碳化对水泥固化铅污染土物理力学特性的影响及其微观机理

章定文，曹智国，张 涛，刘松玉

碳化对水泥固化铅污染土物理力学特性的影响及其微观机理

章定文1, 2，曹智国1, 2，张 涛3，刘松玉1, 2

(1. 东南大学交通学院，南京 210096；2. 江苏省城市地下工程与环境安全重点实验室，南京 210096；3.江苏省交通规划设计院股份有限公司，南京 210014)

水泥固化重金属污染土在服役过程中会受到周围环境的长期物理化学侵蚀，其中二氧化碳碳化作用是影响水泥材料耐久性的一个重要因素．为确保重金属污染场地二次开发利用的安全性，通过室内加速碳化试验研究了碳化作用对水泥固化铅污染土性能的影响规律．人工配制铅污染土，采用水泥固化后进行加速碳化试验，测试碳化后试样的碳化深度、含水率、密度、强度和孔隙溶液pH值等指标，分析碳化作用对固化土各物理力学特性的影响规律，并对比分析碳化与否时固化土的矿物成分和微观结构特征．试验结果表明，固化土的碳化深度与碳化时间平方根呈近似线性关系；碳化反应消耗一定量的水分，生成碳酸钙填充于孔隙，导致碳化后试样的含水率和孔隙率降低，干密度增加；碳化作用还导致孔隙溶液pH值从11～12降低到8～9；碳化后固化土的无侧限抗压强度和变形模量均得到增长，强度增加约6%～40%，试样无侧限抗压强度与基质干密度近似线性相关，变形模量与无侧限抗压强度也呈近似线性关系，变形模量约为无侧限抗压强度的75～100倍．TGA、XRD和SEM试验从矿物成分变化和微观结构特征方面证实了碳化作用后水泥水化产物水化硅酸钙、钙矾石和氢氧化钙等向碳酸钙转化的现象，这也是固化土孔隙率降低和强度增加的主要原因．

碳化；固化/稳定化；铅污染土；碳化深度；无侧限抗压强度；微观特性

为实现可持续发展，城市老工业区正在实施退城进园，原工业污染场地的二次开发利用成为城市建设的重要内容．固化/稳定化是重金属污染场地最常用的修复方法[1]．水泥较其他固化剂而言，其经济性明显，因此是固化/稳定化技术中首选的固化剂[2-3]．国内外学者已对水泥固化/稳定化重金属污染土的强度等工程特性、固化土淋滤特性等取得了较为丰富的研究成果[3-5]．但是，固化/稳定化处理后的重金属污染土所处的物理化学环境会发生变化，如会受到化学物质侵蚀、二氧化碳碳化、干湿与冻融循环作用等，固化/稳定化处理后的重金属污染土长期性能的稳定性研究成果较少[5-6]．

二氧化碳碳化效应是指空气中的CO2溶解于水泥土孔隙水中形成碳酸钙，并与水泥土中的水泥水化产物(如水化硅酸钙、氢氧化钙等)发生化学反应生成碳酸钙，并导致水泥土孔隙溶液的pH值逐渐降低的过程[6-7]．Kumar等[8]研究指出碳化作用使得水泥石空隙溶液的pH值由13降低至8．随着固化土孔隙溶液pH值的降低，重金属的贮存形态会发生变化，重金属的氢氧化物会转化为碳酸盐[9](如Pb2＋和Zn2＋在偏酸性环境下会形成可溶性羟基金属化合物[6，10])；因为重金属化合物的溶解度与pH值密切关联，孔隙溶液pH值变化也会引起固化/稳定化后重金属再溶出特性随之变化．此外，碳化反应的产物(如碳酸钙)的体积一般大于反应物，碳化产物填充固化土孔隙，但当碳化产物过量时会因为膨胀力的作用而导致土体内部产生微裂缝[11]，进一步增加了重金属的溶出风险．Al-Tabbaa等[12]指出土体固化/稳定化处理5a后，其pH值由28d时的11下降至6.5，淋滤试验结果显示5a后重金属的溶出浓度变大，并指出碳化作用是重金属污染场地性能发生劣化的最主要缘故．因此，开展水泥固化/稳定化重金属污染土体的碳化效应研究，对确保重金属污染场地固化/稳定化处理后再开发利用的安全，促进重金属污染土修复技术的发展具有意义．

目前关于碳化作用的研究主要集中于水泥石或混凝土的碳化效应．El-Turki等[13]从微量平衡的角度建立了水泥石试样的质量增加量与碳化时间的关系；Pandey等[6]和Lange等[14]对水泥石碳化后的强度特性进行了研究；Pizzol等[15]采用热重分析法对碳化作用下水泥石的矿物成分进行了分析；Gerven等[9]通过压汞试验探讨了碳化作用下水泥石(或混凝土)的孔隙特征．关于水泥固化重金属污染土碳化效应的研究较少，因此，本文通过室内加速碳化试验研究水泥固化/稳定化铅污染土碳化深度的变化规律，分析碳化对固化土含水率、干密度、孔隙率、孔隙溶液pH值、无侧限抗压强度和变形模量等物理力学指标的影响规律．在此基础上，对比水泥固化铅污染土碳化与否时的热重分析试验(TGA)、X射线衍射分析试验(XRD)和扫描电镜试验(SEM)结果，从矿物成分和微观结构特性等方面揭示碳化作用下固化土宏观物理力学特性变化的微观机理．

1 试验材料与方法

1.1 试验材料

本次试验土样取自东南大学九龙湖校区某大楼建设工地，取样深度为地表下2m处，过2mm筛后测得其基本物理指标见表1．按照ASTM D698—07的标准击实试验方法测得土样的最佳含水率为12.4%，最大干密度为1.91g/cm3．

试验采用普通硅酸盐425#水泥作为固化剂，其主要化学成分如下：CaO、SiO2和Al2O3质量分数分别为65.0%、19.0%和6.5%，相对密度为3.10．

表1 试验用土的基本物理指标

Tab.1 Physical properties of the tested soil

试验采用Pb(NO3)2作为铅污染源，这是由于硝酸根离子对水泥水化反应的干扰较小[16]，且硝酸铅盐具有较高的溶解度．

碳化深度测试方法采用酚酞指示剂法[17]．酚酞试剂制备方法如下：取1g酚酞晶体，将其溶解于无水酒精并稀释至100mL．

1.2 试验方法

根据我国城市重金属污染场地铅含量的调研结果[18]，加速碳化试验选用0、0.1%、0.5%和2.5%的铅含量(铅离子质量与干土质量的比值)，下文中分别用Pb()(＝0，0.1，0.5，2.5)表示；定义水泥质量与干土质量的比值为水泥掺入量，本试验取15%；含水率取18%．具体试验步骤如下．

(1) 根据上述试验方案，量取相应比例的硝酸铅试剂和去离子水，搅拌至试剂完全溶解．将干土与水泥充分混合，加入配置好的硝酸铅溶液，搅拌10min左右．

全接触碳化试样(即Pb()-FC)用于测定固化土的物理力学指标．根据初步碳化试验结果，全接触工况下整个试样可在7d内完全碳化，因此全接触碳化时间取8h、1d、3d和7d，用于分析试样Pb()-FC碳化过程中的物理力学特性变化规律．试样Pb()-FC碳化至一定时间后量测整个试样的质量和体积，进行无侧限抗压强度试验．无侧限抗压强度试验按ASTM D2166—06标准操作．然后在距试样端面2cm处的中心部位取样(如图1所示)进行土样孔隙溶液pH值测试(其测试方法参见ASTM D4972—01)，并测试整个试样的含水率．因为碳化作用过程中未碳化部分试样中的水泥水化反应及火山灰反应仍在进行，因此设置对比试样(下文中用Pb()-S表示)，该试样在标准养护室持续养护，其养护时间为28d与对应碳化试样的碳化时间(8h，1d，3d，7d)之和．然后测试试样的密度、含水率、无侧限抗压强度、孔隙溶液的pH值等．取3个平行试样的测试结果的平均值为测试结果．

图1 单侧碳化和全接触碳化示意

图2 酚酞指示剂法测试碳化深度示意

值得指出的是，Pb()-FC试样是碳化部分和未碳化部分的组合体，所测得的密度和含水率等均表示试样整体的物理性质，所测得的无侧限抗压强度和变形模量等均表示试样整体的力学特性．

基于固化土宏观物理力学性能的测试结果，为确保碳化后试样的微观测试效果更加明显，微观试验试样(简写为M)的铅含量取1%，水泥掺入量取30%，含水率取45%．按上述步骤1的方法制备土料，然后将高含水率的土料通过人工振捣的方法灌入PVC管(直径5cm、高度10cm)中，密封送入标准养护室养护．养护28d后脱模，试样(即M-FC)采用图1所示的全接触法进行碳化，碳化时间取14d(采用酚酞指示剂法检测，整个试样完全碳化)，同时也设置对比试样(M-S)再进行14d的标准养护．养护至龄期后分别对试样M-FC和M-S进行微观试验．

TGA试验方法：取样部位如图1所示，将取得的土样用乙醇浸泡24h并风干碾碎，过0.1mm筛，取10g左右采用Pyris 1DSC热分析仪进行测试．XRD试验采用D/Max-2500X射线衍射仪进行测试，取样方法与TGA试验相同．SEM试验试样制备方法如下：将试样小心掰开，在距试样端面2cm处取体积约1cm3的小土块(如图1所示)，放入乙醇中在常温下浸泡96h，然后冻干并抽真空12h．SEM试验采用JSM6300扫描电子显微镜测定．

2 试验结果与分析

2.1 固化土碳化深度

图3为固化土碳化深度的测量结果．由图3(a)可见，随碳化时间的增加，固化土的碳化深度逐渐增大，但碳化深度增长速率减低．先期碳化反应会生成碳酸盐沉淀在水泥水化产物的表面，这阻挡了水化产物与CO2的进一步接触，因此会阻碍碳化反应的持续发生；此外，由于碳酸盐沉淀的填充作用，固化土的孔隙体积在碳化过程中逐渐减小，碳化部分试样变得密实，降低了CO2在固化土体孔隙中的扩散速度，这也会减缓碳化反应的速率．

由图3(b)可以看出，固化土碳化深度(C)与碳化时间(C)的平方根呈现良好的线性关系，即

式中为碳化系数，它是反映试样碳化速率的综合参数，主要与温度、CO2在固化土中的扩散速度和可碳化物质的含量等因素有关[20]．式(1)与混凝土的碳化深度经验模型类似[20]．

由图3还可以看出，铅含量对固化土的碳化速率有一定的影响．与不含铅的试样相比，铅含量较低时(0.1%和0.5%)碳化速率略有增大，而当铅含量较高(2.5%)时，试样的碳化速率有一个较为明显的减小．这是由于铅含量对水泥水化过程的影响存在一个临界值[4]，当铅含量低于该临界值，Pb2＋对水泥水化具有一定的促进作用，则可碳化物质的含量略有增加，使得碳化反应的速度略有加快；而当铅含量超过该临界值时，Pb2＋会大大阻碍或延迟水泥水化反应，导致可碳化物质的含量过少，从而固化土的碳化速率减小．

图3 固化土碳化深度测试结果

2.2 固化土物理性质的变化规律

2.2.1 含水率

试样含水率的测试结果如图4所示．由图可知，试样含水率随着碳化时间增加而降低，试验前3d内含水率变化速率较快，但试验后期含水率变化速率减小．由于碳化深度随碳化时间增加而增大的速率逐渐减小(如图3所示)，因此含水率降低速率随碳化时间增加逐渐减小．

由图4可见，碳化试样的含水率明显小于标准养护试样．这是由于碳化反应会消耗一定量的水分，因此碳化试样的含水率会随之降低．El-Turki等[13]采用微量平衡的方法计算得到水泥石碳化反应会消耗85%左右的试样孔隙水，且随着碳化时间增加，试样碳化深度增大，碳化部分所占比例增大，试样整体的含水率降低．试样Pb()-S在继续7d的标准养护时间内，其含水率略有减小．这是由于水泥水化反应也会消耗试样孔隙水，但由于标准养护28d后固化土中水泥水化反应的速率逐渐变慢，继续标准养护7d固化土的含水率降低程度有限．两种试样中化学反应消耗水分的差异导致了两者含水率测试结果的 差异．

比较图4中不同铅含量下固化土的含水率可以看出，在时间一定的条件下，当铅含量较低(0.1%和0.5%)时，试样Pb0.1-S和Pb0.5-S的含水率均稍微小于Pb0-S，试样Pb0.1-FC和Pb0.5-FC的含水率也略小于Pb0-FC；而当铅含量较高(2.5%)时，标准养护试样和碳化试样的含水率均大于铅含量为0的试样．导致上述现象的原因是铅含量对水泥水化反应的促进或阻碍作用存在一个临界值的缘故[4]．

图4 试样含水率与碳化时间关系

2.2.2 干密度

由试验测得的含水率(t)和密度(t)可以计算整个固化土试样的干密度(dt)．固化土干密度随碳化时间的变化规律如图5所示．由图可见，标准养护试样干密度随养护龄期的增长甚小，但是碳化试样干密度随碳化时间的增长有一定程度的增加(1.3%～1.9%)，且在前3d时增长速率较快，3～7d的干密度增长速率较慢．碳化试样干密度的增加主要是由于水化产物转化为碳酸钙并填充孔隙所致．碳化试样干密度的增长速率与碳化速率、试样含水率变化速率一致．

式中soil和salt分别表示土和重金属盐的质量分数，%．

计算所得水泥固化土的基质干密度与养护龄期的关系如图6所示．可见，铅含量一定时，碳化后试样的基质干密度较标准养护试样大．铅含量较高(2.5%)时，试样的基质干密度较其他铅含量(0～0.5%)试样的基质干密度小得多．这说明铅含量较高时对水泥水化反应阻碍或延缓程度较大，水泥水化反应程度降低．

图5 固化土干密度的变化规律

图6 固化土基质干密度的变化

2.2.3 孔隙率

由测量的试样尺寸、质量和含水率等参数可以计算得到试样的孔隙率(计算方法参见文献[21])，其变化规律如图7所示．碳化后试样的孔隙率降低，这是由于碳化产物碳酸钙填充固化土孔隙所致．

图7 固化土孔隙率随碳化时间变化规律

2.2.4 pH值

图8是水泥固化土孔隙溶液pH值随碳化时间的变化规律．可见，试样pH值随着碳化时间的增长均呈下降趋势．碳化7d后，固化土试样孔隙溶液的pH值从11～12降低到8～9．试样孔隙溶液pH值随碳化时间的变化速率与上述碳化速率呈现相同的规律，在0～3d变化幅值较大，3～7d缓慢降低．铅含量较大时，阻碍了水泥水化反应，因此对应试样的孔隙溶液pH值也最低．

固化土孔隙溶液pH值的变化会引发固化土中重金属的贮存形态发生变化(如pH值降低时，重金属的氢氧化物会转化为碳酸盐)，进而改变重金属化合物的溶解度和淋滤特性[9]．因此，应加强碳化过程中孔隙溶液pH值的变化与重金属赋存形态、固化土中重金属再溶出特性的内在关联研究[22]．

图8 固化土孔隙溶液pH值随碳化时间的变化规律

2.3 固化土强度特性的变化规律

2.3.1 无侧限抗压强度

水泥固化土无侧限抗压强度(UCS)随碳化时间的变化如图9所示．标准养护试样无侧限抗压强度随碳化时间增长变化较小，原因是试样经过28d标准养护后，水泥水化已经达到很高的程度，在后续7d内，强度增长幅度较小．碳化试样的强度随碳化时间的增长而显著增加(增加6%～40%)，并在前3d增长幅度较大，在3～7d增长幅度较小，这表明试样碳化后强度提高，提高速率与碳化深度变化速率相吻合．

图9 固化土无侧限抗压强度随碳化时间的变化

固化土中铅的含量对试样无侧限抗压强度影响各异．无侧限抗压强度随着铅含量的变化大小顺序为Pb0.1＞Pb0.5＞Pb0＞Pb2.5．这与前面提到的铅含量对水泥水化过程的影响存在一个临界值[4]密切相关，当铅含量低于该临界值(如0.1%和0.5%)，Pb2＋对水泥水化具有一定的促进作用，使得水泥水化反应的速度加快；而当铅含量超过该临界值(如2.5%)后，Pb2＋会大大阻碍或延迟水泥水化反应，导致固化土强度降低．

固化土无侧限抗压强度与基质干密度的关系如图10所示，两者呈较好的线性关系．固化土试样强度与水泥水化产物和碳化反应产物的生产量直接相关.

图10 无侧限抗压强度与基质干密度的关系

2.3.2 变形模量

由于固化土的应力-应变关系是非线性的，变形模量不是一个常数，通常采用变形模量50(峰值应力的50%处对应的割线模量)来表征固化土的变形特性．水泥固化土试样的变形模量随碳化时间的变化规律如图11所示．从图中可以看出，相同碳化时间下，碳化试样的50大于标准养护试样．随着碳化时间的增长，标准养护试样的50增长较小；碳化试样的50在前3d内增长明显，3～7d增长速率降低，这与无侧限抗压强度的变化规律一致．铅含量对变形模量的影响规律与铅含量对强度的影响规律相似，50随着铅含量变化的大小顺序为Pb0.1＞Pb0.5＞Pb0＞Pb2.5．

图11 固化土变形模量随碳化时间的变化规律

图12给出了碳化试样和标准养护试样无侧限抗压强度和变形模量的关系，两者呈近似线性关系．变形模量约为无侧限抗压强度的75～100倍．碳化过程中，碳酸钙沉积在土体孔隙中，增强固化土颗粒的联接程度，进而增加试样的无侧限抗压强度，同时也会增大试样的变形模量；碳化前后，试样的变形模量与无侧限抗压强度的经验关系一致．

图12 变形模量与无侧限抗压强度的关系

2.4 固化土的微观特性

2.4.1 TGA试验

图13和图14反映了标准养护试样和碳化试样的TGA试验结果．水泥固化土中水泥水化产物主要有水化硅酸钙(CSH)、钙矾石(AFt)、氢氧化钙(CH)和碳酸钙(CaCO3)等．

从图13和图14可以看出，试样质量随着温度的增加持续降低，在50～150℃和550～750℃时试样质量损失曲线斜率较大．随着温度的变化，DTG曲线存在两个大的峰值．第1个是在100℃附近，质量损失的主要原因是水化硅酸钙(CSH)的脱水作用，表明CSH是所有水泥固化土试样的主要水化产物；比较两种试样可以看出，碳化后CSH峰值明显比标准养护试样低．第2个是在700℃附近，质量损失的主要原因是CaCO3的分解，碳化试样中CaCO3含量明显大于标准养护试样，这表示CaCO3是试样碳化后的主要产物．碳化作用下，部分水化产物CSH转化为碳酸钙．

图13 试样M-S和M-FC TGA曲线

图14中标准养护试样在250℃和450℃附近存在两个较小的峰值．250℃附近峰值主要是AFt分解引起的，450℃处峰值主要是CH分解引起的．这说明标准养护试样AFt和CH含量较多，但是碳化后试样中AFt和CH转化为CaCO3，因此碳化试样在250℃和450℃附近曲线平缓．

图14 试样M-S和M-FC的DTG曲线

2.4.2 XRD试验

标准养护试样和碳化试样的XRD结果如图15所示．在标准养护试样和碳化试样中，石英均显著存在．与标准养护试样相比，碳化试样中CaCO3衍射峰强度增加，CH衍射峰强度减小．标准养护试样中少量的钙矾石也被观测到．XRD试验结果揭示了碳化过程中CH的消耗和CaCO3的生成，这与TGA试验结果是一致的．水泥水化产物的消耗和碳酸钙的生成是碳化后水泥固化土孔隙率降低和无侧限抗压强度增加的主要原因．

图15 试样M-S和M-FC的XRD图谱

2.4.3 SEM试验

图16给出了标准养护试样和碳化试样的典型扫描电镜测试结果．标准养护试样中可见六方型或层状的AFm(AFt的衍生物)、网状或絮状的CSH以及CH相产物．碳化试样中可见菱片状或较小团粒的CaCO3，而AFm、CSH和CH等矿物无法观察到．

碳化作用下水泥水化产物微观形态从六方型或层状(AFm)、网状和絮状(CSH)变换为团粒状(Cal)．另外，SEM照片中微观形态的变化还可表明碳化后固化土间的微孔隙被填充，颗粒之间的胶结性能更好，这也是碳化后固化土强度增加的主要原因．

图16 试样M-S和M-FC 5 000倍扫描电镜照片

3 结 论

为确保重金属污染场地再开发利用的稳定性和安全性，开展了水泥固化铅污染土的室内加速碳化模拟试验，分析了碳化对固化土物理力学性能的影响规律，并从矿物成分变化与微观结构特征方面揭示其微观机理．得到以下几点主要结论．

(1) 固化土的碳化深度与碳化时间平方根呈近似线性关系．

(2) 碳化后试样的含水率和孔隙率降低；碳化后试样干密度增加1.3%～1.9%；碳化导致孔隙溶液pH值从11～12降低到8～9；水泥固化土含水率、干密度、孔隙率和pH值的变化速率与碳化速率呈现良好的一致性．

(3) 铅含量对水泥水化过程的影响存在一个临界值．本次试验条件下，铅含量较低(0.1%和0.5%)时，Pb2＋对水泥水化具有一定的促进作用，可碳化物质的含量增加，碳化速率略有增大；而当铅含量较高(2.5%)时，Pb2＋会阻碍或延迟水泥水化反应，导致可碳化物质的含量减少，固化土的碳化速率降低．

(4) 碳化后固化土试样的无侧限抗压强度提高6%～40%．固化土试样强度与水泥水化产物和碳化反应产物的生成量相关，固化土试样无侧限抗压强度与基质干密度具有较好的线性关系．

(5) 碳化作用下试样变形模量增加；碳化前后，试样的变形模量与无侧限抗压强度的经验关系一致，变形模量约为无侧限抗压强度的75～100倍．

(6) TGA、XRD和SEM试验结果证实了碳化后，水泥水化产物水化硅酸钙、钙矾石和氢氧化钙转化为碳酸钙．

［1］ Yukselen M A，Alpaslan B. Leaching of metals from soil contaminated by mining activities[J]. Journal of Hazardous Materials，2001，87(1/2/3)：289-300.

［2］ Hekal E E，Hegazi W S，Kishar E A，et al. Solidification/stabilization of Ni(Ⅱ)by various cement pastes[J]. Construction and Building Materials，2011，25(1)：109-114.

［3］ 刘兆鹏，杜延军，蒋宁俊，等. 基于半动态淋滤试验的水泥固化铅污染黏土溶出特性研究[J]. 岩土工程学报，2013，35(12)：2212-2218.

Liu Zhaopeng，Du Yanjun，Jiang Ningjun，et al. Leaching properties of cement-solidified lead-contaminated clay via semi-dynamic leaching tests[J]. Chinese Journal of Geotechnical Engineering，2013，35(12)：2212-2218 (in Chinese).

［4］ 陈 蕾，刘松玉，杜延军，等. 水泥固化重金属铅污染土的强度特性研究[J]. 岩土工程学报，2010，32(12)：1898-1903.

Chen Lei，Liu Songyu，Du Yanjun，et al. Unconfined compressive strength properties of cement solidified/ stabilized lead-contaminated soils[J]. Chinese Journal of Geotechnical Engineering，2010，32(12)：1898-1903(in Chinese).

［5］ 杜延军，金 飞，刘松玉，等. 重金属工业污染场地固化/稳定处理研究进展[J]. 岩土力学，2011，32(1)：116-124.

Du Yanjun，Jin Fei，Liu Songyu，et al. Review of stabilization/solidification technique for remediation of heavy metals contaminated lands[J]. Rock and Soil Mechanics，2011，32(1)：116-124(in Chinese).

［6］ Pandey B，Kinrade S D，Catalan L J. Effects of carbonation on the leachability and compressive strength of cement-solidified and geopolymer-solidified synthetic metal wastes[J]. Journal of Environmental Manage-ment，2012，101：59-67.

［7］ Gervais C，Andrew C. The effects of carbonation and drying during intermittent leaching on the release of inorganic constituents from a cement-based matrix[J]. Cement and Concrete Research，2004，34(1)：119-131.

［8］ Kumar R，Bhattacharjee B. Porosity，pore size distribution and in situ strength of concrete[J]. Cement and Concrete Research，2003，33(1)：155-164.

［9］ Gerven T V，Cornelis G. Effects of carbonation and leaching on porosity in cement-bound waste[J]. Waste Management，2007，27(7)：977-985.

［10］ Kauris V，Hammer K. pH and grain-size variation in leaching tests with bricks made of harbor sediments compared to commercial bricks[J]. Science of the Total Environment，2001，278(1/2/3)：73-85.

［11］ Shafique M S，Walton J C，Gutierrez N，et al. Influence of carbonation on leaching of cementitious wasteforms[J]. Journal of Environmental Engineering，1998，124(5)：463-467.

［12］ Al-Tabbaa A，Boes N. Pilot in situ auger mixing treatment of a contaminated site，part 4：Behavior at five years[J]. Proceedings of the Institution of Civil Engineers，Geotechnical Engineering，2002，155(3)：187-202.

［13］ El-Turki A，Carter M A，Wilson M A. A microbablance study of the effects of hydraulicity and sand grain size on carbonation of lime and cement[J]. Construction and Building Materials，2009，23(3)：1423-1428.

［14］ Lange L C，Hills C D，Poole A B. The effect of accelerated carbonation on the properties of cement solidified waste forms[J]. Waste Management，1996，16(8)：757-763.

［15］ Pizzol V D，Mendes L M，Frezzatti L，et al. Effect of accelerated carbonation on the microstructure and physical properties of hybrid fiber-cement composites[J]. Minerals Engineering，2014，59：101-106.

［16］ Boardman D J. Lime Stabilization：Clay-Metal-Lime Interactions[D]. Loughborough：Loughborough University，1999.

［17］ Chang C F，Chen J W. The experimental investigation of concrete carbonation depth[J]. Cement and Concrete Research，2006，36(9)：1760-1767.

［18］ 廖晓勇，崇忠义，阎秀兰，等. 城市工业污染场地：中国环境修复领域的新课题[J]. 环境科学，2011，32(2)：784-794.

Liao Xiaoyong，Chong Zhongyi，Yan Xiulan，et al. Urban industrial contaminated sites：A new issue in the field of environmental remediation in China[J]. Environmental Science，2011，32(2)：784-794(in Chinese).

［19］ 中华人民共和国住房与城乡建设部. GB/T 50082—2009 普通混凝土长期性能和耐久性能试验方法标准[S]. 北京：中国建筑工业出版社，2009.

Ministry of Housing and Urban Construction of the People’s Republic of China. GB/T 50082—2009 Standard for Test Methods of Long-Term Performance and Durability of Ordinary Concrete[S]. Beijing：China Architecture and Building Press，2009(in Chinese).

［20］ Papadalis V G，Vayens C G，Farris M N. Fundamental modeling and experimental investigation of concrete carbonation[J]. ACI Material Journal，1991，88(4)：363-373.

［21］ Zhang D W，Cao Z G，Fan L B，et al. Effect of chloride salt concentration on unconfined compression strength of cement-treated Lianyungang soft marine clay[J]. Journal of Southeast University，2013，29(1)：79-83.

［22］ 章定文，张 涛，曹智国，等. 碳化作用对水泥固化/稳定化铅污染黏土溶出特性影响[J]. 岩土力学，2016，37(1)：41-48.

Zhang Dingwen，Zhang Tao，Cao Zhiguo，et al. Effect of carbonation on leaching properties of cement stabilisation/solidification lead contaminated soil[J]. Rock and Soil Mechanics，2016，37(1)：41-48(in Chinese).

Effect of Carbonation on Physical-Mechanical Properties and Microstructural Characteristics of Cement Solidified Lead-Contaminated Soils

Zhang Dingwen1, 2， Cao Zhiguo1, 2，Zhang Tao3，Liu Songyu1, 2

(1. School of Transportation，Southeast University，Nanjing 210096，China；2. Jiangsu Key Laboratory of Urban Underground Engineering and Environmental Safety，Nanjing 210096，China；3. Jiangsu Province Communications Planning and Design Institute Limited Company，Nanjing 210014，China)

Cement-solidified heavy-metal-contaminated soils are subject to long-term physical and chemical erosion during service, and carbonation is an important factor affecting the durability of cement materials. To ensure the safety of further utilization of heavy-metal-contaminated sites, it is necessary to investigate the effect of carbonation on the performance of cement-solidified heavy-metal-contaminated soils. Artificially contaminated soils with different lead contents were solidified using cement, and the carbonation depth, water content, density, pH value, and strength of solidified samples after carbonation were investigated to understand the influence of carbonation on the physical-mechanical properties of solidified contaminated soils. The microstructural characteristics of solidified contaminated soils with or without carbonation were also explored. The results show that a linear function adapts approximately the carbonation depth with the square root of carbonation time. The carbonation reaction consumes a certain amount of water and produces calcium carbonate, which results in the reduction of the moisture content and porosity of the sample, as well as the increase in the dry density of the sample. Carbonation also leads to the reduction of the pore solution pH value from 11—12 to 8—9. The unconfined compressive strength (UCS) and deformation modulus of the samples increase after carbonation, and the strength increases by 6%—40%. The UCS of the samples relates linearly to the stromal dry density of samples. The relationship between deformation modulus and strength is also approximately linear. The deformation modulus is 75—100 times of the strength. The thermogravimetric analysis, X-ray diffraction, and scanning electron microscopy test results of the mineral composition and microstructural features have confirmed that, after carbonation of calcium silicate hydrate, ettringite, and calcium hydroxide, the cement hydration products are converted into calcium carbonate, which is the main reason for the decrease in the porosity and the increase in the strength of solidified soils.

carbonation；solidification/stabilization；lead-contaminated soil；carbonation depth；unconfined compressive strength；microstructural characteristic

TU41

A

0493-2137(2020)02-0192-09

10.11784/tdxbz201901044

2019-01-19；

2019-03-18.

章定文（1978—  ），男，博士，教授.

章定文，zhangdw@seu.edu.cn.

国家自然科学基金资助项目(51578148).

Supported by the National Natural Science Foundation of China(No.51578148).

(责任编辑：田 军)