鋼渣固化土的性能研究及其固化機理的解耦分析*

張亞軍，楊 寅，陳 瀟,3

(1. 山西路橋建設集團有限公司， 太原 030006；2. 武漢理工大學 材料科學與工程學院， 武漢 430070；3. 武漢理工大學 硅酸鹽建筑材料國家重點實驗室， 武漢 430070)

0 引 言

鋼渣是鋼鐵生產過程中形成的副產物，其排放量約占粗鋼產量的15%[1]。隨著我國鋼鐵行業的迅速發展，每年粗鋼生產量超過全球總量的50%，鋼渣排量達到1億t，而鋼渣的綜合利用率僅為30%左右[2-3]。未被利用的鋼渣通常以填埋的方式處理，占據了大量的土地資源并嚴重破壞了周邊的生態環境[4]。目前，世界上各個國家面臨著自然資源緊缺的窘迫，而鋼渣也是一種可被再生利用的寶貴資源，規?；娩撛?，既解決了資源、能源短缺的問題，具有社會生態效益，又能夠降低生產成本，帶來經濟效益，因此具有十分重大的意義[5]。

鋼渣的主要化學成分為(SiO2)、氧化鈣(CaO)、氧化鐵(Fe2O3、FeO)[6]。其主要礦物為硅酸二鈣(C2S)、硅酸三鈣(C3S)、RO相[7-8]。由此可以發現鋼渣的成分與波特蘭水泥熟料相近，是一種類水泥材料，具有潛在的膠凝活性[6,9]，因此常常被用作水泥混合材或者混凝土摻合料。Roslan[10]觀察到用磨細鋼渣粉代替15%水泥生產的混凝土在28 d時具有與基準混凝土相當的抗壓強度，且90 d抗壓強度甚至超過基準混凝土約10%。

鋼渣還是一種物理性能優異的材料。一方面，鋼渣骨料具有高棱角性和粗糙的表面紋理，顆粒的形狀提供了高內摩擦力，能夠改善與結合料的粘結性能[11]。另一方面，鋼渣由于含鐵量高而具有堅硬性和高模量[12]，硬度和模量分別可達5.2和80 GPa[13]。因此鋼渣骨料常常被用于道路基層和面層[14]。Behiry[15]開展了鋼渣部分替代石灰巖用作底基層材料的性能研究，認為鋼渣的使用可有效改善石灰石混合料的力學特性。Ahmedzade和Asi等[16-17]研究了鋼渣對瀝青混凝土混合物力學性能的影響，結果顯示鋼渣與石灰石相比具有更好的抗永久變形能力和更大的剛度。

但目前，鋼渣仍未得到大規模應用，其主要原因在于鋼渣存在安定性不良的問題。鋼渣的安定性問題來源于鋼渣中富集的f-CaO、f-MgO，這些f-CaO和f-MgO逐漸以極低的水化速率逐漸與水反應生成Ca(OH)2和Mg(OH)2，后期體積膨脹顯著(分別增加91.7%和119.6%)[18]。因此在半剛性或剛性材料形成強度并硬化后，鋼渣不均勻膨脹所產生的內部膨脹應力會導致結構破壞。倫云霞等[19]通過水熱加速養護觀察鋼渣砂砂漿試件膨脹行為，5 d后宏觀上表現為力學性能的降低和砂漿的斷裂，微觀上表現為內部的裂紋以鋼渣膨脹粒子為中心向周邊呈放射狀輻射。米貴東等[20]發現隨著鋼渣骨料占粗骨料比例的增大，混凝土壓蒸后的損傷情況越嚴重。

作為柔性材料的土壤，具有高孔隙率，可以提供更多的空間來吸收鋼渣的體積變化[21]。但是土體自身強度低、穩定性差，需要被水泥、石灰或碎石等材料固化，改善其力學性能從而用于路基填筑。然而，水泥和石灰在生產過程中排放大量的CO2，對環境造成不可逆轉的破壞，而碎石的獲取途徑往往是就近開山鑿石或沿河采砂，這不僅消耗了自然資源，對山體植被以及河流生態鏈也會造成嚴重影響[22]。近年來有學者開展了鋼渣作為土壤固化劑的相關研究。吳燕開等[23]發現鋼渣微粉自身顆粒較小、質地堅硬，可以填充于土壤孔隙中，使其結構致密，從而提高土體強度。袁明月等[24]提出在土中摻入鋼渣微粉后發生水化和水解反應，生成的水化物一部分與土發生離子交換反應和團聚作用，一部分發生膠凝作用，使得土內部結構發生變化，同時增大顆粒間的作用力，具體表現為黏聚力增大、強度提升。但是鋼渣中存在相當量鐵的氧化物，導致其易磨性差、粉磨能耗高[25]，將鋼渣磨成粉用于固化土壤往往存在生產工藝復雜、粉磨成本偏高等問題。Shalabi[26]等研究發現，使用全粒級鋼渣固化土可以改善各種巖土性質，如塑性指數、膨脹性、承載力和耐久性。Alexander[27]等使用15%全粒級鋼渣替代土壤，其無側限抗壓強度和彈性模量分別提高91%和75%。Dayse Horta Diniz[28]評估了全粒級高堿度氧氣轉爐鋼渣(BOFS)穩定土壤的加州承載比和膨脹性，結果表明用BOFS穩定的土壤有較好的效果，其CBR值增加了230%，而膨脹性降低了70%?？梢?，全粒級鋼渣對土壤也有較好的固化效果，但鋼渣對土壤的固化機理鮮見報道。

有研究表明鋼渣粒級變化對其性質影響顯著。Liu等[29]發現提高細度能夠顯著增加鋼渣的膠凝性能。趙計輝[24]提出化學作用與鋼渣微粉粒徑有關，粒徑越小，其化學作用越強。范曉秋等[30]控制水泥砂漿固化土中的摻砂量，發現能夠顯著提高水泥土的強度，是由于大模量的砂顆粒替代小模量的土壤顆粒的作用。付相深等[31]也發現改變機制砂的粒級對土壤的無側限抗壓強度產生了較大變化。值得注意的是鋼渣與機制砂的物理性質類似，同樣具有大模量、高硬度的性質[13]，因此可以推斷鋼渣粒級的變化對土壤的物理性能也將具有一定的影響。綜上所述，若改變鋼渣粒級，勢必會顯著影響鋼渣顆粒對土壤的固化效果，其合適粒級的確定也是鋼渣固化土組成設計的關鍵參數之一。然而，當前國內外對該領域的研究還鮮見報道。

基于此，本文通過調整鋼渣摻量、鋼渣粒級，研究其對土壤CBR值、吸水量、膨脹率和抗壓強度的變化規律，并通過計算鋼渣對土壤改性的綜合改性、物理改性及化學改性效應指數，解耦分析鋼渣對土壤的固化作用。同時，采用X射線衍射(XRD)、傅里葉紅外光譜(FT-IR)、掃描電鏡(SEM-EDS)測試手段從微觀角度揭示鋼渣對土壤的化學改性機理，為鋼渣在固化土中的進一步利用提供了技術支撐。

1 實 驗

1.1 實驗材料

實驗用鋼渣為山西建龍鋼鐵公司熱悶處理渣，其粒徑分布如表1所示；其化學成分和礦物組成分別如表2、圖1所示。有研究指出鐵尾礦機制砂的礦物成分構成單一，且多處于穩定[32]。因此為屏蔽鋼渣中的活性物質對土壤固化效果的影響，實驗還采用鐵尾礦機制砂對土壤進行固化作為對比樣。所用鐵尾礦機制砂為山西某廠產出，使用前進行篩分、合成，與鋼渣粒級一致。鐵尾礦機制砂與鋼渣的壓碎值相近，結果如表3所示。

圖1 鋼渣的礦物組成Fig.1 Mineral composition of steel slag

表1 鋼渣的粒級Table 1 Particle size distribution of steel slag

表2 鋼渣的主要化學成分Table 2 Main chemical constituents of steel slag

表3 鋼渣和鐵尾礦機制砂的壓碎值

實驗用土壤取自呂梁209國道改線現場，其基本性能如表4所示。

表4 土壤的基本性能Table 4 Basic properties of soil

1.2 研究思路與方案設計

先通過向土壤中加入不同摻量的鋼渣開展CBR實驗，從而研究鋼渣對土壤的固化效果，并探討鋼渣摻量對土壤抗承載力的影響。其次，通過固定鋼渣摻量，選取不同的鋼渣粒級，研究鋼渣粒級對土壤抗承載力的影響。由于鋼渣不僅具有一定的膠凝活性，而且其硬度高、模量高，物理性質優異，其對土壤同時具有物理改性和化學改性效應。為了進一步明晰鋼渣對土壤的改性機理，首先通過固定摻量，采用不同粒級的鋼渣進行無側限抗壓強度實驗，計算得到不同粒級鋼渣對土壤的綜合改性效應指數。同時，為了屏蔽鋼渣的化學改性效應，采用不同粒級鐵尾礦機制砂進行無側限抗壓強度實驗，計算得到不同粒級鋼渣對土壤的物理改性效應指數。最后，進一步計算得到不同粒級鋼渣對土壤的化學改性效應指數，以及物理改性效應和化學改性效應的貢獻權值，從而闡述鋼渣對土壤的固化機理。

基于上述研究思路，實驗選取全粒級(編號為0，如表1所示)鋼渣，摻量分別為0%、8%、10%、15%、20%和25%(對應編號為S、A、B、C、D、E)，開展鋼渣固化土的CBR實驗。固定摻量為8%，篩分選取粒級范圍為0～0.6 mm(見圖2)、0～1.18 mm、0～2.36 mm和0～4.75 mm(對應編號分別1、2、3、4)的鋼渣(編號為A)和鐵尾礦機制砂(編號為AMS)，分別開展CBR實驗和無側限抗壓強度(UCS)實驗。具體配合比見表5。

表5 配合比Table 5 Mix proportion

圖2 材料組成Fig.2 Material composition

1.3 實驗方法

1.3.1 CBR實驗

根據《公路土工實驗規程》(JTG 3430-2020)中T 0134-1993承載比(CBR)實驗進行。進行各配比CBR實驗時，先按標準擊實實驗方法確定素土或混合料的最大干密度及最佳含水率，再按最優含水率備樣，采用DZY-Ⅲ型電動擊實儀進行重型擊實實驗，成型CBR試件，養護4 d后，計算試件浸水前后的質量差值為吸水量、百分表讀數差值與試件高度的商為膨脹率，并采用CH-127C型路面材料強度實驗儀開展CBR實驗，從而測定CBR值。

1.3.2 無側限抗壓強度實驗

根據《公路土工實驗規程》(JTG 3430-2020)中T 0148-1993無側限抗壓強度實驗進行。選取A-1、A-2、A-3、A-4、B-1、B-2、B-3、B-4配比，成型試件尺寸為Φ100 mm×Φ100 mm，將制備完成的試樣放在密封塑料袋中，置于標準養護室[溫度控制在(20±2)℃范圍內，濕度變化范圍為(95±2)%]，在養護齡期(4，14，90 d)到達后直接進行強度實驗。強度測試時使用CH-127C型路面材料強度實驗儀，見圖3。

圖3 實驗過程Fig.3 Test procedure

1.3.3 X射線衍射實驗

采用X射線衍射儀(Empyrean, NED)測試養護90 d鋼渣土試件及素土樣品圖譜。儀器采用Cu靶，掃描范圍2θ為5°～80°，掃描速率0.01(°)/s。

1.3.4 傅里葉變換紅外光譜實驗

采用傅里葉變換紅外光譜(FTIR)儀器(Nicolet6700, USA)對樣品進行分子結構表征，光譜儀在100～4 000 cm-1的波長范圍內進行測試，其分辨率為0.019 cm-1，信噪比為33000/1。

1.3.5 掃描電鏡實驗

采用掃描電子顯微鏡(JSM-IT300/JSM-IT300, JPN)，研究樣品內部的微觀結構，并進行微區元素組成分析，研究特點區域的元素含量和元素分布。儀器工作電壓為0.3～10 kV，放大倍數范圍為5～300 000倍。

2 結果與討論

2.1 鋼渣固化土的力學性能研究

2.1.1 鋼渣摻量對土壤CBR實驗的影響

圖4反映了鋼渣摻量對土壤CBR實驗特性的影響。其中圖4(a)為土壤的CBR值隨鋼渣摻量的變化趨勢，圖4(b)和(c)分別為土壤的吸水量和膨脹率隨鋼渣摻量的變化趨勢。

分析圖4(a)可以發現，隨著鋼渣摻量增加，土壤的CBR值呈現顯著增大趨勢。素土(鋼渣摻量為0%)的CBR值僅為5.13%，不滿足高速公路、一級公路上路床填料對CBR值>8%的要求，但是由8%和25%摻量的鋼渣固化后，土壤的CBR值分別提高至42.18%和172.22%，提升了720.3%和3257.1%，均可滿足不同類型公路路基填料的承載力要求。這主要是由于隨著鋼渣摻量增大，一方面，有更多的 C2S、C3S發生水化反應生成C—S—H凝膠物質，不僅能夠填充內部孔隙，而且能夠將周圍的土壤顆粒相互膠結起來，有利于強度發展[33]。另一方面，在土的孔隙水溶液中含有更多的鈣鎂鋁等高價陽離子，這些離子可與吸附態的鈉離子進行交換，降低黏粒的雙電層厚度，增加土顆粒的團聚作用[34]。此外，鋼渣顆粒和土顆粒的置換作用(大模量替代小模量)，鋼渣固化土材料的模量和剛度增加，同時還增加了材料中顆粒與顆粒間的摩擦力以及鋼渣顆粒與土之間的膠結咬合，有利于抵抗變形能力發展[29,31]。

吸水量和膨脹率可以反映土壤的穩定性[35]。分析圖4(b)和(c)可以發現，隨著鋼渣摻量增加，土壤的吸水量和膨脹率呈現出下降的趨勢。當鋼渣摻量為8%時，浸水4 d吸水量和膨脹率較素土分別降低了44.5%和37.1%。而當鋼渣摻量為25%時，土壤的穩定性進一步提升，浸水4 d吸水量和膨脹率分別降低了69.5%和90.7%，可見鋼渣能顯著改善土壤的穩定性。這是因為隨著鋼渣摻量的增加，一方面，鋼渣填充在土壤顆粒之間的大孔隙中，另一方面，土壤中C2S、C3S含量增加、生成C—S—H凝膠的數量增加，其不斷填充在顆粒之間的微小孔隙，因此有效降低了土壤的孔隙率，增加了密實度，使結構更加穩定[36]。

2.1.2 鋼渣粒級對土壤CBR實驗特性的影響

圖5反映了鋼渣粒級對土壤CBR實驗特性的影響。其中圖5(a)為土壤的CBR值隨鋼渣(或鐵尾礦機制砂)粒級的變化趨勢，圖5(b)和(c)分別為土壤的吸水量和膨脹率隨鋼渣(或鐵尾礦機制砂)摻量的變化趨勢。圖中虛線為素土(鋼渣摻量為0%)的CBR值、吸水量和膨脹率。

圖5 鋼渣粒級對土壤CBR實驗的影響Fig.5 Effect of steel slag particle size range on soil CBR test

從圖5(a)可以看出，土壤經鋼渣固化后CBR值大幅度增加，但隨著粒級增大，土壤的CBR值出現下降的趨勢。與素土相比，當摻入的鋼渣顆粒粒級在 0～0.6 mm時，固化土的CBR值提升了1 014.4%,而當鋼渣粒級增加至 0～4.75 mm時，固化土CBR 值僅提升了765.1%。還可以發現土壤經鐵尾礦機制砂固化后其CBR值也有一定幅度的提升，但隨著粒級增大CBR值也出現下降的趨勢。當土壤摻入0～0.6 mm鐵尾礦機制砂后CBR值提升了74.1%，而摻入0～4.75 mm鐵尾礦機制砂后CBR值只提升了50.7%。隨著鋼渣和鐵尾礦機制砂粒級增大，固化效果變差的原因是顆粒之間的骨架間隙增大，導致鋼渣或鐵尾礦機制砂顆粒與土壤顆粒之間黏聚力的減小[30]。值得注意的是，鋼渣對土壤的抗承載能力提升效果顯著優于鐵尾礦機制砂。土壤中分別摻入0～0.6 mm鋼渣和鐵尾礦機制砂后，CBR值較素土分別提升了1 014.4%和74.1%，鋼渣超過鐵尾礦機制砂對土壤的抗承載能力提升比例高達940.3%。這是因為鐵尾礦機制砂對土壤不存在化學改性效應，僅通過砂顆粒的置換作用增加了土壤的模量和剛度，而鋼渣對土壤同時存在物理改性和化學改性效應。

分析圖5(b)和(c)可以發現，首先，鋼渣的摻入明顯改善了土壤的穩定性，吸水量和膨脹率低于素土，然而隨著鋼渣粒級的增大，土壤的穩定性有略微下降。當土壤摻入0～0.6 mm鋼渣后吸水量和膨脹率分別降低了53.0%和45.4%，而摻入0～4.75 mm鋼渣后分別只降低了48.2%和38.1%。此外，鐵尾礦機制砂粒級變化對土壤的穩定性影響趨勢與鋼渣相同，這同樣是由于鋼渣或鐵尾礦機制砂顆粒與土壤顆粒之間的骨架間隙增大、黏聚力減小。值得指出的是，相同粒級下鋼渣固化土較鐵尾礦機制砂固化土呈現出吸水量和膨脹率更低的趨勢。這也與鋼渣的化學效應對土壤的穩定性起到顯著提升作用相關。

2.1.3 鋼渣粒級對土壤無側限抗壓強度的影響

圖6反映了鋼渣粒級對土壤無側限抗壓強度的影響。其中圖6(a)和(b)分別為不同粒級鋼渣和鐵尾礦機制砂固化土的4，28，90 d的無側限抗壓強度，圖中虛線為素土(鋼渣摻量為0%)的無側限抗壓強度。圖6(c)是鋼渣和鐵尾礦機制砂對土壤不同齡期無側限抗壓強度的對比影響。

分析圖6(a)可以發現，鋼渣能夠大幅度提升土壤的抗壓強度，但隨著鋼渣粒級增大，土壤的抗壓強度呈現下降的趨勢。0～0.6 mm鋼渣固化土的4d抗壓強度較素土提升了180.0%，而隨著粒級增大，強度提升幅度逐漸降低為165.0%、125.0%和95.0%。這是因為鋼渣粒級增大后，除了引起土體中鋼渣顆粒之間的骨架間隙增大，還會不利于鋼渣膠凝活性的釋放[37]。在相同粒級時，隨著齡期增長，鋼渣固化土的抗壓強度均出現增加的趨勢。較素土相比，0～0.6 mm鋼渣固化土的28和90 d強度提升幅度分別增加至235.0%和365.0%。這主要是由于鋼渣的水化反應進程十分緩慢，隨著齡期增長，水化程度不斷增加[38]，從而有利于強度發展。由圖6(b)可以看出，在相同粒級時，齡期的變化對鐵尾礦機制砂固化土的強度基本不產生影響，主要原因是鐵尾礦機制砂對土壤的改性作用局限于物理改性效應，不隨時間的發展而變化。但是在相同齡期時，鐵尾礦機制砂粒級變大使土壤的強度下降，這與鐵尾礦機制砂顆粒之間的骨架間隙增大相關。

鋼渣和鐵尾礦機制砂對土壤無側限抗壓強度的對比影響如圖6(c)所示。從圖6(c)中不難發現，0～0.6 mm粒級時，鋼渣和鐵尾礦機制砂對土壤強度的提升作用存在差異，且隨著齡期的增長，這種差異在不斷變大。4 d時，鋼渣固化土和鐵尾礦機制砂固化土較素土的提升幅度分別為180.0%和50.0%，進一步的到28和90 d時，鐵尾礦機制砂固化土強度基本沒有發生變化，強度增長率為0，而鋼渣固化土的強度在逐漸提高，28和90 d抗壓強度增長率可達245.0%和365.0%，這說明鋼渣的化學改性是一種具有時空發展的效應，是隨著齡期增加而在不斷增長的。從整體來看，其他配比鋼渣土、鐵尾礦機制砂土較素土強度也有不同幅度的提升，其中鋼渣摻入對土的強度提升作用大，且強度隨齡期發展而增長，鐵尾礦機制砂摻入對土的強度提升作用小，且受齡期影響較小。

2.2 鋼渣的物理和化學改性效應解耦分析

鋼渣主要通過其高模量、高硬度、高活性等來改善土壤的性能，考慮到鋼渣特性對土體耦合作用的復雜性和計算的可操作性，本文將鋼渣對土壤的性能提升定義為綜合改性效應，而綜合改性效應又可以分為物理和化學改性效應。物理改性效應指的是土壤摻入鋼渣后混合料模量和硬度的增加從而引起的性能提升，而化學改性效應指的是鋼渣與土壤顆粒之間的離子交換反應與鋼渣自身的膠凝活性對土壤性能的提升作用。為了屏蔽鋼渣的化學改性效應，因此將相同粒級、且化學活性極弱的鐵尾礦機制砂摻入土壤中，將此引起的土壤性能提升定義為鋼渣的物理改性效應。無側限抗壓強度能較好地反映鋼渣對土壤的改性作用，因此使用無側限抗壓強度作為表征指標對鋼渣在土壤中的綜合、物理和化學改性效應進行解耦分析計算[39]。

基準樣為不摻入鋼渣或鐵尾礦機制砂的土體(即素土)強度為Rs。在土體中摻入一定量的鋼渣后，所形成的鋼渣固化土強度為Rss。在土體中摻入一定量的鐵尾礦機制砂后，所形成的鐵尾礦機制砂固化土強度Rms。

混合料中鋼渣的綜合改性效應指數為G(%)、物理改性效應指數Gps(%)和化學改性效應指數Gcs(%)分別定義為：

(1)

圖6 鋼渣粒級對土壤無側限抗壓強度的影響Fig.6 Effect of steel slag particle size range on soil UCS

(2)

(3)

混合料中鋼渣的物理改性效應的貢獻權值為Pps(%)，化學改性效應的貢獻權值Pcs(%)分別為：

(4)

(5)

對鋼渣的物理和化學改性效應解耦分析結果如圖7所示。其中圖7(a)反映了鋼渣對土壤的綜合改性效應指數，圖7(b)和(c)分別反映了鋼渣對土壤的物理改性效應指數和化學改性效應指數，而圖7(d)為鋼渣對土壤的物理改性和化學改性對綜合改性作用的貢獻權值。

由圖7(a)可以發現隨著齡期增加，鋼渣的綜合改性效應指數增加。0～0.6 mm鋼渣的4d綜合改性效應指數為180.0%，而28和90 d綜合改性效應指數分別提升至235.0%和365.0%。此外，還可以發現隨著粒級增加，鋼渣的綜合改性效應指數減小。0～0.6 mm鋼渣的90 d綜合改性效應指數為365.0%，而隨著粒級增大為0～4.75 mm后，90 d綜合改性效應指數降低至255.0%。

從圖7(b)可以看出，不同粒級鋼渣對土壤均有物理改性效應，但齡期對物理改性效應的影響較弱，如0～0.6 mm鋼渣對土壤的4 d物理改性效應指數為50.0%,而90 d后該指數依然為50.0%。此外，隨著鋼渣粒級的增加，鋼渣的物理改性效應逐漸降低，是因為鋼渣和鐵尾礦機制砂粒級變大，顆粒之間的骨架間隙增大，導致鋼渣和鐵尾礦機制砂顆粒與土壤顆粒之間黏聚力的減小，與鐵尾礦機制砂固化土的CBR實驗和抗壓強度實驗結果相符。從圖7(c)中可以看到化學改性效應不同于物理改性效應的變化趨勢，隨著齡期增長，鋼渣的化學改性效應指數呈現顯著增加的趨勢。0～0.6 mm鋼渣 化學改性效應指數為130.0%，在28和90 d時分別為180.0%和315.0%。鋼渣的化學改性效應指數隨粒級的變化趨勢與物理改性效應指數相同，但鋼渣的化學改性效應減弱的主要原因是鋼渣粒級變大、鋼渣微粉含量變少，易溶出的高價鈣鎂鋁離子含量變少，水化反應程度和離子交換反應程度減弱，與鋼渣固化土的CBR實驗和無側限抗壓強度實驗結果相符。由此可見，鋼渣綜合改性效應隨齡期的增大而增加是由于鋼渣化學改性效應在不斷發展，鋼渣綜合改性效應隨粒級的增大而減小是由于鋼渣的物理和化學改性效應均在不斷減小。尤其值得注意的是，通過對比觀察圖7(b)和(c)，可以發現鋼渣的物理改性效應遠弱于化學改性效應，化學改性效應占鋼渣綜合改性效應的主導地位。

圖7 鋼渣的物理和化學效應改性作用解耦分析Fig.7 Decoupling analysis of physical-chemical modification effect of steel slag

分析圖7(d)可以發現，從整體來看，鋼渣化學改性作用遠高于物理改性作用的貢獻權值，如0～0.6 mm鋼渣的4d化學改性作用貢獻權值可達72.2%，而物理改性作用貢獻權值僅為27.8%。從齡期來看，當齡期增加后，各粒級鋼渣物理改性作用貢獻權值逐漸降低，而化學改性作用貢獻權值則逐漸增加。0～0.6 mm鋼渣在4 d齡期時，物理改性作用貢獻權值為27.8%，而在28 d時降低至21.3%，當齡期到達90 d時物理改性作用貢獻權值僅為13.7%。這主要是由于鋼渣對土壤的物理改性效應并不隨齡期的增加而發生改變，但是在養生期間，鋼渣的化學改性效應持續產生作用，發生離子交換反應和火山灰反應，高價鈣鎂鋁離子替代低價鉀鈉離子后增加了粘土顆粒的絮凝，C～S～H等膠凝產物在發揮填充和膠結作用[40]。從粒級來看，當鋼渣粒級增大后，鋼渣物理改性作用貢獻權值出現略微減小，化學改性作用貢獻權值略微增大的趨勢。這可能是鋼渣粒級變大，鋼渣顆粒之間的空隙越大，使鋼渣顆粒與粘土顆粒的黏聚力減小，導致物理改性效應減弱的幅度較大所致。

2.3 鋼渣對土壤化學改性的機理研究

2.3.1 XRD分析

圖8為素土(S)與0～0.6 mm鋼渣固化土(A-1)在28，90 d的XRD圖譜。

圖8 S、A-1(28 d)和A-1(90 d)的X射線衍射圖Fig.8 X-ray diffraction pattern of S, A-1(28 d) and A-1(90 d)

從圖8中可以看出，素土的晶相主要為石英和鈉長石。當鋼渣摻入土壤中后，XRD圖譜出現了兩個可以識別的變化。其一為石英和鈉長石的峰值高度出現減小的趨勢，其二為在2θ=29.5°處能夠觀察到水化硅酸鈣的峰[41]，說明鋼渣摻入后，生成了一定量的水化硅酸鈣凝膠。并且A-1(90 d)相較于A-1(28 d)，水化硅酸鈣的峰值高度有一定的提升。這說明鋼渣的水化反應進程是緩慢的，隨著齡期的增長，鋼渣中的C2S和C3S逐漸水化成C—S—H凝膠，起到填充和膠結的作用，這與前述的力學性能和鋼渣的化學改性效應分析解釋相符合。

2.3.2 IR分析

圖9(a)為素土(S)、0～0.6 mm鋼渣固化土(A-1)在90 d的中紅外光譜圖，圖9(b)為0～0.6 mm鋼渣固化土(A-1)分別在28和90 d的遠紅外光譜圖。

圖9 紅外光譜圖：(a)中紅外范圍； (b)遠紅外范圍Fig.9 Infrared spectrogram of (a) mid infrared range and (b) far infrared range

在圖9(a)中，波數為3 420和1 640 cm-1處的特征峰對應結晶水(nH2O)鍵的伸縮振動峰和彎曲振動峰[42]，波數為876和780 cm-1處的特征峰對應Si-OH彎曲振動峰[43]。在素土中可以觀察不到結晶水的特征峰。而在A-1(90 d)中，不僅出現了結晶水的特征峰，而且Si-OH彎曲振動峰明顯增強，是由于土壤中摻入鋼渣后發生了水化反應，生成水化硅酸鈣凝膠，這也是土壤力學性能顯著提升的主要原因之一。3 625 cm-1處是Al3+陽離子配位的振動峰，在A-1(90 d)中，此處振動峰強于素土，這表明鋼渣摻入土壤后發生了高價陽離子替代低價陽離子的交換反應[44]，能夠降低黏粒的雙電層厚度，增加土顆粒的團聚作用。從圖9(b)可以發現，354 cm-1處的CaO吸收峰[45]在28 d時強度較大，而當齡期增長至90 d后該吸收峰強度明顯減弱，這表明鋼渣的水化反應在緩慢進行，未反應C2S和C3S的逐漸水化生成水化硅酸鈣凝膠，與鋼渣對土壤的化學改性效應的變化趨勢相符。

2.3.3 SEM - EDS分析

圖10(a)、(b)為素土(S)在不同倍數下的掃描電鏡圖片，圖10(c)、(d)為0-0.6 mm鋼渣固化土(A-1)在28 d的掃描電鏡圖片，而圖10(e)、(f)為0～0.6 mm鋼渣固化土(A-1)在90 d的掃描電鏡圖片。此外，為了進一步確定樣品中的物質和新生成的反應產物，在圖10(f)中分別選擇土壤顆粒(Soil)、鋼渣顆粒(Steel Slag)以及絮狀凝膠(C—S—H)進行點掃描分析，結果如圖11所示。

圖10 土壤(a, b)、 A-1在28 d(c, d)、90 d(e, f)的反應產物顯微圖Fig.10 Micrograph of soil(a), (d), A-1 reaction products of 28 d(b), (e) and 90 d(c), (f)

圖11 不同區域反應產物的EDS測試結果Fig.11 EDS test results of reaction products in different areas

在200×倍數下，觀察圖10(a)可以發現素土(S)樣品中僅有土壤顆粒和大量孔隙(Hole)的存在，而在圖10(c)和(e)中還可以看到鋼渣顆粒，這些鋼渣顆粒與土壤顆粒緊密地結合在一起，填充在土壤顆粒之間的大孔隙中。因此從整體上來看A-1樣品相較于S呈現出更加致密的狀態。從A-1的不同齡期來看，由28 d增長至90 d后孔隙明顯變少，結構致密情況變好。這是由于鋼渣的水化反應進程較慢，90 d內仍在不斷進行發生反應，生成的C—S—H凝膠逐漸地填充鋼渣和土壤顆粒之間的小孔隙，同時將不同顆粒 “搭接橋聯”，產生致密化和膠結的作用，這也導致了土壤力學性能的提升。當提高放大倍數至2 000×后，圖10(d)僅可以看到蜂窩狀的土壤顆粒。而在圖10(e)和(f)中明顯可見絮狀的C—S—H凝膠，但是A-1(28 d)中絮狀凝膠較少，而從A-1(90 d)中可以發現更多的絮狀凝膠，這些C—S—H凝膠將鋼渣和土壤顆粒緊密相連。

從圖11中可以發現，點1(spot 1)的測試結果顯示主要元素為Si和O，說明此處為土壤顆粒，主要成分為二氧化硅。從點2(spot 2)的測試結果來看，O、Fe、Ca和Si元素含量較高，并含有少量的Al、Mg、S、K和Ti，說明此處為鋼渣顆粒。而在點3(spot 3)的測試結果中，Ca元素含量明顯提高，Si元素含量降低，說明此處為鋼渣中C2S與C3S反應后生成的水化硅酸鈣凝膠。

3 結 論

研究了鋼渣摻量、鋼渣粒級對土壤力學性能的影響規律，并通過計算鋼渣對土壤的綜合改性、物理改性及化學改性效應，闡述了鋼渣對土壤的固化機理。同時，采用微觀測試手段揭示了鋼渣對土壤的化學改性機理。主要得出以下結論：

(1)研究了鋼渣摻量對土壤力學性能的影響規律，結果表明土壤的力學性能隨著鋼渣摻量的增加呈現顯著改善的趨勢。素土的CBR值僅為5.13%，當由8%摻量及以上的鋼渣固化后，土壤的CBR值可提高至42.18%及以上，滿足不同類型公路路基填料的承載力要求。

(2)研究了鋼渣粒級對土壤力學性能的影響規律，結果表明土壤的力學性能隨著鋼渣粒級的減小呈現增大的趨勢。當摻量均為8%時，采用0～6 mm鋼渣固化時，其固化土的CBR值與4 d抗壓強度較素土分別提高了1014.4%和180.0%，吸水量和膨脹率分別降低了53.0%和45.4%。而采用0～4.75 mm鋼渣固化時，其CBR值和4 d的UCS較素土分別只提高了765.1%和95.0%，吸水量和膨脹率分別只降低了48.2%和38.1%。

(3)通過引入鐵尾礦機制砂固化土，對鋼渣固化土中物理改性效應和化學改性效應進行了解耦分析。解耦分析表明鋼渣對土壤的改性效應是由物理和化學改性效應綜合影響的，其中物理改性效應遠弱于化學改性效應，化學改性效應占鋼渣綜合改性效應的主導地位。此外，隨著齡期增加，由于物理改性效應基本不隨齡期發展而變化，化學改性效應隨齡期發展而不斷增長，因此化學改性作用貢獻權值不斷提高。

(4)通過微觀測試揭示了鋼渣固化土的化學改性機理主要為：一方面，鋼渣的摻入在土壤中引入了C2S、C3S活性礦物，能夠發生水化反應生成水化硅酸鈣凝膠，從而發揮填充與膠結的作用。另一方面，鋼渣的摻入在土壤中引入了高價陽離子，能夠與土壤內部的低價陽離子發生離子交換反應，降低黏粒的雙電層厚度，增加土顆粒的團聚作用。水化反應和離子交換反應都改善了土壤的內部結構，從而使土壤力學性能提高。

(5)探討了鋼渣對土壤的物理改性效應，但并未涉及土壤中摻入鋼渣后剛度和模量的變化情況。此外，還未涉及土壤中摻入鋼渣(或鐵尾礦機制砂)前后孔隙結構和孔隙率的變化情況。這些將會是下一步研究的方向。