2. 浙江大学 宁波理工学院, 浙江 宁波 315100;
3. 中国矿业大学 资源与地球科学学院, 江苏 徐州 221116
2. Ningbo Institute of Technology, Zhejiang University, Ningbo 315100, China;
3. School of Resource and Earth Science, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China
土体污染根据污染物来源的不同分为无机污染和有机污染2种, 前者主要是重金属离子污染, 而有机物污染在生活垃圾污染土中最为典型[1].无机污染土中因为存在重金属离子, 所以目前大多研究集中在使用电渗的方法使其中的重金属离子在电极附近聚集, 然后采取其他方法将重金属离子分离.
生活源污染土主要是有机污染土, 目前对生活源污染土的研究大多数集中在生活源污染土的工程性质[2-4]、垃圾填埋场的沉降、稳定、渗透、扩散等方面, 而在生活源污染土的室内排水加固方面的研究极少.随着城市建设的加快, 生活源污染土被开发为建筑场地, 一般粉土等污染后性质变化不明显, 但是黏土被污染后性质变化明显, 比重、液塑限、孔隙比等土性参数都会发生较大的变化, Kaniraj等[5]对有机质土的电渗排水加固效果进行了研究, 分析认为与普通黏土电渗加固效果有较大不同, 电渗加固的最优条件也存在一定差别.
除此之外, 电渗在土木工程中的应用已经有很长的历史, Esrig[6]最早建立了电渗排水固结的相关理论；龚晓南等[7]研究了电压、电极材料、含盐量等因素对于电渗排水加固效果的影响；李瑛等[8]研究了电压对电渗效果的影响.以上普通土的电渗加固参数是否适用于生活源污染土还存在疑问, 有必要开展相应的研究.本文以生活源污染黏土为研究对象, 选用电渗法对生活源污染黏土进行处理加固提高其承载力, 通过设计正交试验探究了生活源污染土电渗加固影响因素排序以及最佳条件组合, 为生活源污染土的研究以及处理提供了新的思路和方法, 同时也为工程实践中污染场地地基土电渗加固设计提供了参考.
1 试验设计及过程 1.1 试验用土样制备实际操作中由于填埋场生活源污染土不易获取且均匀性较差, 所以本文利用室内装置模拟制作生活源污染土, 再现普通黏土的污染物渗流过程, 土体污染程度和状态相当于生活垃圾填埋场后期场地软基和衬垫层土体.本文所用未污染土壤取自徐州市南郊, 在对其进行渗流污染之前测得其基本参数如表 1所示, 表中WP为塑限, WL为液限, IP为塑性指数, wP为水的质量分数, ρd为干密度.
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表 1 未污染土的基本参数 Table 1 Basic parameters of uncontaminated soil |
本文所用的污染土样全部取自于室内物理模型装置中的生活源污染土样[9], 模型装置如图 1所示.
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图 1 生活源污染土样制备装置 Fig. 1 Preparation device of life source pollution soil |
其中生活垃圾组成参考了我国有关资料和相关论文[9], 基本成分如表 2所示, 其中wO为有机组分, wi为无机组分, wc为混合组分.
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表 2 生活垃圾的主要组成以及质量分数 Table 2 Main composition of garbage and content |
采用南-55渗透仪进行变水头测试, 获得不同渗流深度生活源污染土的饱和渗透系数.试验前将切好的土样放入饱和箱中先真空抽气处理2 h, 注水浸泡24 h.在测试过程中, 先将试验装置中的气泡排出, 初始水头加至1.6 m左右, 当排水口有水排出时开始记录水头值, 约24 h记录一次, 连续记录4~6次.为减小蒸发作用产生的误差, 增加了一组对照试验测试读数周期室温作用下水头的损失值.渗透系数随渗流深度变化如图 2所示, 其中k为渗透系数, d为渗流深度.
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图 2 不同渗流深度渗透系数 Fig. 2 Permeability coefficient of different flow depth |
从图 2中可以看出生活源污染土的饱和渗透性很低, 不同渗流深度生活源污染土的饱和渗透系数不同, 较大值在渗流深度23 cm附近, 与临界深度对应, 超过该渗流深度, 渗透系数减小并具有逐渐达到稳定的趋势.
1.2.2 基本土性参数不同渗流深度的土体性质存在一定的差异, 本文将不同渗流深度的土样进行充分混合, 取样并测定了其基本性质, 试验生活源污染土基本性质如表 3所示, 其中ψ为摩擦角, c为黏聚力, γ为重度.
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表 3 生活源污染土的基本参数 Table 3 Basic parameters of the life source polluted soils |
试验模型箱由改进的Miller Soil Box有机玻璃箱以及沉降测量组合装置[10]组成, 电渗加固试验装置图如图 3所示.如图 4所示为试验装置的剖面图和平面图.有机玻璃箱内边缘尺寸为186 mm×100 mm×97 mm, 沉降测量组合装置主要包括固定支架、可调节悬杆和百分表.百分表固定在可调节悬杆上, 下端压在有机玻璃薄板上, 薄板尺寸168 mm×94 mm.试验采用板状电极, 尺寸为97 mm×97 mm×2 mm, 在阴极板外侧包裹土工布, 考虑到排水需要, 在阴极板上用钻孔机均匀钻取若干个直径为5 mm的小孔.模型箱一侧烧杯置于电子秤上, 记录电子秤读数的变化即可得到试验排水量.试验中每隔一定时间记录百分表读数、有效电势, 读取电流、排水量的数值, 并观察试验排水是否正常.
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图 3 电渗加固试验装置图 Fig. 3 Improved setup for electro-osmosis |
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图 4 电渗加固试验装置剖面图和平面图 Fig. 4 Cross-sectional view and plan view for electro-osmosis |
为了更加准确地找出生活源污染土电渗加固最优水平, 本文首先进行了9组预试验, 确定了不同因素的水平值较合理的范围.根据9组预试验的研究结果, 同时参考普通土的电渗设计方案, 增加试验水平和因素并调整水平值, 设计出正式试验的因素和水平, 含盐量的影响通过改变CaCl2添加量ρ(CaCl2)模拟, 其余因素的设计参考了普通土电渗设计方案[10], 如表 4所示.其中U为电源电压, E为电极材料, t为通电时间, wρ0为初始含水量.
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表 4 正式试验因素水平表 Table 4 Factors and level of formal electro-osmosis |
试验主要过程如下：在阴极电极板外侧包裹土工布并放入相应位置, 分层压实土样；在距电极板5 mm处插入电势测针, 将百分表固定好位置, 接通整个电路；每隔0.5 h记录百分表示数并且每隔1 h测读电流、电压以及排水量数值.结束后取样测含水量以及进行直剪试验.表 5给出了电渗加固试验的加固条件.
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表 5 正式试验电渗加固条件汇总表 Table 5 Conditions of formal electro-osmosis |
为了更加全面的评价电渗加固排水效果和能量消耗, 本文选用含水量降低百分比wJ(电渗前后土样含水量差值/电渗前含水量)和抗剪强度τ以及单位排水量能耗WT(总能耗/排水量)等3个参数来评价电渗加固的效果, 并分析了不同影响因素的极差.表 6列出了16组正交试验的含水量降低百分比、单位排水量能耗以及抗剪强度均值.
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表 6 电渗加固试验结果汇总表 Table 6 Summarized results of formal electro-osmosis |
对于生活源污染土体电渗加固效果的评价研究, 含水量的降低是一个比较直观的指标[11], 对污染土体的研究具有重要的意义.为减小试验数据的误差, 最后含水量统计分析时采用的是相对降低百分比, 图 5给出了含水量降低百分比的因素水平图.
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图 5 含水量降低百分比因素水平图 Fig. 5 Factors and level of percentage reduction ofwater content |
如图 5所示：横坐标为各因素相应水平的编号, 图中标示出了不同因素含水量降低百分比的最大值和最小值, 波动范围容易判断.电源电压、CaCl2添加量、电极材料、通电时间、初始含水量的极差分别为：6.613、5.151、2.286、6.511、0.133.各因素对电渗排水后含水量降低百分比的影响程度为：电源电压 > 通电时间 > CaCl2添加量 > 电极材料 > 初始含水量.其中含水量降低百分比随着电源电压的升高先增大后减小, 40、50 V排水效果相比30 V明显变好；CaCl2添加量从0.4 g/L变化到0.8 g/L之后排水效果明显变差, 主要是因为氯化钙会发生胶结反应从而不利于水分的排出.
电源电压的极差最大, 说明电源电压对整个电渗排水加固效果影响很大[12], 最优值在40~50 V之间；通电时间极差和电源电压基本相等, 从含水量降低百分比的角度来看, 通电时间越长, 则排水效果越好, 但是从能耗系数的角度来看, 部分试验到达20 h之后能耗系数会有一个突增的过程, 此时电流大多在0.01 A以下, 继续通电则很不经济；其次是CaCl2添加量的影响, 试验中模拟孔隙水含盐量变化是直接向搅拌土的蒸馏水中加入氯化钙, 提高初始电流强度的同时带来胶结反应, CaCl2添加量过多会影响排水量；电极中铜电极的电渗加固效果最好, 其他3种电极的电渗加固排水效果相当；初始含水量极差为0.133, 相比其他几个影响因素的极差很小.
2.1.2 单位排水量能耗影响因素极差分析电渗加固过程中土体有效电势不断降低, 不同试验条件下排水量以及有效电势的变化不同, 单位排水量能耗可以更加准确地反应出电渗中能量的消耗情况.图 6给出了单位排水量能耗的因素水平图.
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图 6 单位排水量能耗因素水平图 Fig. 6 Factors and level of displacement by unit energy consumption |
由极差分析可知, 各因素对电渗单位排水量能耗的影响程度为：电源电压 > CaCl2添加量 > 初始含水量 > 通电时间 > 电极材料.
其中电源电压的极差最大, 40 V的单位排水量能耗相比于30 V仅增长了22%, 当电压升高到58 V时, 单位排水量能耗相比50 V增长了接近50%.能耗变化的一般规律是随着电源电压的增大而增大, 综合考虑排水能力, 本试验发现电压在40~50 V之间, 既可以使能耗控制在较低水平, 又可以获得理想的排水量；通电时间和电极材料对电渗加固效果的影响相当, 其中铝电极的能耗明显低于其他3种电极材料.
2.1.3 电渗加固影响参数综合极差分析由于试验结果评价有3个指标, 所以本文采用正交试验综合分析法, 结合工程和实际需求将每个评价指标按照重要程度配以不同的百分比, 其中含水量降低百分比wJ=40%、单位排水量能耗wT=20%、抗剪强度τ=40%, 计算5种因素的综合极差大小, 与采用优序法得到的结果相同, 计算结果如表 7所示.
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表 7 电渗加固结果综合极差及最优水平汇总表 Table 7 Summarized results of electro-osmotic reinforcement the comprehensive range and the optimal level |
通过以上3个指标的综合分析, 可以总结出：1) 电源电压在电渗加固过程中起着主导作用, 综合考虑电渗能耗和排水效果可以得到电源电压最优值为50 V左右；2) 通电时间建议采用20 h左右；3) 初始含水量对电渗加固效果影响比较大, 主要是因为初始含水量越高, 排出水和发生沉降相对来说更容易；4) CaCl2添加量对电渗加固效果的影响比较明显；5) 试验得到的最优水平与F6和F9试验组的试验条件都比较相似, 试验数据表明F6试验组的排水效果和抗剪强度都处于最优水平, F9试验组采用的铝电极也得到了比较好的电渗加固效果, 主要是因为在配制土样时由于土样烘干效果较差, 导致初始含水量偏高, 较高的初始含水量弥补了铝电极电渗加固效果较差的问题, 最终电渗排水加固效果较好.
2.2 电渗加固效果及效率研究本文选用了排水量、排水速率、土体沉降参数评价电渗加固效果, 选用能耗系数评价电渗效率[13], 对比分析电渗加固过程中和加固后土体的相应评价参数变化特征.
2.2.1 排水量本文对42%和48%这2种初始含水量试验组分别进行了分析, 获得排水量Q随时间t的变化图, 如图 7所示.
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图 7 排水量随时间的变化曲线 Fig. 7 Variation curves of drainage with time |
图 7(a)中F1、F3以及F8这3个试验组前5个小时的排水曲线基本重合, F6试验组的排水速率和最终排水量为最高值, 主要是其电源电压、CaCl2添加量都处于最佳水平附近, F8试验组受CaCl2添加量过高及铝电极的影响, 虽然电源电压比F1试验组高, 但是后期排水速率和最终排水量处于较低水平.
图 7(b)中F2试验组为铜电极并且CaCl2添加量在最优值附近, 所以后期排水速率和排水量都大于F4试验组；而F5试验组的排水速率一直保持在比较高的水平, 主要原因是在电渗过程中其有效电势一直保持在较高水平, 电渗结束时为27.5 V.所有的试验排水速率都是在第2 h开始突然增大, 在第10 h之后开始逐渐减小.从图中还可以看出40 V试验组的排水量相比30 V试验组的排水量有明显的提高, 但是50 V试验组相对于40 V试验组的排水量提高很小, 说明此时电源电压的控制作用正在逐渐减弱.
2.2.2 沉降分析本文分析了16组试验的最终沉降数据, S为沉降, 如图 8所示.
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图 8 16组土样阴阳极沉降图 Fig. 8 Sixteen groups of soil samples anode and cathode sedigraph |
图 8为16组试验的阴阳极沉降值折线图, 每组试验中阳极土体的沉降都大于阴极土体的沉降, 阴阳极沉降相差1~2 mm之间, 初始含水量为48%试验组的沉降大于初始含水量为42%试验组的沉降.
除此之外, 考虑到电极材料和电源电压对于沉降影响较大, 本文选取了4组电极材料和电源电压均不同的试验组合来分析土体的固结过程, 如图 9所示.
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图 9 4组土样固结沉降曲线 Fig. 9 Consolidation settlement curves of four soil |
从图 9中可以看出土体沉降增速随着时间逐渐变小[14], 整个沉降曲线形状与堆载预压的固结沉降曲线形状相似, 呈对数函数曲线形状, 开始几小时内阴极附近土体沉降数值以及增加速率都超过阳极, 最终沉降阳极土体大于阴极土体, 其沉降差值在0.65~1.08 mm左右.主要是因为电渗开始时阴极附近土体水分先排出, 所以阴极附近土体先发生沉降, 而后经过一段时间阳极水分到达阴极附近, 阳极土体沉降速率和沉降值逐渐大于阴极, 但发生的时间不同, 土中竖直线与时间轴的交点即为阳极土体沉降超越阴极土体沉降的时间, 随着电源电压的增高, 交叉点位置提前.
2.2.3 能耗系数电渗排水加固的效率是指排出单位体积的水或者产生单位高度沉降所需要的电能, 电渗排水加固过程中电能的利用率则是指作用于土体固结的电能占总电能的比例, 二者有本质的不同.研究电渗加固排水的效率[15], 引入能耗系数C, 它反映了排出单位体积水所需要消耗的电能：
| $ C = \frac{{U{I_{{t_1}}}_{{t_2}}({t_2} - {t_1})}}{{{V_{{t_2}}} - {V_{{t_1}}}}}. $ | (1) |
式中：It1t2为t1到t2时间内土体中的电流平均值；单位：A；Vt1、Vt2分别为土体在t1, t2时刻排出水的累计体积，单位：mL；t1、t2为通电时刻，单位：h；
本文选取4组具有代表性试验的能耗系数变化图, 如图 10所示.初始水的质量分数均为48%, 从图中可以明显地看出电渗前19 h左右的能耗系数一直处于较低水平, 变化幅度很小, 当电渗时间超过19 h之后, 能耗系数有一个迅速增大的过程[16].本文以F16试验组数据分析：在大概20 h左右能耗系数突变时, 其排水量为160 mL, 占到整个排水量的98%, 此时其能耗是整个试验结束时总能耗的70%, 继续通电并不经济.
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图 10 能耗系数变化图 Fig. 10 Chart of energy consumption coefficient change |
试验中选取了F12试验组(电压50 V、CaCl2添加量1.2 g/L、铜电极、通电时间15 h、初始质量分数为41.9%)进行了X射线荧光光谱分析, 得到土体电渗结束后主要离子成分及其水的质量分数, 结果如表 8所示.其中wEb为电渗前质量分数, wEa为电渗后质量分数, Ec为电渗前后变化比例.表中, 电渗前后变化比例=(电渗后质量分数-电渗前质量分数)/电渗前质量分数.
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表 8 电渗前后离子成分分析 Table 8 Ion composition changes analysis of electro-osmosis |
试验土样为生活源污染土、铜等重金属离子的质量分数相对较低, 从表 8中可以看出, 铜离子的增长明显高于其他离子, 主要是因为试验电极是铜电极, 在阳极会发生如下反应:Cu→Cu2++2e-, 导致铜离子的质量分数大幅度提高.而在阴极由于产生氢氧根离子, 阴极和阳极钙离子含量并没有明显提高, 主要是因为加入的钙离子和氢氧根离子反应生成沉淀.
3 电渗加固正交试验验证普通黏土被污染之后其基本物理性质都会发生变化, 必然会影响其承载力、渗透性和抗剪强度[17-18].为验证试验最佳组合以及进一步研究电渗加固处理污染黏土在参数选择上与普通黏土的差异, 试验最后进行了2组验证性试验, 其粒度成分和黏土矿物含量如表 9和10所示, d为粒度直径.
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表 9 未污染黏土粒度成分 Table 9 Particle composition of uncontaminated soil |
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表 10 未污染黏土矿物相对含量 Table 10 Mineral content of uncontaminated soil |
在正交设计理论和实践中, 验证性试验的主要目的是按照正式试验得出的最优试验水平和试验条件组合来进行设计, 对比最终结果可以发现在正式试验中F6试验组和F9试验组的电渗加固综合效果处于较好的水平, 主要是因为这2组试验的试验条件最为接近最优试验条件, 尤其是F9试验组.但是其电极是铝电极, CaCl2添加量偏低, 与最佳试验条件有一定的出入, 按照正交试验中验证试验的理念, 应该设计安排验证性试验, 试验条件如表 11所示.
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表 11 验证性试验基本条件 Table 11 Basic conditions of confirmatory test |
验证性试验的步骤同正式试验完全相同, 试验得到基本结果如表 12所示, 表中Ii为初始电流.
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表 12 验证性试验基本结果 Table 12 Basic conditions of confirmatory test |
分析表 12中验证性试验结果主要可以得出以下结论：
1) F17试验组的水的质量分数降低百分比、抗剪强度、能耗相比于16组正式试验均处于较好的水平；
2) 普通黏土的初始电流比较小, 试验中观察发现电流变化比较平稳, 主要是因为普通黏土中离子成分比较简单, 初始状态导电性比生活源污染土稍差；生活源污染土沉降、电压和电流值变化则不稳定, 主要是因为黏土颗粒本身污染后会产生新物质, 由于相变结晶的作用而使得土的体积发生变化, 并逐渐变成小颗粒.这样不断地反复交替作用, 土层受到破坏, 导致污染土在电渗加固过程中各项参数变化有突变发生.
黏土受到污染后其基本微观结构会发生变化, 在导电性方面和普通土会有一些差别, 本文选取污染土样和普通土样的电导率数据绘图, 如图 11所示, 其中κ为电导率.
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图 11 不同土样电导率变化图 Fig. 11 Conductivity changes of different soil samples |
从图 11中可以看出, 同等条件下普通黏土的电导率初始值处于较低水平, 最后2种土体的电导率随着时间逐渐减小, 差距也逐渐减小, 污染土中主要离子成分均比正常普通黏土复杂并且含量较高, 对于初期的导电性起到了很大的作用.
综上可知, 正式试验得出的最优电渗加固条件组合的确可以实现最优的电渗加固效果, 黏土经过污染后电化学性质与未污染时存在着较大的区别, 电渗加固的最优条件也存在一定的差别.本文通过正交试验设计得出生活源污染土电渗加固效果的影响因素排序和最优水平, 对实际工程中污染土的加固和承载能力的提高提供了参考依据.
4 结论本文通过16组正式试验、2组验证性试验研究了影响生活源污染土排水加固的5个因素, 通过室内5因素4水平正交试验, 得到了电源电压、CaCl2添加量、通电时间、电极材料、初始水的质量分数的最优试验水平, 分析了不同因素的极差.最后验证了最优电渗因素水平组合, 对比试验也充分表明黏土污染前后加固效果会有一定差别.以上研究工作取得主要结论如下：
(1) 生活源污染土电渗排水加固试验影响因素的主次顺序及最优水平
经过16组试验后得出影响生活源污染土电渗排水加固效果的主次因素顺序是：电源电压、通电时间、初始水的质量分数、CaCl2添加量、电极材料.
1) 试验分析得到电源电压的极差在各项试验指标中都处于最高水平, 对试验结果有着控制性的作用, 最优水平为50 V, 电势梯度约为2.69 V/cm；
2) 试验中电渗能耗系数在20 h左右会发生突变, 升高幅度达到200%, 此时通电已不经济, 实际工程中要根据工期和能耗等因素综合考虑决定通电时间；
3) CaCl2添加量对加固效果的影响与电极材料相当, 最佳水平约为0.2 g/L, 过高的CaCl2含量会导致土体胶结度提高反而不利于水分的排出；
4) 电极材料对试验的影响方面, 铁电极和铜电极排水效果相当, 处于较高水平；铝电极的能耗最小, 排水效果介于铁和石墨之间, 石墨的电渗加固效果最差, 综合考虑建议使用铁电极.
(2) 生活源污染土电渗排水加固效果分析
通过对电渗处理生活源污染土的水的质量分数、抗剪强度、土体沉降等指标进行综合分析, 电渗前后土体的水的质量分数降低百分比最大值为56.2%, 发生在F9(电压50 V、CaCl2添加量0 g/L、铝电极、通电时间30 h、初始水的质量分数50%)试验组的阳极土体附近.除此之外F6(电压40 V、CaCl2添加量0.4 g/L、铁电极、通电时间30 h、初始水的质量分数43%)
试验组的阳极土体水的质量分数降低百分比也超过50%, 正式试验16组的水的质量分数降低百分比平均值为32.19%, 加固效果明显, 同时抗剪强度和承载力得到提高.
(3) 生活源污染土电渗加固效率及其参数变化规律研究
电渗排水加固过程中对电能的消耗较大, 本文对有效电势、电流、电导率、能耗系数研究发现：在电压较高时, 铜电极和铁电极的有效电势降低幅度小于铝电极和石墨电极, 电流在15 h后大多小于0.1 A, 这也与能耗系数在20 h左右突然升高的结论相一致.在验证性试验中发现相比于污染黏土, 普通未污染黏土在电渗初始阶段电导率较低, 但是电流、电压等参数在整个变化过程中比较平稳, 主要与黏土颗粒本身污染后复杂的性质有关.验证性试验通过研究对比普通土和污染性黏土的电流等参数, 可以发现污染土的性质比较特殊, 但由于试验量较小, 后续研究可以增加样本数量以研究土体污染前后电渗加固效果的变化及多因素作用机制.
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