污染土的液限随着重金属离子浓度的增加而减小，呈现相反的变化规律。

图1 重金属污染高岭土、伊利石类黏土液限随离子浓度 变化规律Fig.1 Change of liquid limit with the heavy metal ion concentration: kaolin and lllite clay

图2 重金属污染钠基膨润土液限随离子浓度变化规律Fig.2 Change of liquid limit with the heavy metal ion concentration: sodium bentonite

此外，结合图1、图2可以看出，当添加重金属离子浓度c为5 g/L时，污染土的液限变化幅度较大。以钠基膨润土为例，在重金属离子Cu2+、Pb2+的作用下，液限值分别从261.8%急剧降至99%、155.8%，而当重金属离子浓度逐渐增大时，其液限变化幅度随之减小。相较于原土，Cu2+添加后液限变化幅度明显大于Pb2+、Zn2+，表明Cu2+对土体的影响大于Pb2+、Zn2+。

孔隙溶液重金属离子浓度改变引起土体液限的改变，是黏土矿物颗粒与孔隙液电解质溶液共同作用的宏观表现。究其原因可归纳为：1)扩散双电层厚度的变化；2)黏土颗粒带电性变化导致微观结构改变；3)黏土颗粒与盐溶液反应生成难溶的沉淀物或结晶[11-14]。

Sridharan等[15]指出，对于高岭石、伊利石类低活性矿物黏土，孔隙电解质溶液会影响黏土颗粒间相互作用力，导致颗粒排列形式改变，进而引起宏观上液限的改变。此时，双电层厚度随孔隙溶液的变化对液限的影响并不显著；而当土体为蒙脱石类黏土时，其液限的变化主要受到土颗粒表面扩散双电层的影响。孔隙溶液对土体液限的影响是以某一种机理为主导，两种机理共同作用的结果。

根据扩散双电层理论，双电层厚度与电解质的化合价以及浓度的平方根呈反比。故当以蒙脱石为主要黏土矿物的钠基膨润土受到重金属污染时，重金属离子与钠基膨润土颗粒表面的钠离子进行交换，重金属离子的化合价高于钠离子，因此，随着重金属离子浓度的逐渐增大，钠基膨润土颗粒表面的双电层厚度变薄，持水能力显著下降，表现为液限减小。另一方面，对于以高岭石、伊利石为主要黏土矿物的低活性黏土，文献[13-14,16]详细研究了孔隙液pH值、离子浓度等化学因素对高岭土结构的影响，并以此分析高岭土物理性质的变化机理。颗粒间引力是影响高岭石类黏土物理性质的主要因素。当孔隙溶液中重金属离子浓度升高时，黏土颗粒粒间引力增加，斥力减小，此时颗粒间形成边-面絮凝缔合，聚合体内部大孔隙结构增多，持水能力增强，引起土体液限增加。

类似的变化规律也出现在塑性指数-离子浓度关系曲线中。图3、图4显示以高岭石、伊利石、蒙脱石为主要黏土矿物的源土在添加不同种类、不同浓度的重金属离子后塑性指数的变化规律。随着孔隙溶液中重金属离子浓度的增加，以低活性黏土矿物为主的污染土塑性指数均逐渐增大。而重金属污染钠基膨润土的塑性指数变化则表现出相反的变化规律，且塑性指数在低浓度范围内(c<5 g/L)变化趋势显著。

图3 重金属污染伊利石类黏土、高岭土塑性指数 随离子浓度变化规律Fig.3 Change of plasticity index with the heavy metal ion concentration: Illite clay and

图4 重金属污染钠基膨润土塑性指数 随离子浓度变化规律Fig.4 Change of plasticity index with the heavy metal ion

3.2 不固结不排水抗剪强度变化规律

落锥试验是一种用于测定界限含水率的常用试验方法，但究其本质为测定土体的不固结不排水抗剪强度。Hansbo[17]提出计算重塑土不固结不排水抗剪强度的公式

(3)

式中：Cur为重塑土不固结不排水抗剪强度；M为落锥质量；g为重力加速度；d为落锥深度；K为恒定数值，与锥尖角度、锥体表面与土体之间的摩擦力有关。试验过程中，可通过在锥尖涂抹凡士林减小摩擦系数，故一般条件下只考虑锥体质量、锥尖角度对K值的影响。

一些学者通过不同质量和角度的落锥试验，给出了相应的K的经验值[18-19]。笔者根据BS规范选取落锥质量为80 g，锥尖角度为30°，故计算不固结不排水抗剪强度时取K为0.85。

不同重金属污染黏土的不固结不排水抗剪强度试验结果如图5～图7所示。图5结果显示，当高岭土中外掺可溶性重金属污染物时，不排水抗剪强度均随着含液率的增大而减小。同种重金属离子不同孔隙液体浓度污染的高岭土，相同含液率下，高离子浓度土样的不排水抗剪强度-含液率关系曲线位于低离子浓度土样的上方。表明在相同含液率条件下，土体不排水抗剪强度明显受到孔隙液重金属离子的影响，且离子浓度越大，不固结不排水抗剪强度越大。从图6试验结果可知，当黏土矿物以伊利石为主时，污染土的不排水抗剪强度随含液率的变化趋势同污染高岭土试验结果相似。

图5 重金属污染高岭土不排水抗剪强度 Cur随w变化规律Fig.5 Change of undrained shear strength with fluid content: Kaolin

图6 重金属污染伊利石类黏土不排水抗剪 强度Cur随w变化规律Fig.6 Change of undrained shear strength with fluid content: Illite clay

对于钠基膨润土试样，从图7可以看出，污染土的不排水抗剪强度-含液率关系均呈负相关趋势，与前者高岭土、伊利石类黏土试样结果一致。需要指出，对于同种重金属污染钠基膨润土，在同一含液率下，孔隙溶液离子浓度高的污染土不排水抗剪强度曲线位于离子浓度低的污染土曲线下方，即相同含液率下，重金属离子浓度的增加反而降低污染土的不排水抗剪强度，呈现出与高岭土、伊利石类黏土试样相反的变化规律。

由上述可知，重金属污染土的不排水抗剪强度-离子浓度的变化规律与物理性质变化规律基本一致，故对污染土物理性状-强度两者之间的关系展开分析。

图7 重金属污染钠基膨润土不排水抗剪 强度Cur随w变化规律Fig.7 Change of undrained shear strength with fluid content: sodium bentonite

4 物理性质和强度性质的内在联系

为了定量化评价天然沉积土的力学性状，众多学者建立了合适的重塑土不固结不排水抗剪强度Cu和液性指数IL之间的关系。Lerouil等[20]通过对重塑土进行落锥试验，给出了土体的不固结不排水抗剪强度与液性指数的经验公式，其中0.5

(4)

Locat等[21]在此基础上，提出了IL在1.5～6.0范围内的重塑土抗剪强度经验公式

(5)

已有文献表明，对于非污染土，液性指数是最常用的分析重塑土不固结不排水抗剪强度的物理参数，故对重金属污染土样展开相关研究。图8显示不同重金属污染不同种类黏土的不排水抗剪强度与液性指数的关系。当含液率较低时，土体与锥体间摩擦力较大，给试验结果带来的误差较大，故取试验土样IL在0.8～1.5范围内，可以看出，污染黏土不固结不排水抗剪强度随液性指数增大而减小，与非污染土的变化规律一致。此外，试验土样数据点基本位于Lerouil等[20]、Locat等[21]提出的经验关系曲线上，表明当孔隙液中添加重金属离子时，土体与孔隙溶液仅发生物理反应，污染土的强度性质改变是由土的物理性质(界限含液率)变化引起的。将实测值和计算值进行对比，如图9所示，重金属污染土在IL=0.8～1.5范围内的不排水抗剪强度与液性指数的定量关系成立。因此，当已知重金属污染土液限随孔隙溶液重金属离子浓度的变化规律时，即可采用IL对污染土不固结不排水抗剪强度Cu的改变进行定量分析。

图8 重金属污染黏土液性指数与不排水抗剪强度变化规律Fig.8 Change of liquidity index of contaminated clay with undrained shear strength

图9 重金属污染黏土实测强度与计算强度对比Fig.9 Comparison of measured and calculated strength of heavy metal contaminated clay

5 结论

对以伊利石为主要黏土矿物的天然沉积土和商用高岭土、钠基膨润土掺入可溶性重金属，并进行一系列落锥试验，得到以下主要结论：

1)对于低活性矿物黏土，液限、塑性指数随重金属离子浓度增加而增大，而高活性矿物黏土呈现出相反的变化规律。

2)低活性黏土的不排水抗剪强度随孔隙液重金属离子浓度增加而增大，高活性黏土强度则随之减小。

3)对比分析已有的无污染土物理-力学性状定量联系与本研究试验数据，发现重金属污染土不排水抗剪强度的改变可归结于孔隙液重金属离子引起的液塑限变化。其不排水抗剪强度-液性指数定量关系与已有的无污染土经验关系式一致。