水泥固化体（精选八篇）
水泥固化体 篇1
用于放射性废物固化的基材有许多种, 由于水泥固化具有工艺和设备简单、投资和运行费用低及固化体性能较好等优点, 被广泛地用于低、中水平放射性废物固化整备中[1]。放射性浓缩液是核电产生的化学废液通过蒸发浓缩而成, 我国大部分核电站都采用桶内水泥固化工艺对其产生的浓缩液、废树脂等进行整备。大部分核电厂采用200L或400L钢桶对浓缩液、废树脂水泥固化体进行包装;根据国标GB16933—1997《放射性废物近地表处置的废物接收准则》要求, 送处置场的废物包装体的机械稳定性和抗浸出性必须满足GB14569.1—2011《低、中水平放射性废物固化体性能要求—水泥固化体》的要求。为此, 按照国标GB14569.1—2011和国标GB/T7023—2011《放射性废物固化体长期浸出试验》规定的程序和要求, 对所开发配方的固化体试样开展了机械性能、抗水性、抗冻融性的性能检测, 以验证所开发的配方是否满足固化浓缩液的要求。
1 配方研制与试验块的制备
1.1 试验设备及所用材料
主要设备及材料:压力试验机, 冷阱, 手套箱, 通风, 有机玻璃试模, 一次性防护用品等。
溶液配制工具:烧杯, 搅拌棒, 容器 (1L带盖广口塑料瓶) , 恒温水浴锅, 酸度计, 精度为0.1g的电子天平。
化学试剂:去离子水, Na OH, Na NO3, Na3PO4, H3BO3, Ca (NO3) 2·4H2O。
1.2 模拟浓缩液的配制方法
一般模拟浓缩液的配制方法如下:
1) 在容器中加入所需要的蒸馏水, 放入恒温水浴锅中保温至55℃;
2) 按照含硼模拟浓缩液的配制表 (见表1) , 分别称取一定量的组分加入溶解容器中, 搅拌加热溶解;
3) 计算溶液的总盐分并记录;
4) 测定溶液的p H值并记录;
5) 将配制合格的溶液置于55℃左右的恒温水浴中, 待用, 见图1和图2。
含硼4.4%模拟浓缩液的配制方法:将307.2g H3BO3加入到733.5m L温度为55℃的水中;在磁力搅拌的情况下加入45.7g Na OH, 随后依次加入33.6g Na3PO4·12H2O、100g Na NO3、1.4g Ca (NO3) 2·4H2O。计算模拟浓缩液的密度约为1.22g/cm3。
1.3 配方研制步骤与结果
1.3.1 配方研制步骤
1) 按照事先计算好的配比量, 称量好水泥、模拟浓缩液、水和石灰的量, 放置备用。
2) 准备好水泥胶砂搅拌机、p H计提前预热30min, 准备好水泥浆流动度和标准稠度测量仪。
3) 往水泥搅拌锅中加入称量好的石灰, 然后加入模拟浓缩液, 先人工用玻璃棒搅拌1min, 然后开动搅拌机, 搅拌15min后加入少量的水。
4) 缓慢加入水泥, 保持整个水泥在15min内加入完毕, 在加入的过程中, 根据水泥浆的标准稠度加入剩下的水。
5) 水泥加完毕后, 再搅拌5min, 测定水泥浆的流动度、标准稠度用水量、初凝时间和终凝时间。
6) 将水泥浆加入事先准备好的模具中, 振实、刮平, 制备水泥固化块。
7) 将制备好的水泥固化块放入恒温恒湿养护箱中, 养护备用。
模拟浓缩液影响水泥水化反应的原理:
在水泥固化放射性硼酸废液时, 水泥中的氧化钙成分极易与硼酸盐形成硼酸钙结晶, 并且包覆于水泥颗粒的表面, 隔绝水泥颗粒与水的接触, 使水泥成分不易溶出进行水化反应, 产生固化阻滞效应, 这就是硼酸被当作混凝土硬化阻滞剂的主要原理, 这种效应也会导致硼酸废液的水泥固化效果不佳。主要的化学反应式为:
1.3.2 配方结果
通过多次正交试验最终确定的配方见表2。
配方研究结果分析与讨论:
1) 试验研究表明, 在模拟浓缩液水泥固化体的配方研制过程中, 应先让模拟浓缩液与石灰充分反应生成硼酸钙的沉淀, 根据理论计算以及文献中配方研制的经验表明, 石灰/水泥约为0.1, 即石灰的含量应占到整个固化体质量的2%~6%, 但是石灰的量不能太多, 随着石灰量的增加, 水泥固化体会变稠, 流动度达不到要求, 并且会影响固化体的抗水性。
2) 模拟浓缩液与石灰反应时间应该加长, 试验过程中要使石灰与模拟浓缩液充分搅拌反应15min后, 才开始加入水泥。
3) 模拟浓缩液中的硼含量过高导致固化体变酥, 建议模拟浓缩液的硼含量应小于4.4%为宜。
4) 配方中的水灰比应该在0.40~0.50之间为宜。
2 试验块的制备与性能测试
2.1 机械性能检测
2.1.1 抗压强度
经28d养护后的固化块脱模后试样尺寸为Φ50mm×50mm。将试样上端面磨光, 去粉尘后称重, 用游标卡尺准确测量其直径和高度。将固化块样品置于带封口的塑料袋内, 在压力试验机上进行测试, 注意不要将塑料袋压破。
2.1.2 抗冲击性
将养护28d后的废物固化块试样置于带封口的塑料袋内并从9m高处垂直自由下落到混凝土地面上, 观察试样破碎情况 (出现棱角小碎块和裂纹不作为破碎看待) 。
2.2 抗浸泡性
将试样放入浸泡容器内, 加水在25℃条件下浸泡, 浸泡时间不少于90d, 观察水泥固化块是否破碎。不破碎者测抗压强度。
2.3 抗冻融性
将经过28d养护后放在密闭塑料袋中的试样置于冷冻箱中, 在-15~-20℃下冻结3h后取出试样, 立即放在15~20℃的水槽中融解, 融解时间不小于4h。融解完毕后该次冻融循环结束。每块水泥固化体试样至少进行5次冻融循环, 然后测定其抗压强度。
3 性能检测结果及分析
3.1 机械性能
3.1.1 抗压强度
抗压强度检测结果见表3。
MPa
从表3可以看出, 4种水泥固化块的抗压强度都大于7MPa, 都满足国标GB 14569.1—2011规定的要求。
3.1.2 抗冲击性
CL1~CL4 4个系列水泥固化块的抗冲击性较好, 6个试样中只有1个在坠落试验后破碎。
3.2 抗浸泡性
按国标GB14569.1—2011的规定, 抗浸泡性试验至少要进行90d。抗浸泡试验结果见表4。
注:*抗浸泡性试验检测到的抗压强度均值与表3的抗压强度均值相比较, 下同。
从表4可以看出, 4个系列水泥固化块在抗浸泡性试验后的抗压强度仍都大于7MPa, 经90d浸泡后其抗压强度损失都不大于25%, 满足国标GB14569.1—2011要求。
3.3 抗冻融性
抗冻融性试验结果见表5。
从表5可以看出, 4个系列水泥固化块在经5次冻融循环后其抗压强度仍都大于7MPa, 抗压强度损失都不大于25%, 均满足国标GB14569.1—2011规定的要求。
4 结论
开发了模拟浓缩液水泥固化配方, 并对开发的4个系列的水泥固化体的机械稳定性 (抗压强度和抗冲击性) 、抗浸泡性及抗冻融性进行了检测, 均符合放射性废物安全要求, 可以开展工程试验验证。
摘要：开发了模拟浓缩液固化体水泥固化配方并制备了水泥固化块, 按照GB14569.1—2011《低、中水平放射性废物固化体性能要求—水泥固化体》和GB/T7023—2011《放射性废物固化体长期浸出试验》的程序, 对模拟浓缩液固化体试样进行了性能检测。结果表明:固化体的抗压强度、抗浸泡性和抗冻融性均符合GB14569.1—2011的要求;所开发配方的水泥固化体的性能符合放射性废物安全要求, 配方可用于实际水泥固化浓缩液。
关键词：水泥固化体,抗压强度,抗冻融性
参考文献
焚烧飞灰水泥固化技术研究 篇2
焚烧飞灰水泥固化技术研究
摘要：对利用水泥固化技术处理城市垃圾焚烧飞灰的效果进行了实验研究,分析了焚烧飞灰的主要化学组成,考察了水洗预处理对飞灰组成及固化效果的影响,研究了不同水泥/飞灰配比下所制得固化块的机械性能和重金属浸出毒性结果表明,焚烧飞灰主要元素包括Cl、Ca、O、K、S、Na等,此外还含有一定量的重金属包括Zn、Pb、Cu、Cd和Cr等.经过水洗预处理,焚烧飞灰中的.可溶性盐类大大减少,飞灰固化块的强度得到了一定的提高,重金属浸出毒性则有明显的降低,预处理飞灰所制固化试块在养护28d后其重金属浸出毒性都能达到相应的控制标准,其中重金属Pb浸出浓度比原灰所制固化块降低了11%(飞灰添加量20%)～59%(飞灰添加量80%);随着水泥添加量的增加,飞灰固化块的抗压强度也随之提高.添加60%水泥的固化块在养护28d时的抗压强度最高,达425 N・cm-2;预处理飞灰固化块有着较强的抵御环境变化能力,重金属浸出毒性在pH值1～13的范围内都比较稳定.作 者：蒋建国 赵振振 王军 张妍 杜雪娟 JIANG Jianguo ZHAO Zhenzhen WANG Jun ZHANG Yan DU Xujuan 作者单位：清华大学环境科学与工程系,北京,100084 期 刊：环境科学学报 ISTICPKU Journal：ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE 年，卷(期)：, 26(2) 分类号：X705 关键词：飞灰 水泥固化 抗压强度 浸出毒性钕(钇)-独居石固化体的研究 篇3
关键词：独居石,钕,钇,核废物
随着核工业在军用和民用方面的发展,产生了大量的放射性废物,放射性物质对生态环境会造成严重的危害,尤其是高放废物(HLW),放射性强,持续时间久[1,2]。目前高放废液有两种处理方法:一种是先分离-嬗变,把长寿命和高放射性的核素分离出来,将其嬗变成短寿命或者稳定核素。然后将短寿命核素和中、低放废物进一步处理。由于高放废物的分离-嬗变比较困难,且分离过程中产生的二次废物量太大,所需要的费用多,从近期风险和费用代价评价,不够合理。另一种直接固化处理,需要选择稳定性很高的固化介质,进行长期的固化处置。根据以上两种方法处理,都需要能够长期稳定存在的固化体[3,4]。
20世纪80年代以来,对陶瓷固化高放废物方式进行了大量研究。研究证实陶瓷固化体可以稳定的包容高放废物,并且陶瓷固化体具有很高的物理、化学、抗辐射稳定性,晶格固化体中放射性物质孤立、稳定、有很强的隔离放射性核素的能力,放射性核素的浸出率低。在高温和高湿度的环境中,晶格固化体也不会受到严重损害,自退火作用增强,浸出率不会显著增加;根据地球化学理论,在自然界存在几万到几亿年的含有稳定放射性核素的矿物体[5,6,7,8]。
本文主要以独居石为掺杂基体模拟固化锕系元素,独居石的主要成分为(Ce,La,Nd,Th)(PO4)的磷酸盐矿物,单斜晶系,晶体为板状或柱状[9],是所有稀土矿物中最稳定的一种,在空气中加热到1700 ℃也不分解。在独居石结构中,P原子位于略有畸变的孤立的[PO4]四面体中心,Ce,La等位于[PO4]四面体包围中,常有U、Th、Pu等类质同象元素取代Ce,La的位置[10]。
1 实验部分
1.1 实验药品及仪器
六水硝酸铈(Ce(NO3)·6H2O)、硝酸钕(Nd(NO3)·6H2O)、硝酸钇(Y(NO3)·6H2O)、磷酸(H3PO4)、氢氧化铵(NH4OH)、聚乙二醇6000。
陶瓷纤维马弗炉(TM-0617P),北京盈安美诚科学仪器有限公司;电子分析天平(AR1140),奥豪斯国际贸易有限公司;真空干燥箱(DZG-6050D),上海森信实验仪器有限公司;冷压片机(FY-24),天津思创精实科技发展有限公司;粉晶X射线衍射仪(D8 Advance),德国Bruker公司;场发射扫面电子显微镜(JSM-6700F),日本电子(JEOL);电子探针显微镜(JXA-8100),日本电子(JEOL))。
1.2 实验过程
按Nd(Y)元素掺杂量为10wt%的条件下计算所需原料的质量,分别将称量好的硝酸盐溶解、混合,其次加入调节好pH值的磷酸和氨水的混合液中,边加入边搅拌,此时有白色沉淀产生,再对沉淀物进行过滤,然后烘干研磨,得到的粉末在700 ℃进行煅烧1 h,烧结温度1300 ℃和1250 ℃保温3 h最后得到(Ce,Nd)PO4,(Ce,Y)PO4固化体,最后对所得固化体进行化学成分、表面形貌和微观结构进行分析。
2 结果分析及讨论
2.1 独居石固化体 XRD分析
图1中的A曲线为粘结剂加入量为5wt%,压片压力12 MPa,烧结温度1300 ℃,保温时间3 h条件下制备的钕-独居石固化体的XRD图谱分析, B曲线为粘结剂加入量为10wt%,压片压力10 MPa,烧结温度1250 ℃,保温时间3 h条件下制备的钇-独居石固化样品的XRD图谱分析。对比标准图谱可知两个样品中含有与标准卡对应的矿相组成#83-0652(独居石CePO4)、#44-1001(CeO2)两个相,其中钕-独居石固化体中有与标准卡对应的矿相组成((Ce、La、Nd)PO4)相,对应的衍射峰尖锐且强度很高,说明合成的独居石固化体晶体发育良好,结晶程度很高。相比之下钇-独居石固化体衍射峰强比较低,也没有((Ce,Yd)PO4)相,说明钇元素没有掺杂到独居石结构中。
2.2 钕-独居石SEM分析
图2是钕-独居石固化体的断面二次电子图像,从图中可以看出合成的固化体为层片状,结构紧密,空隙较少,晶界清晰,结晶良好。
图3为钇-独居石固化体断面的背散射像,从图3可以看出样品的结构比较疏松,晶界也不明显。
2.3 钕-独居石EPMA分析
对钕-独居石固化体矿相组成进行电子探针分析,如图4所示,在样品上随机取1、2两个点位,测定两点的化学组成,其定量分析结构如表1所示,亮点1主要矿物组成为P2O5和Ce2O3,重量百分比为32.36和62.16%,还有很少量的Nd2O3;暗点2样品主要的矿物组成为P2O5和Ce2O3,重量百分比为13.93%、46.53%,还含有4.92%的Nd2O3。结合XRD分析钕-独居石样品含有CePO4相、掺杂元素Nd存在(Ce、La、Nd)PO4和(Nd、Ca、Ce)PO4中,三种独居石矿物相,与X射线衍射分析相符。而表2对应的钇-独居石电子探针化学成分分析表,从表2中我们看不到Y元素的含量,说明此固化体中没有钇元素。
3 掺杂机理探讨
CePO4晶体结构属于ATO4型,其中A位较容易被取代形成APO4,但并不是所有的三价四价的离子都可以取代Ce的位置,从以上的实验可以得出Y3+不可以替代核废物中的放射性元素固化到CePO4 的晶格结构中,而Nd3+可以做为替代元素掺杂到CePO4的晶格结构中。
3.1 离子半径
以rCe和rNd分别代表三价的铈和钕离子半径,Ce3+半径rCe为103 pm,Nd3+的离子半径为99.5 pm,根据Hume-Rothery提出的经验定律计算如下:
Nd3+和Ce3+的离子半径差和溶质原子半径之比介于0~15%之间,可以形成无限置换型固溶体。因此CePO4对Nd元素的包容量理论上可无限大。
rY代表三价的钇离子半径,Y3+的离子半径为90 pm,根据公式Y3+和Ce3+的离子半径差和溶质原子半径之比略小于15%,形成无限置换型固溶体的可能比较小。因此CePO4对Y元素的包容量理论上没有Nd元素的大。
3.2 电负性的影响
元素的负电性是指这个元素的原子在异类原子的集合体中或分子集合体中吸引电子作为自身所有的能力。溶质原子与溶剂原子的负电性相差很大,即两者之间化学亲和力很大,则容易形成较稳定的化合物,如果负电性差值不大,则随负电性差值增加,异种原子间的亲和力加强,有利于增大固溶度。Nd的负电性1.14,Ce的负电性为1.12,Y的负电性为1.22,因此钕和铈容易取代形成稳定的化合物。
3.3 晶型结构
独居石(CePO4,钍石型结构)为单斜晶系,而磷钇矿(YPO4)与锆石结构相同为四方晶系,晶体的化学结构不同,因此不能将钇元素固化到独居石的晶格结构中。而磷酸钕晶体为单斜晶系,与独居石的晶体化学结构相同,所以钕元素可能作为三价的锕系模拟元素固化到独居石的晶格结构中形成连续的置换型固溶体。
4 结 论
(1)采用共沉淀法,在粘结剂的加入量为5wt%,冷压压力12 MPa,烧结温度1300 ℃,保温时间3 h的条件下合成了钕-独居石陶瓷固化体。
(2)制备的钕-独居石陶瓷样品以CePO4 相为主,有(Ce、La、Nd)PO4掺杂相,固化体的结构紧密,空隙较少,结晶程度较好,晶体结构清晰,晶体形状为层板状。
(3)采用共沉淀法,在粘结剂的加入量为10wt%,冷压压力10 MPa,烧结温度1250 ℃,保温时间3 h的条件下未能合成钇-独居石陶瓷固化体。
(4)由于Nd3+与Ce3+的离子半径较接近,磷酸钕晶体与独居石的晶体化学结构相同,符合形成固溶体的条件并且能够得到连续型固溶体。磷酸铈和磷酸钇的晶系结构不同,不具备形成固溶体的条件,所以钇元素不能掺杂到磷酸铈的晶格结构中。
参考文献
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水泥改性淤泥固化土的土—水特性 篇4
关键词：淤泥固化土,SWCC模型,水泥,压实度
0 引言
与工程相关的淤泥疏浚和淤泥处理的社会需求逐渐增强, 但由于淤泥强度低, 难以直接将其应用于工程。因此, 将淤泥进行加固处理对于工程建设和环境保护都有着非常重要的意义[1,2,3,4]。目前, 国内外对淤泥资源化利用的方法主要有以下四种方法:吹填造陆、物理脱水、热处理和固化处理[2]。其中, 应用最普遍的是掺入固化剂进行改性处理。姬凤玲等[3]采用固化及轻量化处理技术开发再生土工材料, 具有广阔的应用前景。根据室内试验, 研究了不同配比的淤泥固化土和轻量化土的无侧限抗压强度和密度, 并分析了固化和轻量化的强度形成机理。王东星等[4]通过研究大掺量粉煤灰固化淤泥土进行试验, 认为固化土无侧限抗压强度和抗拉强度均有不同程度增加, 且水泥掺量越大, 养护龄期越久, 强度和弹性模量越大。经分析可知:已有研究多集中探讨单一方法或两种改性剂混掺的固化效果, 多种固化剂混掺固化淤泥的研究报道相对较少。
路基土一般属于非饱和土范畴, 因此其强度和变形特性需从非饱和土力学角度加以研究。土—水特性 (SWCC) 是非饱和土基本特性之一, 目前国内外针对不同天然土类已经进行了相当多的研究。但针对改性淤泥固化土, 其工程性质受改性剂掺量、养护龄期和压实度等因素影响, 因此, 有必要深入研究淤泥固化土SWCC特性及其预测模型。
本文通过大量非饱和土试验, 分析压实度、养护龄期和水泥掺量等复杂因素影响下改性淤泥固化土SWCC演化规律;考虑非饱和土体积变形的影响, 推导改性淤泥固化土的SWCC模型;以水泥掺量和压实度 (初始孔隙比) 等指标作为影响参数, 得到了改性淤泥固化土的SWCC预估模型;通过不同水泥掺量和不同压实度下改性淤泥固化土土—水特征曲线试验数据, 进一步验证预估模型的合理性。
1 试验仪器与试验方案
武汉东湖通道工程穿越国家4A级风景区东湖, 隧道采用明挖法施工, 产生高达80万m3的淤泥质土。该工程采用化学固化剂、机械脱水 (形成泥饼) 和水泥改性等复合处理方法对淤泥土进行加固处理, 形成水泥改性淤泥固化土, 将其用作该工程路基填料, 可实现资源化利用。本研究采用武汉大学岩土实验室Transient Release and Imbibitions Method (TRIM) 测试系统进行SWCC试验, 记录试验过程中天平所测得的溢出水量与时间关系曲线。根据其边界条件与试样及陶土板参数, 通过HYDRUS-1D软件拟合实验数据曲线, 通过反算, 可获得SWCC模型 (V-G模型) 参数[5,6]。
根据项目前期试验结果, 本试验采用水泥掺量8%的改性淤泥固化土试样[7], 其最大干密度为1.55 g/cm3, 最优含水率约25%。采用击样制样法, 制备直径61.8 mm、高度25 mm的圆柱环刀样, 试样压实度分别为98%, 96%, 94%和92%。水泥改性淤泥固化土试样养护条件为温度 (20±1) ℃、湿度98%, 养护龄期分别为7 d, 14 d和28 d等三种养护时间。
2 试验结果与分析
2.1 水泥改性剂对SWCC的影响
96%压实度下, 无水泥与8%水泥掺量改性淤泥固化土的SWCC如图1所示, 分析所得计算参数如表1所示。根据图1和表1, 经分析可知:
1) 水泥改性淤泥固化土试样的饱和体积含水率较低。这是由于水泥掺入固化土后, 产生水化反应并生成水化产物。水化产物与土颗粒相结合, 土颗粒表面的水泥反应产物可将土颗粒包裹, 形成较大的胶结颗粒, 使土体中的孔隙减小。
2) 素淤泥固化土曲线斜率的绝对值比改性淤泥固化土大, 这充分说明素淤泥固化土持水性更差。事实上, 对于斜率较大的SWCC曲线, 其V-G模型[8]的拟合参数n值较大, 这表明其孔径分布更均匀。这是由于水泥与土颗粒的结合不仅附着于土颗粒表面, 还会通过水化产物形成空间网状结构, 这样可导致孔径的分布更为集中于某些尺寸, 从而使水泥改性淤泥固化土的n值较小, 孔径均匀性更差。
2.2 养护龄期对SWCC的影响
在8%水泥掺量, 96%压实度条件下, 不同养护龄期的改性淤泥固化土的SWCC如图2所示。分析图2可知:不同养护龄期下改性淤泥固化土的SWCC曲线比较接近。这表明:当养护龄期达到7 d后, 养护时间的延长对SWCC的影响并不大。究其原因, 这是由于水泥能够与水发生水化反应, 形成水化铝酸钙和硅酸钙等胶结产物, 水泥水化物易溶于水, 只有少量析出的水化物相互凝结硬化形成水泥石骨架。随着水泥水解和水化反应的深入, 大量钙离子析出, 在偏碱性的环境中, 这些多余的钙离子和土体中氧化硅、氧化铝发生反应, 生成稳定不溶于水的结晶化合物。这些新生结晶化合物逐渐硬化固结, 使改性淤泥固化土内部结构趋于稳定, 孔隙结构不发生变化, 且不受养护龄期影响。
2.3 压实度对SWCC的影响
8%水泥掺量下, 各养护龄期对应不同压实度下改性淤泥固化土的SWCC曲线, 如图3所示。由图3可知:随着压实度增大, 土体进气值和残余含水率随之增大, 但饱和含水率有所减小。经分析可知, 这种现象主要是由于压实度增加导致土颗粒变得更加致密, 最大孔隙的曲率半径随之减小;同体积下土颗粒短程吸附力所吸附的孔隙水含量显著增加, 引起土样的进气值和残余含水率增大;同时, 孔隙比减小使饱和状态下水的体积减小, 导致土体饱和含水率降低。
3 改性淤泥固化土的SWCC预估模型
3.1 水泥掺量对模型参数的影响
由上述分析可知, SWCC受多种因素影响, 而从微细观层面来讲, 主要由土的孔隙结构所决定[9], 因此, 本研究采用Van Genuchten模型 (如式 (1) 所示) 描述水泥改性淤泥固化土的SWCC特征。
其中, θr为残余体积含水率;θs为饱和体积含水率;a为模型拟合参数, 与土体的最大孔径有关, 约为进气值的倒数;n为模型拟合参数, 与土体的孔径分布有关;m为模型拟合参数, 与土体特征曲线的整体对称性有关, 通常取m=1-1/n。
在掺入水泥后及养护过程中, 水泥水化反应产生的胶结产物与土颗粒相结合, 进而填充土颗粒之间的孔隙, 从而改变了土颗粒之间的孔隙结构。另外, 压实度的不同将直接影响土体孔隙比。因此, 水泥掺量和压实度都能改变初始孔隙比, 进而影响SWCC特征。
1) 反映水泥掺量影响的改性淤泥固化土初始孔隙比的预估。黄新等人[10]指出, 水泥掺量对固化土的结构影响主要来源于胶结和孔隙填充。从其建立的复合土颗粒堆积模型可以看出:固化土中水泥含量较少时, 在土颗粒间主要为胶结作用;当水泥充分覆盖于土颗粒表面后, 继续填充土颗粒之间孔隙, 孔隙率与土体和水泥的堆积体积相关。因此, 随着水泥掺量增加, 土的初始孔隙比会减小。本试验采用96%压实度试样, 在不同水泥掺量下养护28 d后, 量测试样的初始孔隙比, 结果如图4所示。
分析图4可知, 水泥掺量从0%增加至8%, 初始孔隙比随水泥掺量近似呈线性减小。因此, 可以得到如下拟合公式:
其中, x为水泥掺量;e0 (x) 为水泥改性淤泥固化土的初始孔隙比;k1, k2均为拟合参数;ec为该压实度下无水泥的素淤泥固化土的初始孔隙比。将试验数据进行线性拟合, 分析可得到k1=-1.006, k2=0.002。
2) 初始孔隙比对SWCC模型参数的影响。在8%水泥掺量和28 d养护龄期条件下, 不同压实度 (初始孔隙比) 下的模型参数a, n的数值随初始孔隙比的变化规律如图5所示。
经分析可知:试样初始孔隙比 (e0) 越大, 即压实度相应越小, 则相应大孔隙所占比重越大, 导致进气值越小, 即a值就越大。相关文献分析结果表明[11,12,13,14,15], 进气值的自然对数与初始孔隙比呈近似线性关系, 具体数学关系模型如式 (3) 所示。
分析图5数据, 进行拟合分析后计算参数A和B的数值, 即分别为3.366×10-3和4.898。据此, 可以建立如式 (4) 所示数学关系:
其中, n值反映了孔径大小分布的均匀性, n值越大表明土样的孔隙分布越均匀[11]。对n值变化的函数关系进行拟合, 参数C和D的拟合值分别为2.694和1.449, 即所得关系式如式 (5) 所示。
3.2 改性淤泥固化土的SWCC模型
综合以上几个关系式, 经分析计算, 可得反映水泥掺量影响的改性固化淤泥土的SWCC预估模型, 如式 (6) 所示。
其中, θr为残余体积含水率;θs为饱和体积含水率;x为水泥掺量;e0 (x) 为水泥固化土的初始孔隙比。
3.3 预估模型的试验验证
为验证预估模型 (见式 (6) ) 的准确性, 需要再次进行改性淤泥固化土试样的SWCC试验。试验参数如下, 试验 (一) :养护龄期为28 d, 2%水泥掺量, 92%, 94%, 96%和98%等4种不同压实度;试验 (二) :压实度为92%, 2%, 4%, 6%和8%等4种不同水泥掺量, 测量对应压实度下的素固化土孔隙比。
图6为92%压实度、不同水泥掺量对应的改性淤泥固化土28 d养护后的SWCC曲线, 拟合参数值如表2所示。分析后可知:初始孔隙比e0和a值的预估值和实测值的最大差值分别为0.013和0.002 7, 而n的预估值与实测值则十分接近。
图7为2%水泥掺量下, 不同压实度的改性淤泥固化土的SWCC曲线特征。根据表3可知, 初始孔隙比e0和参数a的预估值和实测值的最大差值分别为0.013和0.002 1, 而n的实测值与预估值的最大差值为0.12。也就是说, 本文所给出的预估公式是比较合理的。
4 结语
水泥固化体 篇5
放射性固体废物因其特殊性和敏感性, 其处理和处置一直以来都是公众极为关注的问题。目前, 国内在运和在建压水堆核电项目上, 中、低水平放射性固体废物厂内处理普遍采用了水泥固化处理工艺。随着核电厂废物处理技术和管理水平的不断提高, 国家相关法规和标准也日趋严格, 通过各种有效手段减少最终放射性固体废物的产生量, 在一定程度上会大大降低废物最终处置的费用, 具有极高的环境、社会和经济效益。
为了更好的满足“ALARA原则”和国家核安全局文件 (国核安函[2007]28号) 以来的监管要求[1], 实现废物最小化的设计目标, 核电新建项目必须通过严格的废物监督管理, 减少固体废物的输入, 进一步改进普遍应用的固体废物水泥固化处理设施。
本文将重点介绍国内新建压水堆核电厂水泥固化线系统为实践“ALARA原则”, 进一步推动落实废物最小化而采取的主要改进措施, 并对该改进的合理性和实际意义加以分析。
2 在运核电厂水泥固化系统现状
国内在运压水堆核电厂固体废物处理系统为两个机组共用系统, 实现中、低水平放射性固体废物的收集、整备、处理、暂存等基本功能。核电厂固体废物按来源分为工艺废物和技术废物两大类。水泥固化线则用于处理核电厂产生的工艺废物, 这些废物主要包括以下几类: (1) 水处理系统产生的废树脂。 (2) 水处理系统产生的过滤器芯子。 (3) 放射性浓缩废液、废水收集系统淤泥。
参考核电厂在固体废物处理上基本沿用上个世纪70年代法国核电厂的水泥固化处理技术, 即采用混凝土桶包装, 桶内批次搅拌的固化工艺。固化线主要由五个站位组成:1号和2号站负责空容器和盛装废物后的容器的转运, 3号站负责废滤芯的混凝土浇注、振实, 4号站负责废树脂和浓缩液的水泥固化, 5号站负责废滤芯的接收。该工艺采用的是C1-C4四种型号的混凝土桶 (壁厚在150~400mm) , 搅拌采用桶内搅拌, 系统控制采用就地控制[2,3]。
2.1 参考核电厂水泥固化系统运行情况
目前参考核电厂废物管理系统运行情况较好, 废物产生量基本稳定, 最近几年废物体的产生量基本维持在70m3/机组·年左右, 为法国同时期堆型中运行业绩较好的, 但是该值距URD的50m3/机组·年的目标值还有一定差距[3,4]。
依据目前的国内外应用情况和运行经验反馈, 参考电厂采用的处理技术主要存在以下显著问题: (1) 采用混凝土桶包装放射性废物, 增容比较大。使得后续废物体的运输、暂存和处置费用都有显著升高。 (2) 桶内搅拌方式使得废物的装桶率相对较低。桶内搅拌方式使得废物桶装桶率很难达到85%以上, 这将进一步提高增容比。 (3) 固化配方的包容率相对较低。由于采用混凝土固化配方需要有砾石、沙作为骨料, 使得所处理的废物包容率较低, 同时搅拌浆使用寿命较短, 需定期更换。 (4) 传统搅拌方式存在易飞溅而造成二次污染的问题, 系统运程控制程度较低, 对操作人员的剂量照射较大。
因此, 基于参考电厂水泥固化线存在的以上不足, 急需在新建核电厂中引入更先进的处理技术。该技术需在废物最小化、提高废物装桶率和包容率、降低人员剂量等方面做出适当完善和改进。
3 新建核电机组水泥固化系统的主要改进项
新建核电机组依据国家核安全局文件 (国核安函[2007]28号) 要求:根据放射性废物最小化原则, 明确废物最小化目标值, 制定废物最小化具体措施。对第二代改进型核电项目的废物处理工艺进行了优化, 系统的处理效率更高, 增容比显著降低, 二次污染较少, 在安全、经济方面有明显改善。
3.1 固化配方改进
固化配方方面的改进主要采取了, 由目前应用较为广泛的水泥固化取代原有的混凝土固化技术。
在法国水泥固化技术中, 混凝土中添加砾石、河沙是起骨架作用, 称为骨料, 水泥和水形成水泥浆包裹在骨料表面并填充其空隙, 水泥浆硬化后则将骨料胶结成一个坚实的整体。普通混凝土中添加骨料的在一定程度上减少了水泥用量, 是混凝土具有良好的和易生, 降低混凝土温度和收缩应力[3]。
目前, 水泥固化技术减少了“骨料”, 提高了固化减容效率, 使水泥固化技术在工艺简单、废物固化体耐久性、稳定性好优点的基础上能够提高废物的包容量、减小废物固化后的体积, 水泥固化法也具有减容方面的优势。采用外加剂 (或材料) 来改善废物水泥浆的可操作性, 以及提高水泥固化体的性能。
最终废物固化体性能均能符合国标GB 14569.1和核工业标准EJ1186的要求, 抗压强度等部分参数高于国标要求。浓缩液和废树脂的废物体包容率有显著提高, 浓缩液可以达到40%以上的包容率, 废树脂可以达到近40%的体积包容率。
3.2 实现金属桶替代混凝土桶, 统一全厂废物处理用桶规格
参考核电厂放射性固体废物处理采用的包装容器为四种型号的混凝土桶, 采用混凝土桶处理浓缩液、废树脂、过滤器芯子等都存在较大的增容比, 最小的体积增容也要在5.8倍以上。在新建核电厂的水泥固化线上, 在国内首次采用了400L不锈钢金属桶对废物进行装桶, 同时统一全厂400L桶规格, 即所有使用的200L、400L桶外形尺寸需遵照EJ1042要求。该改进产生如下明显成果: (1) 采用金属桶包装后, 容器本身的增容降到了极低的水平;同时也进一步降低了废物运输、储存和处置的费用。 (2) 同时也极大的便利了QT厂房废物桶的储存和管理, 也节约了厂房的储存空间。 (3) 不锈钢金属桶包装具有较强的耐腐性, 后续处理和处置中不易破损和发生贯穿腐蚀, 易回取。 (4) 统一全厂废物桶尺寸, 利于统一规划储存和运输。
3.3 采用新的搅拌方式, 提高搅拌性能和装桶率
新建核电厂的水泥固化线上, 改过去的“门式”桶内搅拌方式为桶外连续搅拌。该搅拌器采用“行星双螺旋”方式运转, 对干湿料或除盐水的进料采用精确重量或容积定量, 400L桶桶内批量搅拌。
该改进使湿废物与水泥和添加剂在装桶前就可以得到充分的搅拌和混合, 固化体均匀性能够得到充分的保证。
提高了废物的装桶率, 使得废物桶的装桶率由过去的80%以下, 提高到95%以上, 进一步减少了最终废物体产生总量, 同时也更好的满足整个固化体的强度要求。在高的装桶率下情况下, 同时也降低了装桶过程中的废物飞溅, 避免了装桶站位的二次污染。
3.4 提高远控水平和辐射防护水平
新建核电厂的水泥固化线上, 实现系统完全PLC远程操作和视频监控, 废物桶采用自动加去盖装置进行开盖和封盖, 变普通闸门为气密屏蔽闸门, 运输中对表面剂量率超标废物桶加装屏蔽容器。另外, 废过滤器处理考虑增加铅屏蔽层, 来减少金属桶外表剂量率。
根据参考核电厂运行数据和世界其他核电厂数据核算后, 放射性废物用金属桶固化后有约10%的金属桶表面剂量超标 (>2m Sv/h, 国家标准) , 所以在系统设计中采用屏蔽运输, 既可以保证表面剂量不超标, 同时使得运输操作过程更加安全可靠。
以上设计的改进都充分的保证了运行中人员总体剂量限值, 同时也节约了运行人员的投入。
4 总结和建议
在新建核电厂上, 针对参考电厂的水泥固化线系统已经推行了固化配方、包装容器、搅拌方式、系统控制和屏蔽设计等多方面的技术改进, 这些改进已经基本实施完成。以上改进从废物体的产生和人员保护等方面全面进行了全面考虑, 已经为电厂未来的运行带来一定的经济和社会效益, 具体废物减容情况参见附图1[5]。
通过图1可以看出, 两参考核电厂产量基本上接近, 2011和2012年因为检修周期变化, 两电厂废物产量在短期内有所差异, 但是综合来看基本上维持在130m3左右;而对于新建核电厂废物的产量在65m3左右。据此可以看出, 新建核电机组水泥固化系统改进基本达到了预期值, 废物减容较为明显。
同时, 也应看到, 由于目前新建核电厂废物处理系统运行历史不长, 因此整个系统的运行和配方适应程度还需要进一步的在实践中不断的完善和优化。另外, 正在批量建造的压水堆核电机组, 在废物减容和最小化上仍需开展进一步的改进措施, 如开展源项再核查、辅助系统工艺改进、运行规程的优化等措施来从废物上游输入上进行消减和控制, 从而使新建压水堆核电能够更好的满足URD文件50m3/堆·年的睦邻要求, 成为环境更为友好型核电厂, 同时也将有利于进一步的降低废物处理、运输和最终处置的成本。参考文献
参考文献
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水泥固化体 篇6
玻璃固化是处理高放废物的主要方法, 硼硅酸盐玻璃固化体可兼顾固化体性能、处理工艺及放射性核素挥发程度等问题, 与其他玻璃相比, 它还具有废物包容量较高、熔制温度合理、能够适应废物的组分变化、辐照稳定性和化学稳定性好的优点, 在世界各国得到广泛使用, 被认为是当前高放废物固化基材的最佳选择[1]。高放核废物的硼硅酸盐玻璃固化技术是一种安全、有效、可行的方法。但是硼硅酸盐玻璃熔制温度高, 高温粘度较大, 腐蚀性大, 硼易挥发, 易分相, 从而促进析晶等缺点[2], 引起性能改变, 所以玻璃固化体要达到长期的地质处置, 它的安全性能还要需要做进一步探讨。
鉴于硼硅酸盐玻璃独特的优势, 本文在总结和研究其他高放废物玻璃的成分[3,4,5]的基础上, 将硼硅酸盐玻璃中各氧化物对玻璃固化体性能的影响归纳为Si O2、金属氧化物 (Na2O+K2O+Li2O+Ca O+Zn O) 、硼铝 (B2O3+A12O3) 和Ce O2四个因素, 设计正交试验, 研究各因素对硼硅酸盐玻璃固化体结构与化学稳定性的影响。
1 实验
1.1 玻璃的熔制
以Si O2、Al2O3、H3BO3、Na2CO3、K2CO3、Li2CO3、Ca CO3和Zn O为原料 (所用试剂均为分析纯) , 以Gd2O3和Ce O2为模拟放射性核素, 将上述原料按表1计算出的表2所示的化学计量比混合均匀后置于陶瓷坩埚中, 以5℃/min的速率升温到900℃, 保温1小时后再以3℃/min的速率升温至1200℃保温2 h。将熔融后的部分玻璃液浇铸成l cm×l cm×1 cm的块体, 供浸泡实验用;将另一部分玻璃液水淬后用行星球磨机球磨8小时, 所得粉体用于其他性能表征。
1.2 样品的结构表征与性能测试
取粒径小于45μm的玻璃试样粉末, 红外分析采用KBr压片法, 用270-30红外光谱仪在波数为2000~400 cm-l范围内进行红外吸收光谱 (FTIR) 测试。
化学稳定性的测试:用溶解速率法 (DR) 测定玻璃固化体的化学稳定性, 即MCC-1静态浸出法对所制备的样品进行浸泡, 在浸泡过程中始终不更换浸泡剂。由以下公式计算得到样品的质量损失速率[6]:
注:表中w Si为Si O2的质量百分比;Rm为 (Na2O+K2O+Li2O+Ca O+Zn O) 和 (B2O 3+A12O3) 的摩尔比;Rw为A12O3和B2O3的质量比;w Ce为Pu的模拟废物Ce的氧化物Ce O2的质量百分比, 与Gd2O3的质量百分比相同。实验固定重量比Na2O∶K2O∶Li2O∶Ca O∶Zn O=7∶3∶3∶4∶3。
DR=ΔW/ (SA×t)
式中, DR为块体样品的质量损失速率 (g·cm-2·min-1) ;ΔW为每个浸泡周期样品的失重 (g) ;SA为样品表面积 (cm2) ;t为浸泡时间 (min) 。
用型号为ICAP 6500 Radial的全谱直读等离子体发射光谱 (ICP-OES) 测定样品浸泡后的浸泡液中各浸出元素的含量。
用型号为Ultra 55的X射线能谱分析仪 (SEM-XEDS) 观察样品表面形貌及浸出后表面层生成的物质。
2 结果与讨论
2.1 红外光谱分析
图1为所有样品的FTIR图谱。图中在1025~1040cm-1处的较尖锐的吸收峰是Q2、Q3结构单元中Si-O-Si键的伸缩振动峰, 也是[BO4]中B-O-B的反对称伸缩振动峰, 其峰形较明显, 表明玻璃存在大量的[Si O4]四面体基团和[BO4]四面体基团;600cm-1左右出现了较弱的吸收峰是[BO4]四面体的振动吸收峰, 也是Si-O-B的弯曲振动峰;在470 cm-1左右出现了[Si O4]中Si-O-Si的伸缩振动峰, 峰比较尖锐, 进一步证明玻璃中[Si O4]四面体数量较多。
根据文献[7], 先假定Na2O提供的游离氧在供[BO3]形成[BO4]后, 余下的才用于破坏[Si O4]网络。当n (B2O3) /n (Na2O) ≤1时, Na2O提供的游离氧足够使B3+形成[BO4], 余下的游离氧用于破坏[Si O4], 出现非桥氧, 使网络断裂, 造成玻璃固化体化学稳定性降低。通过计算, 得知实验中的所有原料计算结果n (B2O3) /n (Na2O) 均大于1, 因此, 所有配合料所形成的玻璃固化体结构中游离氧较少, 结构中的氧大都用于连接网络, [BO4]和[Si O4]两种四面体结构紧密相连, 这也解释了在样品的红外光谱中, 在1411 cm-1左右的宽吸收带的[BO3]中B-O-B的反对称伸缩振动峰很微弱, 所形成的玻璃固化体中仅含有很少量的[BO3]三角体。同时, 这与600 cm-1左右出现的Si-O-B的弯曲振动峰是一致的, 增加了网络的致密度。
2.2 化学稳定性测试
玻璃的化学稳定性通过溶解速率来表征, 其主要取决于玻璃结构网络和网络连接阳离子场强的大小[8]。图2为部分样品在90℃去离子水中不同浸泡周期的失重速率曲线。所有试样浸泡后浸出液的颜色未改变, 仍为无色透明, p H值在7左右。通过测试数据分析表明4号和8号玻璃固化体在浸泡时的失重较高, 为了便于其他试样之间的比较, 相应的失重速率曲线未在途中表示出, 且红外光谱显示其谱图无明显吸收峰, 表明其结构中含有的[BO4]和[Si O4]网络基团很少, 因此其抗浸出性能很差。从图2可以看出, 所有玻璃固化体失重变化规律基本一致:在1天到7天的失重速率迅速降低, 7~28天时的失重速率降低幅度减小, 28~56天后趋于稳定。由于实验过程中始终不更换浸泡剂, 随着浸泡时间的延长, 玻璃固化体表面逐渐形成一层较致密的凝胶层, 使浸出机制发生改变, 从而使玻璃网络水解速度下降近两个数量级, 因此, 随浸泡时间的延长, 试样的质量损失速率趋于稳定。其中7号玻璃固化体 (表中wSi=52.5、Rm=0.8、Rw=0.5、wCe=2.85。) 虽在浸泡前几天质量损失速率较大, 但随浸泡时间的延长, 其质量损失速率减小最快, 在浸泡14天后, 其质量损失速率迅速减小到最小, 56天的质量损失速率约为1.49×10-8 g·cm-2·min-1, 明显低于其他玻璃固化体, 其数值与已经工业化应用与高放废物处理的数据的数量级基本一致[9], 表明其良好的抗浸出性能。
表3为样品浸泡56天后的浸出液中各浸出元素的浓度。由表中可以看出, 模拟高放废物的Ce、Gd元素的在浸出液中的浓度明显很低, 接近或低于仪器检出限 (均可视作未检出) , 说明这些配方所形成的玻璃固化体均能较好的“禁锢”高放射性核素。Pu模拟元素Ce的浸出量比Si和B等玻璃基体元素低3-4个数量级, Gd的浸出量比玻璃基体低2个数量级。但从表中同样也可以看出玻璃结构中其他自身组分元素在浸出液中的浓度相对比高, 仔细比较表中各数据, 并结合图3, 可知7号样品的元素浸出率相对最低, 说明其化学稳定性能最好。
2.3 形貌分析
所制备的玻璃固化体颜色随着氧化铈和氧化钆的加入量增多颜色逐渐加深。固化体均无明显气泡, 杂质较少, 说明所有配合料在1200℃保温2 h都能很好地澄清和均化。侵蚀较严重的1号样品和化学稳定性最好的7号样品固化体浸泡前后的形貌变化如图3所示。从图可见, 浸泡前这两个组份的固化体表面微观形貌都非常致密, 浸泡56天后, 1号样品侵蚀较严重, 但表面侵蚀较均匀, 而7号样品侵蚀程度较轻, 还存在很多保持浸泡前的形貌表面。
浸泡前玻璃固化体表面比较光滑, 无沉积物。浸泡后表面由于水的侵蚀可能附着了一层不均匀分布的沉积物变得凹凸不平, 且色泽浑浊。玻璃固化体表面沉积物的产生, 有两种可能: (1) 水化过程中直接从玻璃基体向表面的生长; (2) 从浸泡液中沉积于表面。浸泡后玻璃固化体表面出现很多小孔状结构, 为玻璃中成分被浸泡剂浸出, 再沉积或结晶于固化体的表面所致[10]。
为进一步分析玻璃固化体的表面成分, 对样品1和7做了表面能谱 (XEDS) 分析, 结果如图4所示, 表明所制备玻璃固化体表面主要元素有O、Al、Si、Ca、Na、Zn、K等。1号样品Ce和Gd浸泡前后的含量变化比较明显。浸泡前未见这两种元素的谱峰, 浸泡后有较少Ce和Gd的谱峰出现, 且Al在表面含量较浸泡前明显增多;7号样品中各种元素浸泡前后表面各元素含量变化不明显。两组样品表面Al和Si含量都较高, 这与玻璃相中的Al2O3和Si O2化学耐腐蚀性好, 有利于提高了玻璃固化体的化学稳定性的结论是一致。
3 结论
硼硅酸盐玻璃固化体由[BO4]和[Si O4]两种四面体紧密相连形成完整的网络结构, 仅含有极少量的[BO3]三角体。通过正交实验得出:当Si O2含量为52.5 wt%、 (Na2O+K2O+Li2O+Ca O+Zn O) 和 (B2O3+A12O3) 的摩尔比为0.8、A12O3和B2O3的质量比为0.5、氧化铈含量为2.85 wt%时, 制备的硼硅酸盐玻璃固化体化学稳定性较佳, 浸泡后表面被侵蚀程度最低且表面成分无明显变化, 浸泡56天后的质量损失速率仅为1.49×10-8g·cm-2·min-1, 且无模拟核素Ce和Gd浸出, 玻璃自身成分元素浸出量也相对其他成分玻璃固化体低。玻璃固化体中存在的[BO4]和[Si O4]两种四面体基团结构紧密相连, 增强了网络完整性, 玻璃固化体的化学稳定性得到进一步提高。
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不同盐分对水泥固化渍土强度的影响 篇7
固化技术是盐渍土地基处理技术中重要的方法之一, 但由于盐渍土中多种盐分的作用, 目前常用的水泥固化效果并不理想。盐渍土中各种盐分及其含盐量对水泥固化土的影响机理尚不清楚, 本研究采用对比试验方案, 通过各水泥固化渍土强度的对比分析, 探讨在盐渍土中各种盐类及其含盐量对水泥固化渍土的影响。同时采用自制固化剂G1、G2固化高含盐量、掺加多种盐分的BT土, 并与水泥固化渍土作对比, 试图找到固化高含盐量复合盐渍土的较为理想的固化剂。
1 试验材料与试验方案
1.1 试验材料
试验土样为北京某工地天然土样 (BT) , 土样的主要物理力学指标见表1, 土样中含盐量可忽略不计。固化剂为水泥和自制固化剂G1、G2。水泥采用北京强力水泥厂生产的奥达牌P.O32.5普通硅酸盐水泥 (PC) 。
1.2 试验方案
本试验依据青海格尔木市察尔汗盐湖的《青海盐湖钠镁资源综合启动项目装置区工程岩土工程勘查报告 (初步勘查) 》[8]得到的土中主要易溶盐离子含量的分析报告作为参考, 见表2。选取其中典型盐分种类及浓度, 并设多个对比组, 加入到水泥固化土中, 具体的试验方案见表3。
1.3 试验方法
固化土试样的制备用SJ-160型砂浆搅拌机, 具体过程如下:
(1) 分别称量土样、水泥和盐分, 倒入搅拌锅内;
(2) 将搅拌锅放在搅拌台上, 先低速 (60r/s) 搅拌30s, 接着高速 (120r/s) 搅拌1min, 停止30s, 用铲刀将叶片和锅壁上的试样刮入锅中间后, 再高速搅拌2min;
(3) 将搅拌好的试样分3层装入Φ50×50mm试模中, 各层分别在振动台上振动1min, 成型;
(4) 2d后将试块拆模, 放入标准养护箱内养护, 养护箱温度20±2℃, 湿度≥95%。养护至规定龄期测试其无侧限护抗压强度。
固化土无侧限抗压强度的测定:使用北京工具厂产路面材料强度试验仪, 根据固化土强度选择量程为7.5kN或30kN的测力环测定固化土无侧限抗压强度, 加载速度为该仪器的机动速度1mm/min。
2 试验结果与讨论
各水泥固化渍土7d的无侧限抗压强度qu见表1。不同NaCl掺加量的固化土7d无侧限抗压强度对比图见图1, 不同Na2SO4掺加量的固化土7d无侧限抗压强度对比图见图2, 外掺盐分1%的固化土7d无侧限抗压强度对比图见图3。图例中GT表示未掺加任何盐的普通水泥固化土, 其它的图例含义见表3。
由图1可见, GT-C强度比GT强度都低, NaCl的掺加量越大, GT-C强度越低, 掺加10%NaCl的GT-C强度只有GT强度的1/5。由图2可见, GT-S强度比GT强度也都低, 随着Na2SO4的掺加量加大, 固化土强度先降后升, 掺加1% Na2SO4的GT-S强度为GT强度的1/3, 而掺加5% Na2SO4的GT-S强度为GT强度的2/3。图3可知, 在盐分掺加量都为1%情况下, GT-C强度最高, GT-S强度最低, GT-S强度只有GT-C强度的1/2。
由表3可见, 任何一种掺加盐分的水泥固化渍土7d无侧限抗压强度都小于未掺加任何盐的水泥固化土GT的强度, 而且总体而言, 盐分掺加量越大, 固化渍土强度相对越低。单掺NaCl的水泥固化渍土GT-C, NaCl为低掺量时, GT-C强度削减量较小, 在 NaCl为高掺量时, GT-C强度削减量较大, 依据水泥和混凝土化学[9]可知, 含氯化合物掺加量越大, 水化物中会生成越多的高氯化合物引起强度破坏作用, 这说明NaCl对水泥固化渍土强度的影响受掺加量的影响, 掺加量越大, 强度削减量越大。由图2可知, 掺加0.5%Na2SO4的GT-S强度削减较少, 掺加1% Na2SO4的GT-S强度削减最大, 而掺加2% Na2SO4的GT-S强度得到回升, 说明在Na2SO4掺量较低情况下, 随着掺量增加, 强度先降后升, 这可能是由于一开始硫酸盐影响水泥水化物中胶结性水化物生成, GT-S强度降低, 随着硫酸盐掺量的增加, 水化物中膨胀性水化物硫铝酸钙的生成量在增加, 填充土中空隙, 增强了GT-S强度, 所以强度表现为先降后升。结合表3与图3可知, 在外加盐分掺量为1%的情况下, 硫酸盐对水泥固化渍土强度的影响作用大于氯盐;在氯盐与硫酸盐复合掺加而且掺量较高的情况下, 氯盐对固化渍土强度的影响较为严重, 固化渍土强度很低, 与掺加10%NaCl的固化渍土GT-C强度相近。
3 进一步探讨
由上述试验可知, 本研究中外掺盐分对水泥固化渍土强度都有不良影响, 在掺加多种盐分、盐液浓度较大的情况下, 水泥固化渍土强度很低。由于现实环境中, 盐渍土多为几种盐分混合的较高含盐量的土, 所以寻求不同于水泥的固化材料来固化此类盐渍土, 就成为一种现实需求。现选用不同于水泥的自制固化剂G1和G2, 让其固化高含盐量复合盐渍BT土, 并与水泥固化渍土作对比, 以寻求找到固化盐渍土相对较优的固化材料。具体试验方案及结果见表4。
由表4可见, 在固化剂掺量相同的情况下, 各固化渍土强度都小于未掺加任何盐的水泥固化土GT的强度。固化渍土GT-Y的7d强度为0.85MPa, 而GT-G1的7d强度为1.65MPa, GT-G2的7d强度为3.83MPa, 可见掺加了固化剂G1、G2的固化渍土强度都比掺加PC的固化渍土强度高, 特别是固化渍土GT-G2强度达到固化渍土GT-Y强度的4.5倍, 可见自制固化剂G1、G2固化高含盐量、氯盐与硫酸盐复合盐渍土效果较好, 特别对于G1, 固化效果更为理想。
4 结论
(1) 在本研究的浓度范围内, 外掺盐分对水泥固化土强度都有不良影响, 盐份掺量较高时, 固化土强度很低。
(2) 本研究中, 氯盐对水泥固化土强度的影响较为严重, 浓度越高, 固化渍土强度越低;硫酸盐在低掺量情况下, 对水泥固化土强度的影响主要为不良影响, 但强度变化趋势呈现先降后升;两者混合对水泥固化土强度的影响也主要为削减作用。
(3) 采用自制固化剂G1、G2固化高含盐量、氯盐与硫酸盐复合盐渍土的效果较好, 较水泥固化渍土强度有较大提高, 特别是G1, 固化效果最好。
摘要：通过掺加了不同盐分和含盐量的水泥固化渍土的强度对比, 初步分析各盐分对水泥固化土强度的影响作用。结果表明:在本次研究中, 各种盐分及混合盐分对水泥固化土强度都有不良影响, 其中氯盐对水泥固化土强度的影响较为严重。最后通过自制固化剂G1和G2来固化高含盐量、复合盐分盐渍土, 发现自制固化剂固化效果较为理想, 与水泥固化渍土相比, 强度有较大提高。
关键词：盐分,固化,水泥固化渍土
参考文献
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水泥固化体 篇8
在公路建设过程中, 经常会遇到不良路基土。目前国内外针对不良路基土的改良技术已有一定的研究成果。其中比较常用的就是物理加固法、化学加固法和综合加固法等三种。
物理加固法通常就是使用工程机械设备, 对地基土壤的水力学性质和力学性质, 进行一定程度的改变, 在这个过程中, 地基土壤的化学性质并没有发生改变。化学加固法主要是通过使用化学外加剂, 通过外加剂的化学作用, 在一定程度上改变地基土壤的化学性质, 使其达到工程建设的要求标准。综合加固法是结合化学加固法和物理加固法二者的优势, 综合使用外加剂和物理机械的压制, 提高土壤的密实性, 有效降低土壤中的空隙。
1 土壤固化剂
在实际工程建设过程中, 对于达不到施工标准的土壤进行改善, 通常就是用到土塘固化剂, 土壤固化剂可以在一定程度上改变土壤的一系列性质, 如土壤的水敏感性以及水稳性, 通过对土壤这些性质的改变, 提高工程地基的质量。目前, 根据土壤固化剂的固化机理, 可以将其分为如下几类, 见表1。
从当前来看, 比较常用土壤固化剂, 主要为无机化合物类, 如水泥、石灰、粉煤灰或其它工业矿渣以及沥青和其它高分子化合物溶液等。不过, 从一些公路工程的实际情况来看, 使用石灰石、水泥的较多。
2 水泥固化土机理
水泥与土拌和后, 水泥矿物与土中的水分发生强烈的水解和水化反应, 同时从溶液中分解出氢氧化钙并形成其它水化物。其各自成分的反应过程如下:
当水泥的各种水化物生成后, 有的继续硬化形成水泥石骨架, 有的则与土发生离子交换及团粒化作用、硬凝反应 (火山灰反应) 、碳酸化作用, 最终水泥加固土就是水泥石的骨架作用与Ca (OH) 2的物理化学作用共同作用的结果。后者使粘土微粒和微团粒形成稳定的团粒结构, 而水泥石则把这些团粒包覆并连接成坚强的整体。
3 水泥改良土的物理力学性质的变化
国外用水泥加固土体已有60多年的历史, 通常把采用普通硅酸盐水泥加固的土称为“水泥土”。其中使用较多的就是水泥固土体, 通过使用水泥固土体, 可以改善公路施工过程中地基土壤的特性, 并且, 这种水泥固土体, 来源非常广泛, 成本较低, 是公路工程施工过程中, 很经济的材料。水泥加固土的效果, 受到有机酸含量的影响, 不少学者在研究中发现, 如果土壤中有机酸的含量较高, 则在这种情况下, 使用水泥加固土的效果就会大大降低。其原因主要在于, 那些不溶于水的脂类和烃类物质, 会在很大程度上, 阻碍水泥的水化, 但不影响固化土的最终强度。我国国内一些学者在研究中发现, 在水泥土中适当加入一定量的废石膏, 可以增强其加固效果, 尤其是对泥炭、淤泥等地质构造的土壤效果明显。在对软性土壤进行加固时, 通过使用适量的废石膏, 可以节约水泥的使用量。童小东等通过室内试验证明, 水泥土中掺入适量氢氧化铝或生石膏, 均能够提高水泥土的早、中、后期强度, 特别是早期强度;水泥土中掺入熟石灰, 对早期强度的发展有抑制作用, 对后期强度的提高有促进作用。王文军等通过室内试验证明, 水泥土中掺入适量性能优异的纳米硅粉, 能够显着提高水泥土的强度, 特别是早期强度。也有不少学者从定量的角度量化研究水泥固化淤泥土强度与水泥掺量及含水率的关系, 见表2。
4 水泥改良土的微观机理分析
在水泥土强度形成的微观机理分析上, 北航的黄新教授等。做了大量的研究。他从微观角度出发, 分别针对粉土 (图1和图2) 和黏性土 (图3、图4和图5) 提出了一个固化土结构形成模型, 根据此模型讨论了形成最佳固化土结构所需要的水化物种类及土的化学性质因素对固化土中水化物生成的影响。
1-粉土颗粒;2-固化剂浆膜;3-孔隙;4-填充孔隙的固化剂浆液
对于水化硅酸钙, 有很多学者进行过相关的研究, 其中, 李俊才等学者, 通过利用SEM方法, 对水化硅酸钙在土粒间的生长机理做了比较深入研究。他从从生成产物的结构上提出了水泥加固粉土和粘土的固化机理, 如图6所示。龚尚龙利用SEM方法, 对水泥的水化壳现象做了详细分析, 他提出由于受到不同水灰比的影响, 在不同的水灰比例下, 水化壳变化程度也不相同。学者王星华利用SEM方法, 对粘土的固化进行了研究, 在他的研究中, 提出了粘土在固化时, 其浆液的水化过程和水泥基本相似。水泥固化时, 其固化的速度主要受到无机盐含量的影响, 不过, 王星华又指出, 固化粘土的浆液, 在固结过程中, 可以分成两个阶段。
2-孔隙;3-粘土团粒;4-水泥浆膜;5-填充孔隙的固化剂浆液;6-硬凝反应形成的土粒;7-经挤压填充和硬凝反应后形成的土团粒;8-填充孔隙的膨胀性水化物
5 水泥固化剂优缺点
在水泥固化材料的长期应用中, 人们也逐渐认识到它的不足, 主要表现在:水泥加固土受土类别限制, 对塑性指数高的粘土、有机土及盐渍土等土类, 加固效果不理想, 且加固土干缩系数和温缩系数均较大, 易开裂 (具体见表3) 。
6 结语
鉴于传统的水泥改良剂处理不良路基土的效果不甚理想或难普及推广, 因此急需研究开发新型、高效的土壤改良材料, 并深入探讨其改良机理。目前, 在国家大力提倡和发展“绿色交通”的大背景下, 笔者建议开展利用工业废料进行不良土质的改良。如电石渣是电石生产化工原料乙炔时产生的废渣, 其主要成分是Ca (OH) 2, 还含有Ca CO3、Si O2、硫化物、镁和铁等金属的氧化物、氢氧化物等无机物以及少量有机物;而干电石渣的主要成分是氧化钙, 是高碱性物质, p H值可达12以上目前国内已有将其作为路基原料的相关研究。因此, 开展电石渣的综合利用, 无论从社会效益、环境效益还是经济效益上讲都是非常有利的。
摘要：本文针对公路工程中经常遇到的不良路基土的常用固化剂水泥从固化土改良机理、物理力学性质的变化等方面进行阐述。同时指出了水泥固化剂的不足, 建议研究开发新型、高效土壤改良材料, 并深入探讨其改良机理。