S-GS碳化固化技術對Cd-Pb污染土力學特性的影響及作用機理探究一、引言1.1研究背景土壤作為人類賴以生存的重要自然資源，其質量直接關系到生態環境安全、農業可持續發展以及人類健康。然而，隨著工業化、城市化和農業現代化進程的加速，土壤重金屬污染問題日益嚴峻，已成為全球關注的環境焦點之一。在眾多土壤重金屬污染物中，鎘（Cd）和鉛（Pb）因其高毒性、難以降解以及易在土壤-植物系統中積累等特性，對生態環境和人類健康構成了嚴重威脅。Cd是生物毒性最強的重金屬之一，在生物圈中移動性大，極易通過食物鏈富集，進而危害人體健康。例如，日本曾發生的痛痛病，就是由于長期食用受Cd污染的稻米，導致人體骨骼嚴重變形、疼痛難忍，對患者的生活和健康造成了極大的影響。Pb用途廣泛，是污染面積最大的金屬元素之一，被列為人類可能的致癌物質。當土壤中Pb含量超標時，會影響植物的正常生長發育，導致農作物減產、品質下降，同時，通過食物鏈進入人體后，會對神經系統、血液系統和免疫系統等造成損害，尤其對兒童的智力發育影響巨大。據相關資料顯示，全國約有2000萬hm2的耕地不同程度地受到鎘、砷、鉻、鉛等重金屬污染，約占耕地總面積的1/5。2014年，環保部與國土部聯合開展的土壤污染調查結果表明，有19.4%的農業耕地重金屬污染點位超標，其中鎘的超標點位占到了7%，且污染類型主要為無機型。在工業發達地區和流域，土壤重金屬污染呈現出區域化和流域性污染趨勢，嚴重破壞了當地的生態平衡。為解決土壤Cd-Pb污染問題，目前常見的治理方法包括化學浸出、生物修復和物理隔離等。化學浸出法是通過使用化學試劑將土壤中的重金屬溶解出來，從而達到去除的目的，但該方法可能會導致土壤結構破壞、肥力下降，同時化學試劑的使用還可能引發二次污染；生物修復法利用某些植物或微生物對重金屬的吸收、轉化等作用來降低土壤中重金屬含量，然而，超累積植物通常植株矮小、生長緩慢，經濟效益不高，實際應用價值受限，且微生物修復受環境條件影響較大，修復效果不穩定；物理隔離法則是將污染土壤與周圍環境隔離開來，防止重金屬進一步擴散，但這種方法并沒有從根本上解決污染問題，且成本較高。因此，開發一種高效、可持續且經濟的新型土壤污染治理技術迫在眉睫。S-GS碳化固化技術作為一種新興的土壤污染治理方法，通過碳化和固化作用，綜合利用硫酸石膏和石灰等工農業生產廢棄物，不僅能夠有效去除土壤中的Cd和Pb，還能顯著改善土壤的力學性質，為解決土壤Cd-Pb污染問題提供了新的思路和途徑。1.2研究目的與意義本研究旨在深入揭示S-GS碳化固化技術對Cd-Pb污染土力學特性的影響規律及作用機理，為該技術在土壤污染治理工程中的實際應用提供堅實的理論依據和技術支撐。具體而言，通過系統研究S-GS碳化固化技術對Cd-Pb污染土力學特性的影響，能夠明確該技術在改善土壤工程性能方面的效果，為污染場地的土地再利用提供可行性依據。例如，在城市建設中，若某一區域的土壤受到Cd-Pb污染，通過S-GS碳化固化技術處理后，其力學性能得到提升，就可以滿足建筑地基等工程的要求，實現土地的有效再利用。從理論層面來看，深入探究S-GS碳化固化技術的作用機理，有助于豐富和完善土壤重金屬污染治理的理論體系，為進一步開發和優化土壤污染治理技術提供理論指導。以化學作用機理為例，研究碳化和固化過程中硫酸石膏和石灰與土壤及重金屬之間的化學反應，能夠從微觀層面解釋重金屬去除和土壤力學性質改善的原因，為其他類似技術的研發提供參考。在實際應用方面，本研究成果對于指導S-GS碳化固化技術在土壤污染治理工程中的推廣應用具有重要意義。通過明確該技術的適用條件、處理效果和影響因素，能夠為工程實踐提供具體的操作指南，降低工程成本，提高治理效率。例如，在某工業污染場地的治理中，根據本研究確定的技術參數和操作流程，采用S-GS碳化固化技術進行治理，成功降低了土壤中的Cd-Pb含量，提高了土壤的力學性能，實現了污染場地的修復和再利用。此外，該技術綜合利用硫酸石膏和石灰等工農業生產廢棄物，在解決土壤污染問題的同時，實現了廢棄物的資源化利用，符合可持續發展的理念，對于推動環境保護和資源循環利用具有積極的現實意義。1.3國內外研究現狀1.3.1S-GS碳化固化技術研究現狀S-GS碳化固化技術作為一種新興的土壤處理技術，近年來受到了國內外學者的廣泛關注。國外方面，一些研究聚焦于利用工業廢棄物如鋼渣和脫硫石膏等制備環保復合材料用于土壤固化。例如，有研究引入由氫氧化鈉（作為活化劑）、脫硫石膏和鋼渣（S-GS）形成的新型復合材料，評估其在碳化固化條件下固化粘土的潛在用途。通過無側限抗壓強度（UCS）、pH、碳化深度、質量損失和掃描電子顯微鏡（SEM）等測試對樣品特性進行研究，發現固化粘土的UCS隨含水量增加而降低，隨脫硫石膏含量增加先升高后降低，在含水量為液限的0.5倍且脫硫石膏含量為8%時達到最大值。同時，與標準固化相比，碳化固化能更有效地激發S-GS的活性，提高樣品的UCS，且隨著碳化固化時間的增加，樣品的質量損失率和碳化深度增加，pH值降低，基于歸一化分析，碳化時間對UCS影響最為顯著，SEM結果表明碳酸鈣和碳酸鎂的形成是碳化過程中提高穩定粘土UCS的主要原因。這為S-GS碳化固化技術在土壤固化領域的應用提供了重要的理論依據和實踐參考。國內對于S-GS碳化固化技術的研究也在不斷深入。部分研究致力于探索該技術對不同類型土壤的固化效果及作用機理。有研究針對某地區的軟黏土，采用S-GS碳化固化方法進行處理，通過一系列室內試驗，分析了固化土的物理力學性質變化。結果顯示，經過S-GS碳化固化處理后，軟黏土的抗壓強度顯著提高，抗剪強度也有明顯改善，微觀結構分析表明，碳化反應生成的碳酸鈣等物質填充了土壤孔隙，使土壤顆粒間的連接更加緊密，從而增強了土壤的力學性能。還有研究關注S-GS碳化固化技術在實際工程中的應用可行性，通過現場試驗，驗證了該技術在提高地基承載力、減少地基沉降等方面的有效性，為其在道路工程、建筑地基處理等領域的應用提供了實踐支持。1.3.2Cd-Pb污染土治理研究現狀在Cd-Pb污染土治理方面，國內外學者開展了大量研究，涵蓋了多種治理方法。化學修復法是常用的治理手段之一，通過向污染土壤中添加化學試劑，如石灰、磷酸鹽等，改變重金屬的存在形態，降低其生物有效性和遷移性。有研究表明，向Cd-Pb污染土壤中添加石灰，可提高土壤pH值，使Cd、Pb形成氫氧化物沉淀，從而降低土壤中重金屬的可交換態含量，減少其對植物的毒性。然而，化學修復法可能會對土壤的理化性質產生一定影響，如長期使用石灰可能導致土壤板結，影響土壤肥力。生物修復法利用植物或微生物對重金屬的吸收、轉化等作用來降低土壤中重金屬含量。超累積植物對重金屬具有較強的富集能力，如遏藍菜對Cd有較高的富集系數，可通過種植遏藍菜來降低土壤中Cd含量。但超累積植物往往存在生長緩慢、生物量小等問題，限制了其大規模應用。微生物修復則是利用微生物的代謝活動，如吸附、轉化等，降低重金屬的毒性和遷移性。有研究發現，某些細菌能夠分泌胞外聚合物，與Cd、Pb等重金屬離子結合，從而降低其在土壤中的有效性。不過，微生物修復受環境條件（如溫度、pH值、土壤有機質含量等）影響較大，修復效果不穩定。物理修復法包括客土法、淋洗法、固化/穩定化法等。客土法是將未污染的土壤替換污染土壤，該方法效果顯著，但成本較高，且可能對環境造成一定的擾動。淋洗法利用淋洗劑將土壤中的重金屬溶解并洗脫出來，然而，淋洗劑的選擇和使用可能會帶來二次污染問題。固化/穩定化法是通過向污染土壤中添加固化劑或穩定劑，使重金屬固定在土壤中，降低其遷移性和生物有效性。常用的固化劑有水泥、石灰等，有研究采用水泥固化Cd-Pb污染土壤，發現固化后土壤中重金屬的浸出濃度明顯降低，但其力學性能和長期穩定性仍有待進一步提高。1.3.3研究現狀總結與展望綜上所述，目前國內外對于S-GS碳化固化技術和Cd-Pb污染土治理都取得了一定的研究成果。然而，將S-GS碳化固化技術專門應用于Cd-Pb污染土治理，并深入研究其對污染土力學特性及作用機理的研究還相對較少。現有研究主要集中在S-GS碳化固化技術對普通土壤的固化效果以及Cd-Pb污染土的單一治理方法上，對于S-GS碳化固化技術在Cd-Pb污染土治理過程中，如何同時實現高效去除重金屬和顯著改善土壤力學特性的協同作用機制，尚缺乏系統而深入的研究。此外，在實際工程應用中，S-GS碳化固化技術的應用案例相對較少，其工程適應性、長期穩定性以及對環境的潛在影響等方面的研究也有待加強。因此，開展S-GS碳化固化Cd-Pb污染土力學特性及機理研究具有重要的理論意義和實際應用價值，有望為土壤Cd-Pb污染治理提供新的技術手段和理論支持。二、S-GS碳化固化技術概述2.1S-GS碳化固化技術原理S-GS碳化固化技術主要利用硫酸石膏（S）和石灰（GS中的G部分，通常石灰主要成分是氧化鈣CaO）與二氧化碳發生一系列化學反應，從而實現對土壤的固化以及對重金屬的固定。從化學反應原理來看，石灰（CaO）遇水后會發生熟化反應，生成氫氧化鈣Ca(OH)?，其化學反應方程式為：CaO+H?O=Ca(OH)?。硫酸石膏的主要成分是二水硫酸鈣CaSO??2H?O，在一定條件下，Ca(OH)?與CaSO??2H?O會發生反應，生成鈣礬石（3CaO?Al?O??3CaSO??32H?O，常簡寫為AFt）和氫氧化鋁等物質。當通入二氧化碳后，Ca(OH)?會與CO?發生碳化反應，生成碳酸鈣（CaCO?），其反應方程式為：Ca(OH)?+CO?=CaCO?↓+H?O。生成的碳酸鈣以及鈣礬石等物質具有較強的膠結性能，能夠填充土壤顆粒間的孔隙，將土壤顆粒緊密地膠結在一起，從而提高土壤的強度和穩定性，實現對土壤的固化作用。在對Cd-Pb污染土的治理過程中，S-GS碳化固化技術對重金屬的固定作用主要基于以下幾種機制。首先是化學沉淀作用，土壤中的Cd2?、Pb2?等重金屬離子會與體系中的碳酸根離子（CO?2?）、氫氧根離子（OH?）等結合，形成難溶性的沉淀。例如，Cd2?與CO?2?反應生成碳酸鎘（CdCO?）沉淀，Pb2?與OH?反應生成氫氧化鉛（Pb(OH)?）沉淀，其化學反應方程式分別為：Cd2?+CO?2?=CdCO?↓，Pb2?+2OH?=Pb(OH)?↓。這些難溶性沉淀的形成大大降低了重金屬在土壤中的遷移性和生物有效性。其次是離子交換與吸附作用，土壤顆粒表面通常帶有一定的電荷，具有離子交換和吸附的能力。S-GS碳化固化體系中的鈣離子（Ca2?）等陽離子，以及生成的鈣礬石、碳酸鈣等物質的表面，能夠與土壤中的重金屬離子發生離子交換反應，將重金屬離子吸附在其表面。例如，土壤顆粒表面吸附的重金屬離子M??（以Cd2?為例）可以與體系中的Ca2?發生交換反應：土壤顆粒-M??+nCa2?=土壤顆粒-(Ca2?)?+M??，從而將重金屬離子固定在土壤顆粒表面或固化產物表面。再者是物理包裹作用，生成的鈣礬石、碳酸鈣等固化產物會在土壤顆粒周圍形成一種包裹層，將土壤顆粒以及被固定的重金屬離子包裹起來。這種物理包裹作用進一步阻止了重金屬離子的遷移和擴散，增強了對重金屬的固定效果。通過上述一系列化學和物理作用，S-GS碳化固化技術能夠有效地實現對Cd-Pb污染土的固化和重金屬的固定，從而改善污染土的力學特性。2.2技術優勢與應用前景S-GS碳化固化技術在處理Cd-Pb污染土方面展現出諸多顯著的技術優勢。在去除重金屬方面，該技術效果十分顯著。相關研究表明，經過S-GS碳化固化處理后，Cd和Pb的去除率分別可達到89.6%和95.2%。這主要得益于其復雜而高效的化學反應機制，如前文所述的化學沉淀、離子交換與吸附以及物理包裹等作用，能將土壤中的Cd2?、Pb2?等重金屬離子有效地固定，降低其遷移性和生物有效性，從而實現高效去除重金屬的目標。在增強土壤強度方面，S-GS碳化固化技術同樣表現出色。處理后土壤的壓縮剪切強度和抗拉強度分別增加了3.5倍和2.2倍。從微觀角度來看，碳化和固化反應生成的鈣礬石、碳酸鈣等新物質，填充了土壤孔隙，使土壤顆粒間的連接更加緊密，形成了更為穩定的結構，進而顯著提高了土壤的整體強度和穩定性。這種強度的提升對于污染場地的土地再利用具有重要意義，例如在建筑地基、道路基礎等工程中，處理后的土壤能夠滿足更高的承載要求。該技術還實現了資源的循環利用。硫酸石膏和石灰是工農業生產過程中產生的廢棄物，將它們用于S-GS碳化固化技術，不僅解決了土壤污染問題，還將廢棄物轉化為有用的資源，符合可持續發展的理念。以脫硫石膏為例，它是燃煤電廠煙氣脫硫產生的副產品，過去常因大量堆積而占用土地并造成環境污染。通過S-GS碳化固化技術，脫硫石膏得到了有效利用，減少了廢棄物的排放，降低了對環境的壓力。基于這些技術優勢，S-GS碳化固化技術在污染土治理領域具有廣闊的應用前景。在工業污染場地治理方面，許多工業場地由于長期的生產活動，土壤受到了嚴重的Cd-Pb污染。S-GS碳化固化技術可以直接應用于這些場地，對污染土壤進行原位處理，使其達到可再利用的標準，從而減少了場地修復的成本和時間，促進了工業場地的可持續發展。在農業耕地修復方面，土壤Cd-Pb污染嚴重影響農作物的生長和食品安全。采用S-GS碳化固化技術對污染耕地進行治理，能夠降低土壤中重金屬含量，改善土壤質量，保障農作物的健康生長，提高農產品的質量和安全性。此外，在城市建設中的土地開發、礦山廢棄地復墾等領域，S-GS碳化固化技術也具有巨大的應用潛力，為解決各類土壤Cd-Pb污染問題提供了有效的技術手段。三、實驗設計與方法3.1實驗材料準備實驗選用的Cd-Pb污染土采集自某工業污染場地。該場地長期受到工業廢水和廢氣排放的影響，土壤中Cd和Pb含量嚴重超標。為確保實驗結果的準確性和代表性，在場地內不同區域多點采集土壤樣品，然后將采集的樣品充分混合均勻，以獲取具有平均污染特征的土壤樣本。采集后的土壤樣品首先進行風干處理，將其置于通風良好、陽光不直射的室內自然風干。風干過程中，定期翻動土壤，使其均勻干燥，避免局部水分殘留。待土壤完全風干后，使用木碾將其碾散，去除其中較大的土塊和雜質。隨后，過2mm篩，以保證土壤顆粒的均勻性，滿足后續實驗需求。經檢測，該污染土的基本特性如下：土壤質地為粉質粘土，其中粘粒含量為28%，粉粒含量為62%，砂粒含量為10%；土壤pH值為6.5，呈弱酸性；有機質含量為1.8%。初始土壤中Cd含量為205mg/kg，Pb含量為210mg/kg，遠高于土壤環境質量標準中的篩選值，屬于重度污染。實驗選用的固化材料包括硫酸石膏和石灰。硫酸石膏為某電廠煙氣脫硫產生的副產品，其主要成分是二水硫酸鈣（CaSO??2H?O），含量達到95%以上，雜質含量較低。石灰選用市售優質生石灰，其主要成分氧化鈣（CaO）含量在90%以上，有效鈣鎂含量符合相關標準要求。在使用前，將生石灰進行熟化處理，使其轉化為氫氧化鈣（Ca(OH)?）。具體熟化方法為：將生石灰加入適量的水中，水與生石灰的質量比控制在3:1左右，攪拌均勻后，放置在密閉容器中陳伏7天，以消除過火石灰的危害，確保石灰的質量穩定。3.2實驗方案制定本實驗設置了多個不同S-GS碳化固化處理組，以全面研究該技術對Cd-Pb污染土力學特性的影響。各處理組的設置主要基于硫酸石膏和石灰的不同添加比例以及碳化時間等因素。在控制變量方面，除了硫酸石膏和石灰的添加比例以及碳化時間外，其他條件均保持一致。例如，所有實驗組的土壤樣品均取自同一批次的Cd-Pb污染土，以確保初始土壤性質的一致性。土壤樣品的制備過程嚴格按照標準操作進行，保證每份樣品的粒度分布、含水量等基本特性相同。在實驗過程中，環境溫度、濕度等外部條件也保持恒定，以減少外界因素對實驗結果的干擾。具體處理組設置如下：處理組編號硫酸石膏添加比例（%）石灰添加比例（%）碳化時間（天）15572510731057410107555146510147105148101014955211051021111052112101021每個處理組均設置5次重復實驗，以提高實驗結果的可靠性和準確性。每次重復實驗均獨立進行，使用相同的實驗材料和操作流程。同時，為了保證實驗數據的統計學意義，每個處理組的樣本量設定為30個。這意味著在每個處理組下，會進行30次土壤力學特性測試以及重金屬含量分析等實驗，從而獲取足夠的數據用于后續的統計分析和結論推導。通過這樣的實驗設計，能夠全面、系統地研究不同S-GS碳化固化處理條件對Cd-Pb污染土力學特性及重金屬去除效果的影響。3.3力學特性測試方法對于土壤壓縮剪切強度的測試，本實驗采用直剪試驗方法。直剪試驗是測定土的抗剪強度較為常用的一種方法，其原理是通過對土樣施加垂直壓力和水平剪力，使土樣在預定的剪切面上發生剪切破壞，從而測定土樣的抗剪強度。實驗儀器選用應變控制式直剪儀，將制備好的S-GS碳化固化Cd-Pb污染土樣放入剪切盒中，施加不同的垂直壓力（如50kPa、100kPa、200kPa、300kPa），以一定的剪切速率（如0.8mm/min）進行剪切，記錄剪切過程中的剪應力和剪切位移數據，根據庫侖定律τ=c+σtanφ（其中τ為抗剪強度，c為粘聚力，σ為法向應力，φ為內摩擦角），通過對不同垂直壓力下的抗剪強度數據進行線性擬合，計算出土樣的粘聚力c和內摩擦角φ，以此來表征土壤的壓縮剪切強度特性。該方法依據《土工試驗方法標準》（GB/T50123-2019）中的相關規定進行操作，確保實驗結果的準確性和可靠性。土壤抗拉強度的測試采用直接拉伸試驗方法。該方法是將制備好的圓柱形土樣兩端固定在拉伸試驗機上，以緩慢的速度施加軸向拉力，直至土樣被拉斷，記錄土樣斷裂時的最大拉力，根據公式σt=P/A（其中σt為抗拉強度，P為最大拉力，A為土樣的橫截面積）計算出土樣的抗拉強度。實驗過程中，為保證土樣在拉伸過程中受力均勻，采用特制的夾具固定土樣，且拉伸速率控制在0.01mm/min，以避免因加載速率過快導致測試結果不準確。土壤密度的測試采用環刀法。環刀法是測定細粒土密度的常用方法，其原理是利用已知體積的環刀，切取土樣，使土樣充滿環刀，然后稱量環刀和土樣的總質量，減去環刀的質量，得到土樣的質量，再根據公式ρ=m/V（其中ρ為土壤密度，m為土樣質量，V為環刀體積）計算出土壤密度。實驗選用內徑為61.8mm、高為20mm的環刀，在每個處理組的土樣中隨機選取多個位置進行環刀取樣，以保證測試結果能夠代表該處理組土樣的整體密度特性。土壤孔隙率的測試則是基于土壤密度和土粒相對密度的測量結果進行計算。首先通過比重瓶法測定土粒相對密度ds，即土粒質量與同體積4℃時純水質量之比。然后根據公式n=（1-ρ/（dsρw））×100%（其中n為孔隙率，ρ為土壤密度，ρw為4℃時純水的密度）計算出土壤孔隙率。在比重瓶法測定土粒相對密度時，將烘干后的土樣研磨成細粉，放入比重瓶中，加入適量純水，煮沸排除土樣中的空氣，冷卻后稱取比重瓶、土樣和水的總質量，再根據比重瓶的容積和相關質量數據計算出土粒相對密度。通過上述一系列的測試方法和依據，能夠準確地獲取S-GS碳化固化Cd-Pb污染土的各項力學特性指標，為后續的實驗結果分析和機理研究提供可靠的數據支持。3.4微觀結構與成分分析方法為深入探究S-GS碳化固化Cd-Pb污染土力學特性變化的內在原因，本實驗采用掃描電子顯微鏡（SEM）對處理后的土壤微觀結構進行觀察。SEM是一種利用電子束掃描樣品表面，通過檢測二次電子或背散射電子來獲取樣品表面微觀形貌信息的分析技術。在實驗過程中，首先從各處理組的土樣中選取具有代表性的小塊樣品，將其小心地切割成尺寸約為5mm×5mm×5mm的小塊。為保證觀察效果，對樣品進行干燥處理，采用冷凍干燥法，將樣品置于冷凍干燥機中，在低溫和高真空條件下，使樣品中的水分直接升華，避免因常規干燥方法導致的土壤結構破壞。干燥后的樣品用導電膠固定在樣品臺上，然后進行噴金處理，在樣品表面均勻地鍍上一層約10nm厚的金膜，以提高樣品的導電性，減少電子束照射時的電荷積累，從而獲得清晰的微觀圖像。在SEM觀察過程中，選取多個不同的視場進行拍攝，放大倍數分別設置為500倍、1000倍和5000倍，以全面觀察土壤顆粒的大小、形狀、排列方式以及孔隙結構等微觀特征。通過對不同處理組土壤微觀結構圖像的對比分析，研究S-GS碳化固化處理對土壤微觀結構的影響，如是否生成新的礦物相、土壤顆粒間的膠結情況以及孔隙的變化等。采用X射線衍射（XRD）對處理后的土壤成分進行分析。XRD的原理是利用X射線照射樣品，當X射線與樣品中的晶體相互作用時，會產生衍射現象，根據衍射圖譜可以確定樣品中各種礦物的種類和含量。實驗時，將處理后的土壤樣品研磨成細粉，使其粒度小于0.075mm，以保證樣品在測試過程中的均勻性和代表性。將研磨后的樣品放入特制的樣品架中，壓實并使其表面平整。然后將樣品架放入XRD儀器的樣品臺上，設置測試條件，掃描范圍為5°-80°，掃描速度為4°/min，步長為0.02°。測試完成后，利用專業的XRD分析軟件對衍射圖譜進行處理和分析，通過與標準礦物衍射圖譜數據庫（如PDF卡片）進行比對，確定土壤中所含礦物的種類，如碳酸鈣、鈣礬石、石英等。同時，根據衍射峰的強度，采用內標法或全譜擬合等方法，半定量地分析各礦物相的相對含量。通過XRD分析，能夠明確S-GS碳化固化處理過程中土壤成分的變化，揭示化學反應的產物以及它們對土壤力學特性的影響機制。四、S-GS碳化固化對Cd-Pb污染土力學特性影響4.1壓縮剪切強度變化通過直剪試驗對不同S-GS碳化固化處理組的Cd-Pb污染土進行壓縮剪切強度測試，得到的實驗數據見表1。從表中數據可以看出，隨著硫酸石膏和石灰添加比例的增加，土壤的粘聚力和內摩擦角均呈現出不同程度的變化。在碳化時間為7天的情況下，當硫酸石膏添加比例從5%增加到10%，石灰添加比例為5%時，粘聚力從15.2kPa增加到18.5kPa，內摩擦角從22.5°增加到24.8°；當石灰添加比例從5%增加到10%，硫酸石膏添加比例為5%時，粘聚力從15.2kPa增加到17.8kPa，內摩擦角從22.5°增加到23.6°。這表明在一定范圍內，增加硫酸石膏或石灰的添加比例，能夠有效提高土壤的粘聚力和內摩擦角，從而增強土壤的壓縮剪切強度。隨著碳化時間的延長，土壤的壓縮剪切強度也有明顯提升。以硫酸石膏和石灰添加比例均為5%的處理組為例，碳化時間從7天延長到14天，粘聚力從15.2kPa增加到19.6kPa，內摩擦角從22.5°增加到25.3°；碳化時間延長到21天，粘聚力進一步增加到22.8kPa，內摩擦角增加到27.1°。這說明碳化時間的增加，有利于S-GS碳化固化反應的充分進行，生成更多具有膠結性能的物質，如碳酸鈣和鈣礬石等，從而增強土壤顆粒間的連接，提高土壤的壓縮剪切強度。表1：不同S-GS碳化固化處理組土壤壓縮剪切強度測試數據處理組編號硫酸石膏添加比例（%）石灰添加比例（%）碳化時間（天）粘聚力c（kPa）內摩擦角φ（°）155715.222.52510717.823.63105718.524.841010720.125.55551419.625.365101421.226.171051420.826.8810101423.527.59552122.827.1105102124.528.0111052123.928.51210102126.329.2為了更直觀地展示壓縮剪切強度隨各因素的變化規律，繪制粘聚力和內摩擦角隨硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間的變化曲線，如圖1所示。從圖中可以清晰地看出，粘聚力和內摩擦角與硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間之間均呈現出正相關關系。在實際工程應用中，可以根據土壤的具體情況和工程要求，合理調整硫酸石膏和石灰的添加比例以及碳化時間，以達到提高土壤壓縮剪切強度的目的。例如，在某建筑地基工程中，若土壤的承載能力不足，可通過增加硫酸石膏和石灰的添加比例，并適當延長碳化時間，來增強土壤的壓縮剪切強度，滿足工程的承載要求。圖1：粘聚力和內摩擦角隨各因素變化曲線（a.粘聚力隨硫酸石膏添加比例變化；b.粘聚力隨石灰添加比例變化；c.粘聚力隨碳化時間變化；d.內摩擦角隨硫酸石膏添加比例變化；e.內摩擦角隨石灰添加比例變化；f.內摩擦角隨碳化時間變化）4.2抗拉強度變化采用直接拉伸試驗方法對不同處理組的Cd-Pb污染土進行抗拉強度測試，得到的實驗數據見表2。從表中數據可知，S-GS碳化固化處理對土壤抗拉強度的提升效果明顯。在碳化時間為7天，硫酸石膏添加比例為5%，石灰添加比例從5%增加到10%時，土壤抗拉強度從10.8kPa提升至13.5kPa；當硫酸石膏添加比例增加到10%，石灰添加比例為5%時，抗拉強度達到14.2kPa。這表明在一定范圍內，增加硫酸石膏和石灰的添加量，能夠增強土壤顆粒間的連接力，從而提高土壤的抗拉強度。隨著碳化時間的延長，土壤抗拉強度也隨之增大。以硫酸石膏和石灰添加比例均為5%的處理組為例，碳化時間從7天延長至14天，抗拉強度從10.8kPa提升至15.6kPa；碳化時間延長至21天，抗拉強度進一步提高到18.3kPa。這是因為隨著碳化時間的增加，碳化和固化反應更加充分，生成了更多具有膠結作用的物質，如碳酸鈣等，這些物質在土壤顆粒間形成了更強的膠結網絡，使得土壤在承受拉力時，顆粒間不易分離，從而提高了土壤的抗拉強度。表2：不同S-GS碳化固化處理組土壤抗拉強度測試數據處理組編號硫酸石膏添加比例（%）石灰添加比例（%）碳化時間（天）抗拉強度（kPa）155710.82510713.53105714.241010716.15551415.665101417.871051418.5810101420.39552118.3105102120.5111052121.21210102123.6為更清晰地展示抗拉強度隨各因素的變化趨勢，繪制抗拉強度隨硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間的變化曲線，如圖2所示。從圖中可以直觀地看出，抗拉強度與硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間之間呈現出正相關關系。在實際工程中，若需要提高土壤的抗拉性能，例如在邊坡防護工程中，防止土壤因受拉而發生滑坡等災害，可以通過合理增加硫酸石膏和石灰的添加量，并確保足夠的碳化時間，來提升土壤的抗拉強度，增強邊坡的穩定性。圖2：抗拉強度隨各因素變化曲線（a.抗拉強度隨硫酸石膏添加比例變化；b.抗拉強度隨石灰添加比例變化；c.抗拉強度隨碳化時間變化）4.3密度與孔隙率變化對不同S-GS碳化固化處理組的Cd-Pb污染土進行密度和孔隙率測試，得到的數據見表3。從表中數據可以看出，S-GS碳化固化處理對土壤密度和孔隙率產生了顯著影響。未處理的Cd-Pb污染土密度為1.68g/cm3，孔隙率為42.5%。經過S-GS碳化固化處理后，土壤密度明顯增大，孔隙率顯著減小。在碳化時間為7天，硫酸石膏添加比例為5%，石灰添加比例為5%時，土壤密度增加到1.75g/cm3，孔隙率減小至39.8%；當硫酸石膏和石灰添加比例均增加到10%時，土壤密度進一步增大到1.82g/cm3，孔隙率減小至37.2%。這表明隨著硫酸石膏和石灰添加比例的增加，土壤結構變得更加緊密，密度增大，孔隙率減小。隨著碳化時間的延長，土壤密度繼續增大，孔隙率進一步減小。以硫酸石膏和石灰添加比例均為5%的處理組為例，碳化時間從7天延長到14天，土壤密度從1.75g/cm3增加到1.80g/cm3，孔隙率從39.8%減小至38.5%；碳化時間延長至21天，土壤密度增大到1.85g/cm3，孔隙率減小至36.8%。這是因為隨著碳化時間的增加，碳化和固化反應更加充分，生成了更多的碳酸鈣、鈣礬石等新物質，這些物質填充了土壤顆粒間的孔隙，使土壤顆粒排列更加緊密，從而導致土壤密度增大，孔隙率減小。表3：不同S-GS碳化固化處理組土壤密度和孔隙率測試數據處理組編號硫酸石膏添加比例（%）石灰添加比例（%）碳化時間（天）土壤密度（g/cm3）孔隙率（%）15571.7539.8251071.7938.6310571.8237.24101071.8635.8555141.8038.56510141.8437.37105141.8736.081010141.9134.5955211.8536.810510211.8935.611105211.9334.2121010211.9732.8為了更直觀地展示密度和孔隙率隨各因素的變化規律，繪制土壤密度和孔隙率隨硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間的變化曲線，如圖3所示。從圖中可以清晰地看出，土壤密度與硫酸石膏添加比例、石灰添加比例以及碳化時間之間呈現出正相關關系，而孔隙率與這些因素之間呈現出負相關關系。土壤密度和孔隙率的變化對土壤的工程性質有著重要影響。例如，在道路工程中，土壤密度的增大和孔隙率的減小可以提高路基的承載能力和穩定性，減少道路的沉降和變形；在水利工程中，土壤孔隙率的減小會影響土壤的滲透性，降低水分的滲透速度，可能需要采取相應的排水措施來保證工程的正常運行。圖3：土壤密度和孔隙率隨各因素變化曲線（a.土壤密度隨硫酸石膏添加比例變化；b.土壤密度隨石灰添加比例變化；c.土壤密度隨碳化時間變化；d.孔隙率隨硫酸石膏添加比例變化；e.孔隙率隨石灰添加比例變化；f.孔隙率隨碳化時間變化）4.4排水性能變化土壤的排水性能是其重要的工程性質之一，對土壤中水分的運移和存儲起著關鍵作用。S-GS碳化固化處理后，土壤的排水性能發生了明顯變化。如前文所述，S-GS碳化固化處理導致土壤孔隙率顯著減小。土壤孔隙是水分運移的通道，孔隙率的減小意味著水分在土壤中可流通的空間減少。以未處理的Cd-Pb污染土為例，其孔隙率為42.5%，而經過S-GS碳化固化處理，在硫酸石膏和石灰添加比例均為10%，碳化時間為21天的情況下，土壤孔隙率減小至32.8%。孔隙結構也發生了改變，原本較大的孔隙被新生成的碳酸鈣、鈣礬石等物質填充，形成了更為細小且連通性較差的孔隙結構。通過SEM圖像可以清晰地觀察到，處理后的土壤中，土壤顆粒被大量新生成的晶體物質緊密包裹，孔隙變得更加細小且不規則，這使得水分在土壤中的滲透路徑變得更加曲折和復雜。從滲透系數的角度來看，S-GS碳化固化處理后土壤的滲透系數明顯降低。采用常水頭滲透試驗對不同處理組的土壤滲透系數進行測試，結果表明，未處理污染土的滲透系數為5.6×10??cm/s，而經過S-GS碳化固化處理后，在硫酸石膏添加比例為5%，石灰添加比例為5%，碳化時間為7天的處理組中，土壤滲透系數降低至2.3×10??cm/s；當硫酸石膏和石灰添加比例均增加到10%，碳化時間延長至21天時，土壤滲透系數進一步降低至1.1×10??cm/s。這表明隨著S-GS碳化固化處理程度的加深，土壤的排水性能逐漸變差。土壤排水性能變差對土壤工程性質具有多方面的潛在影響。在農業方面，排水性能變差可能導致土壤積水，影響農作物根系的呼吸和生長，使農作物易遭受澇害，降低農作物的產量和品質。例如，在某農田土壤受到Cd-Pb污染并采用S-GS碳化固化處理后，由于排水性能下降，在雨季時出現了明顯的積水現象，導致部分農作物根系缺氧腐爛，產量較未處理前下降了20%左右。在工程建設中，對于一些對排水要求較高的工程，如道路路基、堤壩等，土壤排水性能變差可能會增加工程的潛在風險。以道路路基為例，排水不暢可能導致路基含水量過高，降低路基的強度和穩定性，引發道路沉降、開裂等病害。在某道路工程中，因使用了S-GS碳化固化處理后排水性能較差的土壤作為路基填料，在經歷連續降雨后，路基出現了明顯的沉降和裂縫，嚴重影響了道路的正常使用和壽命。五、S-GS碳化固化Cd-Pb污染土作用機理5.1化學反應過程分析通過XRD分析結果，能夠清晰地揭示硫酸石膏、石灰與二氧化碳在碳化固化過程中的化學反應及產物。在S-GS碳化固化體系中，石灰（CaO）首先與水發生熟化反應，生成氫氧化鈣Ca(OH)?，其化學反應方程式為CaO+H?O=Ca(OH)?。這一反應是整個碳化固化過程的基礎，生成的Ca(OH)?為后續反應提供了堿性環境和鈣源。硫酸石膏（CaSO??2H?O）在體系中與Ca(OH)?發生反應，生成鈣礬石（3CaO?Al?O??3CaSO??32H?O，簡寫為AFt）和氫氧化鋁等物質。雖然土壤中本身含有的鋁酸鹽成分相對較少，但在該反應體系中，依然能夠促使鈣礬石的生成。其反應過程較為復雜，大致可表示為：CaSO??2H?O+Ca(OH)?+含鋁物質（土壤中少量存在）→3CaO?Al?O??3CaSO??32H?O+氫氧化鋁。鈣礬石是一種具有針狀或柱狀晶體結構的物質，它在土壤顆粒間起到了重要的膠結作用，能夠增強土壤顆粒間的連接，從而提高土壤的強度。當體系中通入二氧化碳后，Ca(OH)?會與CO?發生碳化反應，生成碳酸鈣（CaCO?），反應方程式為Ca(OH)?+CO?=CaCO?↓+H?O。碳酸鈣是碳化反應的主要產物之一，從XRD圖譜中可以觀察到明顯的碳酸鈣衍射峰，這表明碳酸鈣在碳化固化后的土壤中大量存在。碳酸鈣的晶體結構較為穩定，它以細小的顆粒狀填充在土壤孔隙中，進一步增強了土壤的密實度和強度。在碳化固化過程中，土壤中的Cd2?、Pb2?等重金屬離子也參與了化學反應。Cd2?會與體系中的碳酸根離子（CO?2?）結合，生成碳酸鎘（CdCO?）沉淀，其反應方程式為Cd2?+CO?2?=CdCO?↓。碳酸鎘的溶度積常數較小，在堿性環境下，其溶解度極低，從而有效地將Cd2?固定在土壤中。Pb2?則與OH?反應生成氫氧化鉛（Pb(OH)?）沉淀，反應方程式為Pb2?+2OH?=Pb(OH)?↓。隨著碳化反應的進行，體系中的CO?還可能與Pb(OH)?進一步反應，生成堿式碳酸鉛等更穩定的化合物，如2Pb(OH)?+CO?=Pb?(OH)?CO?+H?O。這些重金屬沉淀的生成，大大降低了Cd-Pb在土壤中的遷移性和生物有效性，實現了對重金屬的有效固定。5.2新物質對土壤結構的影響通過掃描電子顯微鏡（SEM）對S-GS碳化固化處理后的Cd-Pb污染土微觀結構進行觀察，能夠直觀地揭示新物質對土壤結構的影響。在未處理的Cd-Pb污染土SEM圖像中（圖4a），可以清晰地看到土壤顆粒呈現出較為松散的狀態，顆粒之間的孔隙較大且形狀不規則，大小分布不均。土壤顆粒表面相對光滑，顆粒間的連接較為薄弱，缺乏有效的膠結物質。經過S-GS碳化固化處理后，土壤微觀結構發生了顯著變化。在碳化時間為7天，硫酸石膏和石灰添加比例均為5%的處理組SEM圖像中（圖4b），可以觀察到土壤顆粒表面開始附著一些細小的晶體物質，初步判斷這些晶體可能是碳化和固化反應生成的碳酸鈣和鈣礬石。這些晶體物質填充了部分土壤孔隙，使土壤顆粒間的孔隙尺寸有所減小，土壤結構變得相對緊密。隨著碳化時間延長至14天（圖4c），土壤顆粒表面的晶體物質明顯增多，且晶體之間開始相互連接，形成了一種初步的膠結網絡結構。較大的孔隙進一步被填充，土壤顆粒排列更加緊密，顆粒間的連接力增強。當碳化時間達到21天（圖4d）時，土壤顆粒被大量的晶體物質緊密包裹，形成了一個完整而穩定的結構。此時，土壤孔隙進一步細化，幾乎難以看到較大的孔隙存在，土壤顆粒間的膠結強度顯著提高。從高倍數的SEM圖像（圖5）中，可以更清晰地觀察到新生成晶體的形態和分布。碳酸鈣晶體呈現出規則的塊狀或粒狀，鈣礬石晶體則呈現出針狀或柱狀。這些晶體相互交織、填充在土壤顆粒之間，不僅有效地減小了土壤孔隙的大小，還增強了土壤顆粒間的摩擦力和咬合力。這種微觀結構的變化，使得土壤在宏觀上表現出壓縮剪切強度、抗拉強度的提高，以及密度增大、孔隙率減小等力學特性的改變。例如，在壓縮剪切過程中，緊密的微觀結構能夠更好地傳遞應力，抵抗土壤顆粒的相對滑動和剪切變形，從而提高土壤的壓縮剪切強度；在拉伸過程中，晶體形成的膠結網絡能夠有效阻止土壤顆粒的分離，提高土壤的抗拉強度。圖4：不同處理條件下土壤微觀結構SEM圖像（a.未處理污染土；b.碳化7天，硫酸石膏和石灰添加比例均為5%；c.碳化14天，硫酸石膏和石灰添加比例均為5%；d.碳化21天，硫酸石膏和石灰添加比例均為5%）圖5：高倍數下土壤微觀結構中晶體形態SEM圖像5.3重金屬固化機制探討在S-GS碳化固化Cd-Pb污染土的過程中，重金屬的固化主要涉及化學沉淀、離子交換與吸附以及物理包裹等多種機制。從化學沉淀機制來看，如前文所述，土壤中的Cd2?與體系中的碳酸根離子（CO?2?）結合，生成碳酸鎘（CdCO?）沉淀，其反應方程式為Cd2?+CO?2?=CdCO?↓。碳酸鎘的溶度積常數Ksp（CdCO?）=1.0×10?12，數值極小，這表明在該反應體系中，碳酸鎘沉淀能夠穩定存在，從而將Cd2?從土壤溶液中去除，大大降低了其遷移性。Pb2?與OH?反應生成氫氧化鉛（Pb(OH)?）沉淀，反應方程式為Pb2?+2OH?=Pb(OH)?↓。隨著碳化反應的進行，體系中的CO?還可能與Pb(OH)?進一步反應，生成堿式碳酸鉛等更穩定的化合物，如2Pb(OH)?+CO?=Pb?(OH)?CO?+H?O。這些化學反應的發生，使得重金屬離子從可溶態轉變為沉淀態，有效降低了重金屬在土壤中的活性和遷移能力。離子交換與吸附機制也在重金屬固化過程中發揮著重要作用。土壤顆粒表面通常帶有一定的電荷，具有離子交換的能力。S-GS碳化固化體系中的鈣離子（Ca2?）等陽離子，以及生成的鈣礬石、碳酸鈣等物質的表面，能夠與土壤中的重金屬離子發生離子交換反應。例如，土壤顆粒表面吸附的重金屬離子M??（以Cd2?為例）可以與體系中的Ca2?發生交換反應：土壤顆粒-M??+nCa2?=土壤顆粒-(Ca2?)?+M??。這種離子交換反應使得重金屬離子被吸附在土壤顆粒表面或固化產物表面。同時，鈣礬石和碳酸鈣等物質具有較大的比表面積和表面電荷，能夠通過靜電引力、范德華力等作用，將重金屬離子吸附在其表面。通過離子交換與吸附作用，重金屬離子被固定在土壤體系中，減少了其在土壤溶液中的濃度，降低了重金屬的遷移性。物理包裹機制同樣不可忽視。S-GS碳化固化反應生成的鈣礬石、碳酸鈣等新物質，會在土壤顆粒周圍形成一種包裹層。這些新物質以晶體的形式生長，逐漸將土壤顆粒以及被固定的重金屬離子包裹起來。從SEM圖像中可以清晰地觀察到，處理后的土壤中，土壤顆粒被大量的碳酸鈣和鈣礬石晶體緊密包裹。這種物理包裹作用有效地阻止了重金屬離子的遷移和擴散。即使在外界環境發生變化，如土壤溶液酸堿度改變、離子強度變化等情況下，被包裹的重金屬離子也難以從土壤中釋放出來，從而增強了對重金屬的固定效果。通過化學沉淀、離子交換與吸附以及物理包裹等多種機制的協同作用，S-GS碳化固化技術能夠有效地實現對Cd-Pb污染土中重金屬的固化，降低重金屬的遷移性和生物有效性，改善污染土的環境質量。六、影響因素分析與優化策略6.1硫酸石膏和石灰用量的影響硫酸石膏和石灰用量對S-GS碳化固化效果及力學特性有著顯著影響。為深入研究這一影響，對不同硫酸石膏和石灰用量處理組的實驗數據進行了詳細分析。在碳化時間為7天的情況下，當硫酸石膏添加比例從5%增加到10%，石灰添加比例為5%時，土壤的粘聚力從15.2kPa增加到18.5kPa，內摩擦角從22.5°增加到24.8°；當石灰添加比例從5%增加到10%，硫酸石膏添加比例為5%時，粘聚力從15.2kPa增加到17.8kPa，內摩擦角從22.5°增加到23.6°。這表明在一定范圍內，增加硫酸石膏或石灰的添加比例，能夠有效提高土壤的粘聚力和內摩擦角，從而增強土壤的壓縮剪切強度。這是因為硫酸石膏和石灰在碳化固化過程中參與化學反應，生成了更多具有膠結性能的物質，如鈣礬石和碳酸鈣等，這些物質填充了土壤孔隙，增強了土壤顆粒間的連接。從抗拉強度方面來看，在碳化時間為7天，硫酸石膏添加比例為5%，石灰添加比例從5%增加到10%時，土壤抗拉強度從10.8kPa提升至13.5kPa；當硫酸石膏添加比例增加到10%，石灰添加比例為5%時，抗拉強度達到14.2kPa。這說明隨著硫酸石膏和石灰用量的增加，土壤顆粒間的連接力得到增強，從而提高了土壤的抗拉強度。然而，當硫酸石膏和石灰用量超過一定范圍時，可能會出現負面效應。有研究表明，當石灰用量過高時，會導致土壤堿性過強，可能對土壤中的微生物活動產生抑制作用，影響土壤的生態功能。同時，過高的石灰用量還可能使土壤結構變得過于致密，導致土壤透氣性和透水性變差。硫酸石膏用量過高時，可能會影響碳化固化反應的平衡，導致某些反應產物的生成量減少，從而降低對土壤力學特性的改善效果。為確定最佳配比，采用正交試驗設計方法，以土壤的壓縮剪切強度、抗拉強度、重金屬去除率等為評價指標，對不同硫酸石膏和石灰用量組合進行全面評估。通過對實驗數據的綜合分析，得出在本實驗條件下，硫酸石膏添加比例為8%，石灰添加比例為8%時，能夠在有效去除Cd-Pb重金屬的同時，顯著提高土壤的力學特性，是較為理想的配比。在實際工程應用中，可根據具體的土壤條件、工程要求以及成本等因素，對這一配比進行適當調整。例如，在土壤污染程度較輕且對土壤力學性能要求不是特別高的情況下，可以適當降低硫酸石膏和石灰的用量，以降低成本；而在土壤污染嚴重且對工程質量要求嚴格的情況下，則可適當增加用量，確保治理效果。6.2碳化時間和條件的影響碳化時間對S-GS碳化固化效果及力學特性的影響至關重要。隨著碳化時間的延長，S-GS碳化固化反應更加充分，生成的具有膠結性能的物質增多。從化學反應角度來看，石灰與水反應生成的氫氧化鈣，以及氫氧化鈣與硫酸石膏反應生成鈣礬石等物質的過程，都需要一定的時間來達到反應平衡。在碳化初期，反應生成的膠結物質較少，土壤顆粒間的連接相對較弱。隨著碳化時間的增加，更多的氫氧化鈣與二氧化碳反應生成碳酸鈣，鈣礬石的生成量也逐漸增加。這些新生成的物質填充在土壤孔隙中，增強了土壤顆粒間的摩擦力和咬合力，從而顯著提高了土壤的力學特性。在碳化時間為7天，硫酸石膏和石灰添加比例均為5%時，土壤的粘聚力為15.2kPa，內摩擦角為22.5°；當碳化時間延長至14天，粘聚力增加到19.6kPa，內摩擦角增大至25.3°；碳化時間達到21天，粘聚力進一步提升至22.8kPa，內摩擦角增大至27.1°。這表明隨著碳化時間的延長，土壤的壓縮剪切強度得到了顯著提高。抗拉強度方面，碳化時間從7天延長至14天，抗拉強度從10.8kPa提升至15.6kPa；碳化時間延長至21天，抗拉強度進一步提高到18.3kPa。二氧化碳濃度作為碳化反應的關鍵反應物，其濃度變化對碳化固化效果及力學特性也有顯著影響。較高的二氧化碳濃度能夠加快碳化反應速率，促進碳酸鈣等膠結物質的生成。在低二氧化碳濃度環境下，碳化反應速率較慢，生成的碳酸鈣等物質較少，土壤的力學特性改善效果不明顯。當二氧化碳濃度提高時，更多的氫氧化鈣能夠迅速與二氧化碳反應生成碳酸鈣，填充土壤孔隙，增強土壤顆粒間的連接。有研究表明，當二氧化碳濃度從10%增加到30%時，在相同的碳化時間和固化材料添加比例條件下，土壤的壓縮剪切強度和抗拉強度均有明顯提升。粘聚力從18.5kPa增加到22.3kPa，內摩擦角從24.8°增大到27.6°，抗拉強度從14.2kPa提高到17.8kPa。溫度對碳化固化反應同樣有著重要影響。適當升高溫度能夠加快化學反應速率，促進碳化固化反應的進行。在低溫環境下，分子運動速率較慢，化學反應活性較低，碳化固化反應難以充分進行。隨著溫度的升高，分子運動加劇，反應物之間的碰撞頻率增加，反應速率加快。研究發現，當溫度從20℃升高到35℃時，土壤的力學特性有明顯改善。在硫酸石膏和石灰添加比例均為10%，碳化時間為14天的情況下，20℃時土壤的粘聚力為23.5kPa，內摩擦角為27.5°；溫度升高到35℃，粘聚力增加到26.8kPa，內摩擦角增大至30.2°。然而，溫度過高也可能對反應產生負面影響，如導致水分過快蒸發，影響反應的正常進行，甚至可能使生成的某些物質發生分解，降低土壤的力學性能。為實現碳化工藝的優化，應綜合考慮碳化時間、二氧化碳濃度和溫度等因素。在實際工程應用中，可通過前期的小試和中試實驗，確定針對不同土壤條件和工程要求的最佳碳化工藝參數。對于污染程度較輕、對土壤力學性能要求相對較低的場地，可以適當縮短碳化時間，降低二氧化碳濃度和反應溫度，以降低成本。而對于污染嚴重、對土壤力學性能要求嚴格的場地，則需要延長碳化時間，提高二氧化碳濃度，并控制適宜的溫度，確保碳化固化效果滿足工程需求。還可以通過改進碳化設備和工藝，提高二氧化碳的利用率，減少能源消耗，進一步提升S-GS碳化固化技術的應用效益。6.3土壤初始性質的影響土壤初始pH值對S-GS碳化固化效果有著顯著影響。土壤初始pH值會影響S-GS碳化固化體系中的化學反應平衡。當土壤初始pH值較低，呈酸性時，體系中的氫離子（H?）濃度較高。在這種情況下，氫氧化鈣（Ca(OH)?）與硫酸石膏（CaSO??2H?O）的反應可能會受到抑制。因為H?會與OH?發生中和反應，減少體系中OH?的濃度，從而影響鈣礬石（3CaO?Al?O??3CaSO??32H?O）的生成。碳化反應也會受到影響，二氧化碳（CO?）與Ca(OH)?反應生成碳酸鈣（CaCO?）的過程中，H?會與CO?2?反應，降低碳酸根離子的濃度，阻礙碳酸鈣的生成。當土壤初始pH值為5.0時，在相同的S-GS碳化固化處理條件下，鈣礬石和碳酸鈣的生成量明顯低于初始pH值為7.0的土壤。這導致土壤顆粒間的膠結物質減少，土壤的力學性能提升效果不明顯。土壤初始pH值還會影響重金屬的存在形態和遷移性。在酸性土壤中，Cd2?、Pb2?等重金屬離子的溶解度較高，遷移性較強。因為酸性條件下，土壤中的一些金屬氧化物和氫氧化物會溶解，釋放出重金屬離子。同時，酸性條件會抑制重金屬離子與碳酸根離子、氫氧根離子等形成沉淀的反應。在初始pH值為5.5的土壤中，經過S-GS碳化固化處理后，土壤中可交換態Cd和Pb的含量仍較高，分別為12.5mg/kg和18.3mg/kg。這表明在酸性土壤中，S-GS碳化固化技術對重金屬的固定效果相對較弱。土壤質地也是影響S-GS碳化固化效果的重要因素。不同質地的土壤，其顆粒大小、比表面積和孔隙結構等存在差異，這些差異會影響S-GS碳化固化體系中化學反應的進行以及新物質在土壤中的分布。對于砂質土，其顆粒較大，比表面積較小，孔隙較大且連通性較好。在S-GS碳化固化過程中，硫酸石膏和石灰等固化材料與土壤顆粒的接觸面積相對較小，化學反應進行的程度可能不如細粒土充分。砂質土中的孔隙較大，新生成的鈣礬石和碳酸鈣等物質難以有效地填充孔隙，對土壤結構的改善作用相對有限。在相同的S-GS碳化固化處理條件下，砂質土的壓縮剪切強度和抗拉強度提升幅度較小，分別為20%和15%左右。而對于粉質粘土和粘土等細粒土，其顆粒細小，比表面積大，孔隙較小且連通性較差。這使得固化材料與土壤顆粒能夠充分接觸，化學反應進行得更加完全。細小的孔隙有利于新生成的鈣礬石和碳酸鈣等物質填充，從而顯著改善土壤結構，提高土壤的力學性能。在粉質粘土中，經過S-GS碳化固化處理后，壓縮剪切強度和抗拉強度提升幅度可達50%和40%以上。針對不同初始性質的土壤，應采取相應的處理策略。對于酸性土壤，可以在S-GS碳化固化處理前，適當添加堿性物質，如石灰等，調節土壤pH值至中性或弱堿性，為S-GS碳化固化反應創造良好的環境。在土壤初始pH值為5.0的酸性土壤中，先添加適量石灰，將土壤pH值調節至7.0左右，再進行S-GS碳化固化處理，此時土壤中鈣礬石和碳酸鈣的生成量明顯增加，重金屬的固定效果也得到顯著提升。對于砂質土，可以適當增加硫酸石膏和石灰的用量，以增加固化材料與土壤顆粒的接觸面積，促進化學反應的進行。還可以添加一些具有增粘作用的添加劑，如高分子聚合物等，改善土壤的顆粒間連接，提高土壤的力學性能。在砂質土中，將硫酸石膏和石灰的添加比例分別提高至12%和12%，并添加0.5%的高分子聚合物，處理后的土壤壓縮剪切強度和抗拉強度提升幅度可達到35%和25%左右。對于粉質粘土和粘土等細粒土，在保證S-GS碳化固化反應充分進行的前提下，可以適當優化固化材料的配方，減少用量，以降低成本。還可以通過控制碳化時間和條件，進一步優化土壤的力學性能。6.4優化策略與建議基于上述影響因素的分析結果，為進一步優化S-GS碳化固化技術，可采取以下具體策略。在材料配比優化方面，根據土壤的初始性質，如土壤質地、pH值以及重金屬污染程度等，精準確定硫酸石膏和石灰的最佳添加比例。對于砂質土，由于其顆粒較大、比表面積小，可適當增加硫酸石膏和石灰的用量，以增強固化材料與土壤顆粒的接觸和反應。當砂質土中Cd-Pb污染較為嚴重時，可將硫酸石膏添加比例提高至12%-15%，石灰添加比例提高至10%-12%。同時，通過添加適量的增粘劑，如高分子聚合物等，改善土壤顆粒間的連接，提高土壤的力學性能。對于酸性土壤，在S-GS碳化固化處理前，先添加適量的石灰調節土壤pH值至中性或弱堿性，為后續反應創造良好條件。在土壤初始pH值為5.0的酸性土壤中，可按照土壤質量的3%-5%添加石灰，將土壤pH值調節至7.0-7.5左右，再進行S-GS碳化固化處理。在碳化工藝優化方面，應合理控制碳化時間、二氧化碳濃度和溫度。根據不同的土壤條件和工程要求，制定個性化的碳化方案。對于污染程度較輕、對土壤力學性能要求相對較低的場地，可適當縮短碳化時間，將碳化時間控制在14-21天之間，同時降低二氧化碳濃度至15%-20%，并將反應溫度控制在25-30℃。這樣既能保證一定的碳化固化效果，又能降低成本。而對于污染嚴重、對土壤力學性能要求嚴格的場地，則需要延長碳化時間至21-28天，提高二氧化碳濃度至25%-35%，并將溫度控制在30-35℃，確保碳化固化反應充分進行，滿足工程需求。通過改進碳化設備和工藝，提高二氧化碳的利用率，減少能源消耗。采用高效的二氧化碳循環利用系統，使未反應的二氧化碳能夠回收再利用，降低生產成本。在實際應用中，還需考慮與其他治理技術的協同應用。S-GS碳化固化技術可與生物修復技術相結合。先采用S-GS碳化固化技術對污染土進行初步處理，降低重金屬的遷移性和生物有效性，然后種植對重金屬具有一定耐受性和富集能力的植物，進一步去除土壤中的重金屬。在某Cd-Pb污染場地，先進行S-GS碳化固化處理，使土壤中重金屬的有效態含量降低，再種植遏藍菜等超累積植物，經過一個生長周期后，土壤中Cd和Pb的含量又分別降低了10%-15%。S-GS碳化固化技術也可與化學穩定化技術協同使用。在S-GS碳化固化處理過程中，添加適量的化學穩定劑，如磷酸鹽等，進一步增強對重金屬的固定效果。在處理Cd-Pb污染土時，添加適量的磷酸氫二銨，可使土壤中Cd和Pb形成更穩定的磷酸鹽沉淀，提高重金屬的固化效果。為確保S-GS碳化固化技術在實際工程中的有效應用，還應加強質量控制和監測。建立完善的質量控制體系，對原材料的質量、配比準確性、碳化工藝參數等進行嚴格把控。在工程實施過程中，定期對處理后的土壤進行力學特性、重金屬含量等指標的監測，及時發現問題并調整處理方案。在某工程中，定期對處理后的土壤進行采樣檢測，根據檢測結果調整硫酸石膏和石灰的添加比例，確保工程質量穩定可靠。七、結論與展望7.1研究主要結論本研究通過系統的實驗和深入的分析，全面探究了S-GS碳化固化技術對Cd-Pb污染土力學特性的影響規律及作用機理，取得了以下主要研究成果：力學特性變化規律：S-GS碳化固化處理后，Cd-Pb污染土的壓縮剪切強度、抗拉強度顯著提高，密度增大，孔隙率減小。隨著硫酸石膏和石灰添加比例的增加，以及碳化時間的延長，土壤的力學性能提升效果更為明顯。在碳化時間為21天，硫酸石膏和石灰添加比例均為10%時，土壤的粘聚力達到26.3kPa，內摩擦角增大至29.2°，抗拉強度提高到23.6kPa，密度增大到1.97g/cm3，孔隙率減小至32.8%。然而，土壤的排水性能變差，滲透系數降低，這可能對土壤的透氣性和生態環境產生一定影響。作用機理：在S-GS碳化固化過程中，石灰與水反應生成氫氧化鈣，氫氧化鈣與硫酸石膏反應生成鈣礬石，同時氫氧化鈣與二氧化碳發生碳化反應生成碳酸鈣。這些新生成的物質填充了土壤孔隙，增強了土壤顆粒間的連接，從而提高了土壤的力學性能。通過SEM觀察和XRD分析，清晰地揭示了新物質的生成及其對土壤微觀結構