Experimental study on solidification of bauxite tailing clay with quicklime and microorganism
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摘要: 因土体孔隙小,目前微生物矿化技术（MICP）在铝尾黏土固化中鲜有应用。基于尾矿库复垦需求,采用生石灰与微生物共同固化技术（生化固化技术）对过湿性铝尾黏土进行处理并与石灰固化技术处理进行对比,通过SEM扫描、压汞试验、剪切试验和压缩性试验揭示其生成物元素组成、土体微观结构和强度变化规律。试验结果表明：生石灰与土中水发生水化反应,形成大量较大直径孔隙,为微生物生存提供空间；生石灰与铝尾黏土中水反应生成Ca(OH)2导致土体pH值和温度升高,试验生石灰掺入量导致的土体温度上升处于试验菌种耐受范围内,同时该菌种具有较好耐碱性,能够利用生石灰水解产生的Ca2+进行矿化作用,但过高碱性会影响其代谢,故应控制生石灰掺量；石灰固化技术处理铝尾黏土能够提升土的抗剪强度,降低压缩系数；生化固化技术处理铝尾黏土能有效填充土体孔隙和黏结土颗粒,处理效果优于生石灰固化技术处理,考虑生化固化效果的最优生石灰掺入量为23.33 kg/m3。Abstract: Because the pores of bauxite tailing clay are small, the microbial induced calcite precipitation (MICP) is rarely used in this research area at present. Based on the reclamation requirements of tailings pond, the quicklime and microbial co-curing technology (biochemical curing technology) is given to treat the super-wet bauxite tailing soil, and the results are compared with those by the lime curing treatment. Through SEM scanning, mercury injection tests, shear tests and compressibility tests, the change rules of element composition and microstructure and strength are revealed. The results show that numerous large pores are formatted by the hydration reaction between the quicklime and the water, which provides space for the survival of microorganisms. Ca(OH)2 is generated by the reaction of quicklime and water in the bauxite tailings soil so as to increase the pH value and temperature. The soil temperature rise caused by the addition of quicklime is within the allowable range of the test strains. The sporosarcina pasteurii used in the experiment is alkali-resistant and can mineralize with Ca+ produced by the hydrolysis of quicklime. However, high alkalinity will affect the metabolism, and the content of quicklime should be controlled. The shear strength of the soil is improved and the compressibility is reduced after treated by the quicklime. The soil can be filled and bonded effectively by the biochemical curing, and the effect is better than that by the quicklime. The optimal amount of the quicklime in biochemical curing is 23.33 kg/m3.
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Keywords:
- biochemical solidification /
- microorganism /
- quicklime /
- bauxite tailings clay
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0. 引言
随着微生物技术的发展,微生物在砂性土固化处理方面取得良好效果。微生物在进行代谢活动的过程会产生一些结晶和非结晶的无机化合物,这些微生物代谢过程被称为微生物的矿化作用[1]。微生物矿化作用产生的无机化合物能够填充岩土体的孔隙,提高岩土体的强度,所以微生物矿化作用被广泛应用于松散砂性土处理中。Qabany等[2]、Van等[3]、Warthmann等[4]、Chu等[5]分别通过尿素水解过程、反硝化过程、硫还原过程及铁还原过程获得了矿化微生物新陈代谢产物进行土体固结加固。其中诱导生成碳酸盐的微生物矿化过程称为MICP技术,目前MICP多应用于砂性土固化处理中,主要通过掺入液体钙源（多为CaCl2溶液）为矿化反应提供Ca2+离子,并通过反复注入产脲酶菌菌液及尿素混合液,在松散砂性土孔隙中生成碳酸钙,达到胶结土颗粒及填充孔隙的目的[6-8]。石灰固化技术是化学固化软土常用的方法之一。Khan等[9]对石灰改良土进行了研究,发现石灰能够很好改良路基土物理力学性质。杨志强等[10]从微观机理与宏观性质对石灰加固土进行研究。杨爱武等[11]以石灰作为主剂,水泥、石膏作为辅剂改良天津滨海软土对于软土处理,取得较好效果。高国瑞[12]从反应原理和微观结构方面对石灰处理路基强度增长机理进行研究。
然而,尾矿是原矿石经破碎—研磨—选洗后,剩余的目标组份含量较低,无法用于生产的矿石残渣[13]。尾矿泥浆经过一定沉淀后,通过管道泵送到尾矿库内,尾矿泥浆具有高含水率、颗粒细、强度低等特点[14]。在沉积及排水过程中容易快速形成低渗透性“泥皮”,故采用传统软土排水固结手段很难使尾矿库内泥浆排水固结[15]。而土体中缺乏矿化微生物所必需的生存空间,且液体钙源在土体中流动性差,故微生物固化技术在尾矿治理中鲜有应用。而采用生石灰固化技术处理过湿性铝尾黏土,要达到较高的土体强度需要掺入大量的石灰,在土中掺入大量的石灰会导致土体pH值快速升高,过高的pH值会影响复垦后期土地的植物生长,且在土中掺入大量的生石灰进行土体改良不经济环保。
故本文尝试将称为“绿色水泥”的微生物矿化技术与传统石灰固化技术相结合,共同处理过湿性铝尾黏土。研究生化固化技术处理过湿性铝尾黏土的技术可行性,揭示生化固化处理后的过湿性铝尾黏土土体微观结构的变化及强度增长规律,为类似过湿性黏土的绿色处理提供新思路。
1. 试样制备
1.1 铝尾黏土物理特性
试验所用的尾矿库泥浆取自中铝广西分公司1号铝土排泥库,选取洼地中心过湿性铝尾黏土作为典型土样,物理性质如表1所示,其颗分曲线如图1所示。
表 1 铝尾黏土物理性质表Table 1. Physical properties of bauxite tailings clay土粒相对密度Gs 密度ρ/(g·cm-3) 含水率w/% 孔隙比e 渗透系数k/(cm·s-1) 2.83 1.58 87.6 0.96 2.44×10-6 1.2 菌株选取与培育
本次试验所采用菌株为巴氏生孢八叠球菌（Sporo sarcina pasteurii,ATCC编号：11859）,将菌株干粉活化后放入固体培养基培育（固体培养基配方为：葡萄糖20 g/L、酵母膏5 g/L、蛋白胨5 g/L、尿素5 g/L并加入培养基质量1.5%的琼脂）,在30℃无菌环境下培育48 h。然后在固体培养基平板中挑单菌落于液体培养基（液体培养基配方与固体培养基相同,但不加入琼脂）内,以200 rpm的转速在恒温振荡培养箱中扩大化培养36 h。最后将培养得到的细菌液在冷冻离心机中以8000 r/min转度及4℃温度下离心10 min,去除液体培养基各组分,取上层纯净菌液置于冷藏箱内在4℃下保存,并在3 d内使用。经紫外分光光度仪测试所得菌液吸光度OD600为3.907,光学显微镜血球技数板测试细菌菌数为2.35×109个/mL。
1.3 生长曲线
为探究细菌的生产过程,将细菌放入培养液中,进行2组细菌培养平行试验,采用分光度仪测定培养液与细菌混合液中的OD600值,得到细菌在培养液中的繁殖过程曲线如图2所示。
由图2可以看出,该菌株的繁殖期分为迟缓期、对数期、稳定期3个阶段,经过15 h的培养,细菌进入繁殖最高峰期,培养24 h后细菌繁殖进入相对稳定期。故试验选取培养了24 h细菌进行生物固化试验菌种进行试验。
2. 石灰对微生物生长影响
2.1 加入生石灰对土体pH值影响
高含水率铝尾黏土以自由水渗流为主,易形成低渗透性“泥皮”,在排水中后期阻碍排水的持续进行,尾矿泥浆内部排水较为困难,泥浆在排水至60%左右含水率后就很难将土体中水排出[16]。故本试验配置含水率为60%泥浆进行试验,研究在土体中加入生石灰对土体pH值影响。试验设计4个对照组,进行对比分析。试验盒尺寸为30 cm×15 cm×15 cm,尾矿泥浆填堆高度10 cm,体积0.0045 m3,含水率60%。分别掺入0,70,105,140 g生石灰进行试验,采用去离子水提取电位法测定土样pH值[17]。分别测定土体1,7,14,21,28 d的pH值,每组石灰掺入量各制3个平行样进行试验,然后求平均值,以减小试验误差。试验结果如图3。
由图3可知,未掺入生石灰的尾矿土体呈中性,pH值在7附近；掺入生石灰后,生石灰与尾矿土体中的水发生熟化反应生成Ca(OH)2,土壤pH呈碱性,随着生石灰掺入量的增加,土体碱性逐渐增强。石灰与水的反应过程较为迅速,在掺入生石灰1 d后尾矿土体pH值达到峰值,生石灰掺入量70,105,140 g对应的pH峰值分别为8.96,9.92,10.41。随后随着Ca(OH)2与空气中CO2发生反应,pH值略有下降,但下降曲线较为平缓,土体仍维持较高的碱性。
2.2 酸碱性对细菌生长影响
为研究选取菌种对酸碱环境的敏感度。按照培养基配方配置培养液,使用NaOH和HCl配置pH值5～10培养基,将菌株移植入调好pH的培养液中。放入振荡培养箱中在37℃、220 r/min条件下培养,每组pH值制3个平行样进行试验取平均值,菌液浓度变化如图4所示。
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图 4 不同pH条件下细菌浓度变化Figure 4. Change of bacterial concentration under different pH conditions由图4可知,在pH≤5环境下OD600值很低,说明pH≤5环境下巴氏生孢八叠球菌几乎不能生存。随着pH值升高,细菌生长速度上升,在pH=7时,细菌生长速度最快,培养24 h对应的细菌浓度也最大；随着pH继续增大,细菌生长速度开始下降、细菌浓度也开始下降。pH由7增加到8时,24 h培养细菌浓度下降最快,OD600下降了0.7596,随着pH继续升高,培养结束细菌浓度下降速度开始放缓。24 h培养结束后,pH环境为6～10的细菌浓度OD600均能达到2以上,总体来说该细菌在pH为6～10生长状况较好。故巴氏生孢八叠球菌具有较好的耐碱性,可以作为生化固化菌种使用,但在固化过程应控制生石灰的掺入量,避免过高的碱性抑制细菌活性。
2.3 温度对细菌生长影响
为研究选取菌种对温度环境的敏感度。按照培养基配方配置pH为7的试验菌液,将菌液放入10℃、20℃、30℃、40℃的水浴中培养。经分光度仪测试不同温度条件下菌液吸光度,每组温度值制3个平行样进行试验取平均值,菌液浓度变化如图5所示。
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图 5 不同温度条件下细菌浓度变化Figure 5. Change of bacterial concentration under different temperature conditions由图5可知,温度在10℃～40℃范围内,巴氏生孢八叠球菌活性随温度升高而升高。陈歆等[18]的研究结果显示巴氏生孢八叠球菌产生的脲酶的最适应温度为45℃以上,该菌种能用于较高温度时段施工作业。试验过程测量了60%含水率下0.0045 m3泥浆掺入200 g的生石灰下土体温度为47.6℃,故试验用生石灰掺入量导致的土体温度升高对试验菌种活性影响不大。
2.4 石灰加入量对孔隙影响
为研究石灰加入量对尾矿黏土孔隙的影响,在60%含水率尾矿泥中分别掺入0,70,105,140 g生石灰进行试验。通过SEM扫描得到土体的表面孔隙（如图6）。
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图 6 天然尾矿黏土与生石灰尾矿黏土SEM图像Figure 6. SEM images of natural tailings clay and quicklime tailings clay由图6（a）可知,尾矿泥以细颗粒为主,表面较为破碎,存在大小不一孔隙。由图6（b）可知,当石灰掺量后,生石灰首先与土体内部水反应,释放出钙离子。所得Ca2+一部分与铝土尾矿中富含性的Al2O3及SiO2发生火山灰反应,分别生成水化铝酸钙及水化硅酸钙（C-S-H）。生成的水化硅酸钙为片状晶片,在土颗粒中形成新的骨架,由于交叠成网格状镂空结构,交叠镶嵌在土体表面,土体体积迅速膨胀,形成大量新的较大孔隙,微生物能够依存在这些裂隙中。
3. 尾矿黏土生物固化试验
首先将菌种培养24 h,菌种进入活性最大稳定期。配置含水率为60%的尾矿泥浆,将尾矿泥填入试验盒中（尺寸30 cm×15 cm×15 cm）。试验示意图如图7所示。将不同含水率尾矿泥填入试验盒中,堆填高度为10 cm,为填入生石灰材料及土体膨胀预留空间。将100 mL菌液和5 g/L尿素1∶1混合搅拌均匀,将混合液注入尾矿土中搅拌5 min使其混合均匀,接着掺入不同质量生石灰,将生石灰与尾矿泥搅拌均匀,2 h后放入环境仿真实验室,在35℃恒温环境中静置28 d。取样经冷冻干燥处理后试样进行压汞试验及SEM电镜扫描,观察土体微观孔隙变化及生化反应生成物、生成物微观形态。利用Image-pro Plus 6.0软件将图像分割成黑白二值图像,获取土样孔隙面积率；并另取28 d土样进行十字板剪切试验和压缩试验,测试土体抗剪强度和压缩性变化情况。
3.1 生物固化微观结构分析
分别将60%含水率天然铝尾黏土、生石灰处理铝尾黏土及生化处理28 d铝尾黏土经SEM电镜扫描,所得1000倍微观结构图像如图8所示。
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图 8 不同处理方式下60%含水率尾黏土1000倍微观结构图像Figure 8. 1000 times-microstructure images of tailing clay with moisture content of 60% in different treatment ways由图8可知,天然尾黏土表面较为破碎,存在大小不一孔隙如图8（a）；添加生石灰后形成了水化硅酸钙晶片,土体在失水干缩及膨胀变形共同作用下颗粒间出现较大裂隙如图8（b）；掺入菌液后破碎土颗粒得到较好的黏结,土颗粒黏结成大块土块,各部分间裂隙被填密愈合成大块整体而呈现经络状纹路,大土块中颗粒连接较紧密如图8（c）。经IPP软件测量计算得出各土样孔隙等效粒径数量分布（见表2）。
表 2 不同处理方式下尾黏土孔隙单元等效粒径数量分布Table 2. Equivalent pore-size quantity distribution ways of tailing clay sample units in different treatment ways土样 土样孔隙等效孔径分布/% 孔隙面积率/% <0.5 μm 0.5~1 μm 1~5 μm 5~10 μm >10 μm 天然尾黏土 8.99 70.64 19.13 1.07 0.18 18.33 生石灰处理尾黏土 9.15 66.02 22.43 1.60 0.80 26.94 生化处理尾黏土 9.97 78.81 11.13 0.09 0.00 4.24 由表2可知,与天然尾黏土比,在掺入生石灰后,土体总的孔隙面积率增加了8.61%。且增加的均为直径大于1 μm孔隙,微生物生存需要的生存空间为大于1 μm孔隙,大于1 μm孔隙增多能为试验菌种提供生存空间。生化固化技术处理后的尾黏土较为密实,孔隙面积率大幅下降了22.7%（降至4.24%）,且主要减少的以大于1 μm的小孔隙为主。
3.2 生成物元素组成分析
采用扫描电镜能谱仪（SEM-EDS）对生化固化技术处理的过湿尾矿黏土沉淀物进行化学分析,其结果见图9和表3。
表 3 生成物元素组成分析Table 3. Element composition analysis of precipitation元素 质量百分比/% 原子数百分含量/% C 10.18 21.67 O 19.47 27.37 Al 24.87 19.53 Si 9.61 7.32 Ca 33.35 22.57 Fe 2.52 1.54 从图9和表3中可以判断,生化固结技术处理的尾矿黏土有大量的碳酸钙生成。证明巴氏生孢八叠球菌代谢产生的脲酶充分水解尿素产生CO32+与Ca2+反应,生成了碳酸钙沉淀物,肯定了巴氏生孢八叠球菌的效果。
3.3 生物固化孔隙比分析
将经过生石灰处理和生化固化处理的试样分别进行压汞试验,得到相应的孔径分布柱状图（如图10～12）。
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图 10 70 g石灰掺入量土体孔径分布Figure 10. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 70 g![]()
图 11 105 g石灰掺入量土体孔径分布Figure 11. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 105 g![]()
图 12 140 g石灰掺入量土体孔径分布Figure 12. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 140 g由图10可知,石灰掺入量为70 g时,与石灰处理技术相比,生化固化技术处理尾矿黏土的d>50 nm孔隙的占比均有所下降,d<50 nm孔隙的占比上升,总共上升了10.46%。其中10 nm<d<50 nm孔隙的占比上升最为明显,上升了10.1%。
图11可知,石灰掺入量为105 g时,与只掺入生石灰处理相比,生化固化技术处理尾矿黏土的d>50 nm孔隙的占比明显下降,总共下降了24%,其中d>1000孔隙的占比下降最明显,达到10.5%。d<50 nm直径孔径上升,其中10 nm<d<50 nm孔隙的占比上升明显,上升了23.1%。
由图12可知,石灰掺入量为140 g时,与只掺入生石灰处理相比,生化固化土体的d<50 nm孔隙的占比变化不大,d>50 nm孔隙的占比变化也不明显,其中50 nm<d<100 nm还增加1.8%。
上述随石灰掺入量增加,不同处理方式铝尾黏土孔隙变化的原因如下：添加生石灰后形成了水化硅酸钙晶片,在土颗粒中形成新的骨架,土体体积迅速膨胀,土体在失水干缩及膨胀变形共同作用下颗粒间出现较大裂隙,产生大孔隙为微生物生存及作用提供足够间。微生物在土体中利用生石灰水化后的Ca2+进行矿化作用,填充了土体的孔隙,原本较大的孔隙被沉积的碳酸钙晶体填充,大直径孔隙下降,小直径孔隙上升。但石灰掺入量140 g时,各孔径孔隙所占比例变化均很小,50 nm<d<100 nm孔隙占比还增加了1.8%。由2.2节微生物在不同pH值中生长曲线可知,考虑生石灰的加入量过大,土体的pH值过高,微生物在强碱性环境下生长与代谢受到影响,形成代谢产物碳酸钙晶体减少,填充大孔隙的速率变慢,石灰与水膨胀孔隙未被完全填充,故大孔隙有所上升。
3.4 抗剪强度、压缩性分析
将经过生石灰处理和石灰加微生物处理28 d试样进行十字板剪切试验,得到石灰掺入量与剪切强度关系曲线如图13所示。
由图13可知,采用生石灰处理铝尾黏土,随着掺入量的增加十字板剪切强度增长。试验结束土体十字板剪切强度总共提升了13.5 kPa。其中石灰掺入量由70 g增加至105 g时,十字板剪切强度提升最大,提升了6.9 kPa。
在相同的石灰掺入量下,生化固化技术处理的土样的十字板剪切强度均高于生石灰处理土样的十字板剪切强度。在石灰掺入量小于105 g时,土样强度随着石灰掺入量的增加而增加,掺入量为105 g时强度达到峰值30 kPa,较生石灰处理提升了112.7%。但随着生石灰掺入量继续增长,土样的十字板剪切强度出现拐点,140 g生石灰掺入量对应的强度为23 kPa。
将经过生石灰处理和生化技术处理的试样进行压缩试验,土样由p1=100 kPa增加至p2=200 kPa的压缩系数av1-2如图14所示。
由图14可知,采用生石灰处理铝尾黏土,随着掺入量的增加,铝尾黏土压缩系数av1-2下降。试验结束压缩系数av1-2总共下降了0.18。其中由70 g增加至105 g时,压缩系数av1-2降幅最大,下降了0.13。
在相同的石灰掺入量下,生化固化技术处理的土样的压缩系数均低于生石灰处理的压缩系数。在石灰掺入量小于105 g时,随着石灰掺入量的增加,土样压缩系数降低,掺入量为105 g对应的压缩系数av1-2达到最小,为0.19,较生石灰处理降低了63.2%。但随着生石灰掺入量继续增长,土样的压缩系数出现拐点,140 g生石灰掺入量对应的压缩系数av1-2为0.25。
分析其主要原因：在铝尾黏土中掺入生石灰,生石灰首先吸收尾矿泥中的一部分水分,大幅降低矿泥含水率。同时铝土尾矿中含有大量SiO2（含量27.87%）、Al2O3（含量37.73%）、Fe2O3（含量15.37%）等金属氧化物,掺入生石灰后土样内部发生火山灰反应。SiO2、Al2O3和Fe2O3等氧化物在外界激发剂的激发作用下与固化剂水化产生的氢氧化钙和硫酸根离子反应,生成水化硅酸钙（C-S-H）、水化铝酸钙（C-A-H）和富铝的水化硅酸钙（C-A-S-H）,也称为二次水化反应。铝土尾矿中大量存在SiO2、Al2O3和Fe2O3（约占含量的80%）,且土体呈中性,因而在碱性环境中其活性最容易被激发,活性激发的关键是如何使Si-O和AlO键断裂。研究表明[19],Si-O和Al-O键的断裂主要受OH-浓度的影响,在OH-的作用下,发生如图15所示Si-O键断裂。OH-对AI-O-AI键也有同样效果。
石灰溶于水水化生成Ca(OH)2,使液相有较高浓度的OH-,OH-与铝土尾矿所含的Si-O-Si作用,使S-O键断裂,促进SiO2的溶解,反应为
-O-Si-O-Si+OH-→-Si-O-+-Si-OH；
-Si-O-+OH-→-O-Si-OH。
OH-浓度越大对Si-O和Al-O键的破坏作用就越强。Si-O和Al-O键的断裂使土颗粒表面形成游离的不饱和活性键,易与Ca(OH)2反应生成水化硅酸钙和水化硅酸铝等胶凝性物质,使Si-O-Al网络聚合体的聚合度降低。化学反应式如下：
Ca(OH)2+SiO 2+nH2O→CaO·SiO2·(n+1)H2O；
Ca(OH)2+Al2O3+nH2O→CaO·Al2O3·(n+1)H2O。
Ca(OH)2与矿泥颗粒的SiO2、Al2O3和Fe2O3逐渐生成了具有胶凝性的、不溶于水的水化硅酸钙和水化铝酸钙等结晶化合物,水化结晶化合物在水和空气中逐渐硬化,增大了固化矿泥体的强度。随着反应的不断进行,水化物增多,大量自由水转化为Ca(OH)2或结晶水,尾矿泥逐渐失去塑性并产生结构强度。
而采用生化固化技术处理尾矿黏土,石灰与水的膨胀作用产生大量较大直径孔隙使得微生物获得生存的空间,微生物在土体中利用生石灰水化作用产生的Ca+通过矿化作用诱导产生碳酸钙沉淀物,比生石灰水化作用产生的硅酸钙及水化硅酸钙晶体结构强度高,且微生物产生的细颗粒碳酸钙晶体具有很好的黏聚力,能有效黏结尾矿土体,所以采用生化固结技术土体抗剪强度明显高于石灰处理技术。
在石灰掺入量高于105 g后,生化固化技术处理的尾矿黏土抗剪强度虽然仍高于石灰处理尾矿黏土,但强度增长出现拐点,呈现下降趋势。分析造成土体强度下降原因主要是在土体中加入过多的生石灰,土体会呈现较高的碱性,过高的碱性环境会在一定程度上抑制微生物的活性,影响微生物的矿化过程,造成微生物诱导碳酸钙沉淀过程减慢,胶结作用减弱,使得强度较矿化峰值时有所下降。
4. 结论
进行铝尾黏土固化试验,控制不同条件对比固化效果。结果证明采用生石灰与微生物联合固化具有较好的处理效果。试验分析得到具体结论如下：
（1）石灰与土体中水反应使得土体温度和碱性上升,随着石灰掺入量增加土体温度和碱性升高,巴氏生孢八叠球菌具有较好的耐高温和耐碱性；生石灰与水及铝土尾矿中的Al2O3和SiO2反应形成了大量的较大直径的孔隙,为微生物生存提供空间,故生化固化技术处理过湿性铝尾黏土技术可行。
（2）采用生石灰处理过湿性铝尾黏土发生火山灰反应生成具有一定强度的水化铝酸钙、水化硅酸钙。并且大量自由水转化为Ca(OH)2或结晶水,尾矿泥逐渐失去塑性。故采用生石灰处理过湿性尾矿黏土能够提高土体强度。
（3）巴氏生孢八叠球菌能有效利用生石灰水化产生的Ca+进行矿化作用,黏结生石灰处理后的尾矿黏土破碎的细颗粒,各部分间裂隙被填密愈合成大块整体而呈现经络状纹路。较生石灰单独处理,生化固化技术处理的铝尾黏土,剪切强度最大提升了112.7%,压缩系数最大降低了63.2%。
（4）考虑石灰掺量对土体pH值、强度增长等方面影响,尾矿黏土生石灰的掺入量控制在23.33 kg/m3左右较为适宜。
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图 4 不同pH条件下细菌浓度变化
Figure 4. Change of bacterial concentration under different pH conditions
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图 5 不同温度条件下细菌浓度变化
Figure 5. Change of bacterial concentration under different temperature conditions
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图 6 天然尾矿黏土与生石灰尾矿黏土SEM图像
Figure 6. SEM images of natural tailings clay and quicklime tailings clay
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图 8 不同处理方式下60%含水率尾黏土1000倍微观结构图像
Figure 8. 1000 times-microstructure images of tailing clay with moisture content of 60% in different treatment ways
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图 10 70 g石灰掺入量土体孔径分布
Figure 10. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 70 g
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图 11 105 g石灰掺入量土体孔径分布
Figure 11. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 105 g
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图 12 140 g石灰掺入量土体孔径分布
Figure 12. Grain-size distribution of soil mixed with lime of 140 g
表 1 铝尾黏土物理性质表
Table 1 Physical properties of bauxite tailings clay
土粒相对密度Gs 密度ρ/(g·cm-3) 含水率w/% 孔隙比e 渗透系数k/(cm·s-1) 2.83 1.58 87.6 0.96 2.44×10-6 
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表 2 不同处理方式下尾黏土孔隙单元等效粒径数量分布
Table 2 Equivalent pore-size quantity distribution ways of tailing clay sample units in different treatment ways
土样 土样孔隙等效孔径分布/% 孔隙面积率/% <0.5 μm 0.5~1 μm 1~5 μm 5~10 μm >10 μm 天然尾黏土 8.99 70.64 19.13 1.07 0.18 18.33 生石灰处理尾黏土 9.15 66.02 22.43 1.60 0.80 26.94 生化处理尾黏土 9.97 78.81 11.13 0.09 0.00 4.24
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表 3 生成物元素组成分析
Table 3 Element composition analysis of precipitation
元素 质量百分比/% 原子数百分含量/% C 10.18 21.67 O 19.47 27.37 Al 24.87 19.53 Si 9.61 7.32 Ca 33.35 22.57 Fe 2.52 1.54
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