韓超，申向東，薛慧君，樊浩倫，王仁遠，劉倩，劉政

（內蒙古農(nóng)業(yè)大學水利與土木建筑工程學院，呼和浩特 010018）

鎘污染土在水泥-粉煤灰-石灰共同作用下固化效果及孔隙特征

韓超，申向東*，薛慧君，樊浩倫，王仁遠，劉倩，劉政

（內蒙古農(nóng)業(yè)大學水利與土木建筑工程學院，呼和浩特 010018）

基于固化穩(wěn)定法（S/S）在重金屬污染場地處理方面的技術和研究，將硝酸鎘（Cd2＋）摻入土體模擬污染土，根據(jù)正交試驗設計摻入不同含量水泥、粉煤灰、石灰組成的固化劑，壓實成型后分別養(yǎng)護7、28、60、90 d，通過測定無側限抗壓強度、淋濾浸出重金屬濃度和固化孔隙范圍比例，探討不同鎘離子濃度、固化摻量配比和養(yǎng)護齡期對其影響。試驗結果表明：隨著固化劑摻量和養(yǎng)護齡期的增加，其無側限抗壓強度顯著增強，重金屬浸出率降低，趨于穩(wěn)定；水泥對無側限抗壓強度影響顯著性最大，水泥-粉煤灰-石灰摻量為8%-6%-6%時對抗壓強度較為有利；28 d固化土其孔徑主要分布于0.01～1 μm，結構致密；10 μm以上孔隙比例增加，導致強度降低，淋濾浸出濃度偏高，不利于固化水化產(chǎn)物填充。

鎘污染；水泥/粉煤灰/石灰；固化；無側限抗壓強度；淋濾；孔隙

隨著我國工業(yè)化快速發(fā)展，環(huán)境污染問題日趨嚴重，尤其是土壤重金屬污染。據(jù)有關調查顯示，影響我國環(huán)境的重金屬主要有鎘、汞、砷、銅、鉛、鉻、鋅、鎳[1]，其中鎘點位超標率達到7.0%，在八種污染重金屬中超標率最高[2]。中國作為鎘的主要資源國，鎘礦或含鎘伴生礦的開采以及電鍍、印染、合成化學品、制陶業(yè)、電子等工業(yè)中鎘的使用[3]，均帶來了一系列環(huán)境和地質問題。尤其是工業(yè)和礦區(qū)中高濃度重金屬鎘處理不當，隨著廢渣、廢氣排到大氣、土壤中，雖然一部分被土壤吸附，但由于其濃度過高會隨著環(huán)境和人為作用在土壤中進一步擴散遷移，有的含鎘廢水甚至流入農(nóng)田[4]，對人類生存健康帶來嚴重威脅。

如何有效緩解重金屬引起的環(huán)境污染，解決土壤結構受重金屬破壞后其力學特性顯著下降，以及如何在工程中再利用污染土的研究顯得尤為關鍵?，F(xiàn)階段對于重金屬污染常用的修復技術主要包括挖掘、穩(wěn)定/固化（Solidification/Stabilization，S/S）、化學淋洗、物理電動修復、氣提、熱處理、生物修復等[5]，其中運用水泥等無機結合料固化重金屬污染土壤的方法從技術以及經(jīng)濟效益上更有優(yōu)勢[6]。

針對水泥或石灰固化土體的工程性質，許多研究者做了大量工作。Dermatas和Meng[7]探討了將粉煤灰和石灰混合對重金屬污染土固化的效果，結果表明，加入粉煤灰和石灰后，重金屬污染土的浸出毒性有所降低，且強度得到提高。鐘學才等[8]認為通過水泥固化，重金屬的浸出量將大幅減少，當水泥摻量一定時，鎘污染物浸出含量與pH值關系較小，當水泥的摻量不同時，鎘污染物浸出量不同，并且運用水泥固化使固化強度滿足規(guī)范的要求，使水泥固化污染土可被當作建筑材料運用到工程實踐中。固化后的鎘污染土的孔隙特征對其強度、淋濾特性等均有影響。但關于水泥、粉煤灰和石灰相互作用下多種固化劑對鎘污染土體的固化效果和強度鮮有研究，故本文通過一系列室內試驗研究，對不同摻量水泥、粉煤灰和石灰等固化鎘污染土體的強度開展正交試驗研究，并通過其微觀孔隙和淋濾特性進一步分析和評價了多種無機固化劑的固化效果。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

試驗采用的土體來自內蒙古呼和浩特市托縣的粉質粘土，鎘含量小于我國自然背景值0.02 mg·kg-1，通過光譜半定量分析其主要成分見表1。試驗用土的顆粒組成見圖1，物理性質分析見表2。

圖1 土顆粒篩分分布Figure 1 Distribution of soil particle size distribution

表2 土體主要物理性質Table 2 The main physical properties of soil

試驗采用的水泥為冀東牌標號PO42.5水泥，其主要組成成分見表3。

表3 水泥主要組成成分Table 3 The main components of cement

試驗用粉煤灰取自呼和浩特熱電廠，其等級為Ⅱ級，主要組成成分見表4。

表4 粉煤灰主要組成成分Table 4 The main components of fly ash

試驗用石灰取自呼和浩特南郊某石灰加工廠，其主要化學成分見表5。

表5 石灰主要組成成分Table 5 The main components of lime

1.2 試驗方法

1.2.1 配合比設計

將自然風干的土通過2 mm篩，依據(jù)土工試驗方法標準（GB/T 50123—1999）擊實試驗確定土的最大干密度為1.951 g·cm-3，最佳含水率為19.98%。本試驗采用四水硝酸鎘外加入土體以模擬鎘污染土，污染物濃度將《土壤環(huán)境質量標準》（GB15618—1995）中鎘土壤環(huán)境質量標準值二級規(guī)定的最大值1 mg·kg-1分別擴大100、500倍和1000倍，考慮污染物濃度較不利情況下的固化穩(wěn)定效果。為比較污染物濃度和多種無機固化劑不同摻量對固化污染土強度以及微觀孔隙的影響，設計四因素三水平正交試驗，其中鎘污染物在干土中的添加量分別為100、500、1000 mg·kg-1，其相應含量為0.01%、0.05%和0.1%。固化污染土中水泥添加量分別為6%、8%和10%，粉煤灰添加量為4%、6%和8%，生石灰添加量為2%、4%和6%。具體方案見表6。

表6 四因素三水平正交試驗表Table 6 Four-factor three-level orthogonal test table

1.2.2 試塊制備

四因素三水平試驗每組按不同齡期各制備3個平行試件，共9組。試件的制備依照《公路工程無機結合穩(wěn)定材料試驗規(guī)程》（JTGE 51—2009）所要求的技術方法成型。按擊實試驗得到土的最大干密度1.951 g·cm-3為標準，將水和無機固化劑按表6設計的添量加入污染土中攪拌均勻放入模具中，通過靜力壓實制成直徑50 mm、高50 mm的圓柱體試件，使用電動脫模機脫模后放入溫度（20±2）℃，濕度95%的養(yǎng)護箱中，養(yǎng)護齡期設計為7、28、60、90 d。

1.2.3 抗壓強度試驗

在分別完成標準養(yǎng)護后，根據(jù)《公路土工試驗規(guī)程》（JTGE 40—2007）進行無側限抗壓強度試驗，采用WDW-100M萬能試驗機，每組3個平行試塊，測試結果取每組平均值。重復試驗數(shù)據(jù)的平均標準偏差為0.098 MPa。

1.2.4 淋濾試驗

將完成無側限抗壓7、28 d的試件取樣保存，依據(jù)《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》（HJ 557—2010）進行振蕩淋濾，運用ZEEnit 700P火焰-石墨爐原子吸收光譜儀測定其濾液污染物濃度。

1.2.5 微觀孔隙低密度核磁共振試驗

選取28 d試塊真空水飽和后，運用紐邁MesoMR 23-060V-Ⅰ低密度核磁共振儀對其微觀孔隙進行檢測分析。

2 結果與討論

2.1 無側限抗壓強度

2.1.1 強度分析

圖2為按四因素三水平設計的將Cd的污染土經(jīng)水泥、粉煤灰和石灰固化，并按7、28、60、90 d養(yǎng)護后，無側限抗壓強度變化柱狀圖。

圖2 不同齡期無側限抗壓強度變化Figure 2 Unconfined compressive strength of different ages

圖2中十組試件的無側限抗壓強度均隨著養(yǎng)護齡期的遞增而增強，其中未摻固化劑的污染土強度較低，齡期為90 d第5組的強度是未摻水泥強度的6倍以上，水泥等無機固化劑的加入明顯增強了無側限抗壓強度，水泥摻量8%、10%污染固化土強度相較于6%的強度有1.2～1.3倍的提升，隨著水泥摻量的增加，強度總體呈增長趨勢，表明水泥的加入有助于固化污染土強度的提高。固化污染土的強度主要由固化物對土體顆粒間的膠結作用、土體組成成分和土體結構特征控制。水泥的水化作用使土體中產(chǎn)生水解脫水，水泥發(fā)生離子交換以及團?；饔玫任锢砘瘜W反應，反應產(chǎn)生的膠體填充于土體顆粒間孔隙，通過膠結作用形成密實的固體，既有利于強度提高也有助于固化污染物。

在水泥相同摻量的組別中，高濃度的鎘污染固化土7 d無側限抗壓強度均高于低濃度的鎘污染固化土。這是由于水泥固化鎘離子時，在早期會形成氫氧化物或氧化物有助于強度的提高[9]。第1～3組中在水泥相同摻入比例下，其無側限強度基本隨著水泥、粉煤灰和石灰添加量的增加而增大，尤其是28 d以后。九組試件的無側限抗壓強度在養(yǎng)護到60～90 d時強度增長幅度較小，其強度最高值出現(xiàn)在水泥摻量比例為8%時。

Uddin[10]指出隨著水泥摻入量的增加，土體中水泥水化生成物增多，對土體產(chǎn)生較強的粘結作用，其強度也逐步增大，進入反應區(qū)。當水泥摻入量持續(xù)增大，導致土體中水泥得不到充分利用，水泥對土體固化強度貢獻隨水泥摻入量增加其增長速度減慢，進入惰性區(qū)。對不同水泥摻量的抗壓強度分析表明，6%摻量的水泥固化土體抗壓強度增長速率較慢，8%與10%摻量的水泥固化土抗壓強度速率增長基本一致，養(yǎng)護60 d之后大摻量（10%）的水泥固化土抗壓強度增長速率有所下降。這主要是在一定含水率和壓實度的條件下，含量較低的水泥及其水化產(chǎn)物不能完全填充土顆粒間的孔隙，致使強度出現(xiàn)下降，而大摻量的水泥使其后期水化反應相對速率減緩，也不利于強度增長?？梢钥闯鰡尉蜔o側限強度而言，水泥固化污染土中水泥的摻量存在一個閾值，為整體混合物摻量的8%左右，這也同實際工程應用中水泥固化土摻入量一般較小相符。

2.1.2 各因素方差分析

為了進一步分析多種無機固化劑和污染物對強度的影響，根據(jù)四因素三水平正交試驗設計分別進行不同齡期方差分析。養(yǎng)護7、28、60、90 d強度分析結果見表7。

表7 不同齡期無側限抗壓強度方差分析Table 7 Variance analysis of unconfined compressive strength at different ages

由表7可以看出，水泥、粉煤灰和石灰對鎘污染土固化的強度均有影響，水泥的影響最為顯著，其在養(yǎng)護周期內對強度增長貢獻特別顯著，并且對于強度提升的影響比較穩(wěn)定，貢獻率始終處于40%～60%這一固定區(qū)間，說明水泥對鎘污染土固化強度的提升是有利且相對穩(wěn)定的，這主要是由于水泥的水化反應在一直進行。添加粉煤灰對鎘污染土固化強度的提升不顯著，并且在養(yǎng)護初期時其對固化強度貢獻率為負值，養(yǎng)護60 d后對強度貢獻率才有所增長，說明粉煤灰在養(yǎng)護中后期其活性才逐步被激活，產(chǎn)生類似水泥的膠凝特性。這主要是由于粉煤灰化學性質較穩(wěn)定，其致密的結構使激活其火山灰效應較慢，同時粉煤灰中的SiO2和Al2O3自身無法發(fā)生水化反應，只有通過水泥和其他堿性激發(fā)劑的激發(fā)后才可以反應[11]，導致前期固化強度的顯著性較低而后期逐漸提高。生石灰對強度增強的影響在初期特別顯著，但隨著齡期增加顯著性逐漸降低，最后趨于穩(wěn)定。這是由于生石灰作為堿性激發(fā)劑其水化反應產(chǎn)生的OH-有利于粉煤灰的激活，也有助于水泥的水化反應。其水化反應生成物填充在土體孔隙之間，并且相互貫通，形成空間網(wǎng)狀結構，有利于土體整體強度提高。污染物鎘對于整體強度的影響表現(xiàn)為初期對強度增加有一定貢獻，主要是因為其在水泥等無機固化劑形成的堿性環(huán)境中易生成氧化物或氫氧化物，隨著齡期增加，其對強度的貢獻由有利影響逐漸變?yōu)椴焕绊憽?/p>

2.2 淋濾浸出

試件養(yǎng)護7、28 d后進行的淋濾浸出試驗結果如圖3所示。通過試件中污染物在純水的浸出過程，模擬了污染固化土受地表水或地下水浸淋時的浸出風險。

圖3 7、28 d污染物浸出結果Figure 3 7 d and 28 d leaching results

由圖3看出，在未摻入水泥等固化劑的S組，重金屬浸出液濃度相對偏高。這主要是由于試驗選用的土壤為粉質粘土，相比于粘質土其對重金屬離子的吸附和持有作用較弱，且以自由態(tài)存在的Cd2＋多分布在土壤中的孔隙和其顆粒表面，故在水中浸出濃度偏高。在鎘污染土中摻入水泥等固化劑后，發(fā)現(xiàn)其固化7 d后在水中濾出含量較低，而通過28 d固化后效果更明顯，濃度比7 d均有明顯下降，其中第4～9組下降最明顯，基本成倍數(shù)降低。同時通過對第4～9組與第1～3組對比發(fā)現(xiàn)，隨水泥固化劑添加量的增加，固化效果也相對變好，說明水泥的加入有效固化了鎘污染土污染物的浸出，同時隨著水泥摻量的增加，通過水化反應固化28 d后的效果最明顯。這是由于加入水泥后，水泥水化反應會生成一定量的水和硅酸鈣（C-S-H）及鈣礬石（AFt），這些材料主要通過物理包裹和化學吸附的手段對重金屬離子進行固化，同時C-S-H的膠凝作用也有益于重金屬的吸附固化，而AFt在其晶柱、孔隙或表面均可對重金屬產(chǎn)生吸附作用，將其俘獲到晶格內使其穩(wěn)定[12]。Cd2＋被CS-H捕獲后會形成無定形的水和硅酸鎘或鈣，也可能與C-S-H發(fā)生離子交換生成較為穩(wěn)定的化學結構[12]，而且在相同6%水泥摻量且污染物濃度增大下，重金屬鎘的浸出隨著粉煤灰和石灰摻量增加而降低。這主要是粉煤灰中含有火山灰質材料A12O3和SiO2，加入生石灰后激發(fā)了粉煤灰的活性使火山灰作用有所增強，同時水泥水化產(chǎn)生的Ca（OH）2也有益于粉煤灰的活性。通過圖2中各組28 d無側限抗壓強度與浸出結果對比，發(fā)現(xiàn)其28 d后浸出的結果基本上同強度走勢一致，說明其固化強度在一定程度上也反映了對污染物固化效果的評價。

2.3 微觀孔隙

對養(yǎng)護28 d的九組試樣進行基于低場核磁共振的微觀孔隙度分析，其核磁共振T2分布和孔徑如圖4。低場核磁共振技術應用逐步從地球物理等領域擴展到水泥基材料領域，可在不破壞樣品的前提下，通過對水分子中質子的弛豫特性的研究，了解材料中水及孔隙分布規(guī)律[13]。通過對完全飽和水的水泥基固化土進行CPMG脈沖信號序列測試，將試件內部孔隙中多種指數(shù)衰減過程反演擬合得到的衰減常數(shù)形成核磁共振T2圖譜，其縱軸為幅度比例，橫軸為弛豫時間。數(shù)學證明，與單孔隙有關的衰減曲線是一個單指數(shù)函數(shù)，衰減常數(shù)與孔隙尺寸成正比，即孔隙小T2值小，孔隙大T2值也大[14]。為了更好地利用核磁共振技術對固化土孔隙進行分析，依據(jù)核磁共振總的馳豫速率為幾種機制疊加，對公式（1）進行一系列變換，將T2圖譜數(shù)據(jù)中的橫縱軸值轉換為固化土的孔徑和各孔徑分布比例。

圖4 四水平三因素九組試樣核磁共振T2反演圖譜及孔徑分布圖Figure 4 Map of nuclear magnetic resonance T2inversion and pore size distribution of 9 samples in four levels of three factors

當試件孔隙中為單一流體時，體積馳豫要比表面馳豫慢得多，故1/T2B可以忽略；當磁場均勻時，并且回波間隔TE足夠短時，公式（1）的第3項（擴散馳豫項）也可以忽略。此時，公式（1）可以簡化：

式中：ρ為橫向表面弛豫強度，μm·s-1；S/V為孔隙表面與體積之比。

進一步可得到T2與孔徑r的關系式如下（其中球狀孔隙F=3）：

每一個馳豫時間T2值對應的幅度比例與T2圖譜面積的比值即為孔徑分布比例，這樣就可以由核磁共振T2圖譜計算推出試件孔隙分布和孔徑。

由圖4分析，九組正交試驗試件T2馳豫時間譜基本均為單峰分布，說明其孔徑分布比較均勻、集中，馳豫時間主要分布在0.2～1000 ms之間，主峰在0.7～30 ms之間。其中第1組孔徑集中在0.017～13.925μm，第2組孔徑集中在0.014～13.924 μm，第3組孔徑集中在0.011～10.533 μm，對比可以看出，隨著污染物濃度增加，其孔徑范圍在縮小，但其變化幅度較小。根據(jù)T2值與孔隙成正比關系，粉煤灰和石灰摻量的增加使孔隙變小，說明摻量的增加有助于促進其水化作用，使水化產(chǎn)物嵌入孔隙中進一步縮小孔徑范圍。根據(jù)多位學者的研究[15－16]，按孔徑＜0.01、0.01～0.1、0.1～1、1～10、＞10 μm，將孔隙劃分為五類，通過核磁共振T2反演數(shù)據(jù)圖譜及孔徑分布圖譜，建立九組試樣各孔隙比例（表8）。

由表8數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)，水泥－粉煤灰－石灰固化體系對鎘污染土經(jīng)壓實固化后其孔徑主要分布于0.01～1 μm，其中0.01～0.1 μm屬于較小的團聚體間孔隙（Small inter－aggregate pore），而0.1～1 μm屬于較大的團聚體間孔隙（Large inter－aggregate pore）[17]，其他孔隙較少，說明固化劑的膠結團化作用較好，形成較多團聚物，有利于鎘的固化，也有助于增強結構致密性。隨著水泥等固化劑摻量的增加，試樣中0.01～0.1 μm范圍內孔隙體積百分比有所增大，說明試樣內部水化反應較為充分，其產(chǎn)物增多，同時在早期水化過程中，Cd2+與OH－及C－S－H反應膠結程度增加，試樣結構相對更加致密。Hoshino等[18]發(fā)現(xiàn)水化產(chǎn)物增加會提高抗壓強度，與前文中固化劑摻量增加有助于提升抗壓強度的結論一致。結合28 d的抗壓強度變化發(fā)現(xiàn)，大于10 μm的孔徑比例與抗壓強度有一定關聯(lián)性，抗壓強度較高的試件組大于10 μm的孔徑比例相對較低，可以判斷大于10 μm的孔徑對強度不利，對其強度發(fā)展有害。結合淋濾浸出試驗結果也發(fā)現(xiàn)，大于10 μm的孔徑比例與浸出濃度也有一定相關性，隨著大于10 μm的孔徑比例增大，浸出濃度相對趨高，說明大于10 μm的孔徑不能完全有效地對重金屬進行固化和吸附，同時也說明水泥等固化劑水化形成的產(chǎn)物主要填充于小于10 μm的孔徑中。

表8 各組試樣孔隙比Table 8 Sample 9 sample void ratio

3 結論

（1）固化土無側限抗壓強度隨水泥等固化劑摻量增加而增大，正交試驗分析固化劑中水泥對其強度影響最顯著，石灰對強度初期影響明顯后期降低并趨于穩(wěn)定，粉煤灰對強度前期產(chǎn)生不利影響，隨著其活性逐步激活，對抗壓強度起到有利作用。與未加固化劑污染土相比，加入水泥、石灰、粉煤灰后污染土無側限抗壓強度有6倍以上提高。

（2）固化土強度均隨齡期增長而增大。8%、10%水泥摻量的試件28 d后無側限抗壓強度增速較快，60 d后抗壓強度增長放緩；10%水泥摻量試塊60 d后抗壓強度增速小于8%水泥摻量試塊。重金屬鎘對固化前期抗壓強度產(chǎn)生有利影響，但隨著齡期增長到28 d后開始產(chǎn)生不利影響。正交試驗第5組水泥、粉煤灰、石灰摻量為8%、6%、6%的抗壓強度優(yōu)于其他配比。

（3）污染土中的重金屬離子鎘可以有效地被水泥－粉煤灰－石灰穩(wěn)定固化，養(yǎng)護28 d后重金屬淋濾浸出濃度相比于7 d有所下降，水泥摻量增加有助于降低重金屬浸出濃度。其28 d淋濾浸出濃度隨石灰、粉煤灰比例增大而降低，二者相互激活有利于重金屬浸出濃度降低。

（4）固化土養(yǎng)護28 d后其孔徑主要分布于0.01～1 μm，結構相對致密。10 μm以上孔隙比例增加將導致固化土抗壓強度降低，淋濾浸出濃度偏高，不利于固化水化產(chǎn)物填充。

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Curing effect and pore characteristics of cadmium contaminated soil under the action of cement-fly ash-lime

HAN Chao,SHEN Xiang-dong*,XUE Hui-jun,FAN Hao-lun,WANG Ren-yuan,LIU Qian,LIU Zheng
（Water Conservancy and Civil Engineering College,Inner Mongolia Agricultural University,Huhhot 010018,China）

The Stabilization and Solidification（S/S）method is one of the common methods currently applied in treatment of heavy metal contaminated sites.Application of S/S will not only improve the strength of the contaminated soil but also stabilize and solidify the heavy metal ions in the soil so that the same can be reused as fillings for shallow roadbed or foundation.Based on S/S-related technology and research, we added cadmium nitrate（Cd2+）into the soil to simulate the contaminated soil,and then,according to the design of the orthogonal test,the soil was mixed with curing agent composed of cement,fly ash,lime,each in different amounts,and then put under compaction molding for 7 d,28 d,60 d,90 d.By studying the unconfined compressive strength,concentration of trickle-leaching heavy metals and the range and proportion of post-curing pore sizes,this paper explores how different cadmium ion concentration,mixing amount/ratio of curing agent and curing age affect the soil tested.The test results showed that with the increase of curing agent dosage and curing age,unconfined strength of the soil was significantly enhanced while heavy metal leaching rate were decreasing to a more stable state;the most influential factor on curing strength is cement content;best curing strength can be achieved with the mixing ratio of 8%（cement）,6%（fly ash）,6%（lime）;in the case of 28 d solidification,the pore sizes were mainly in the range of 0.01～1 μm,indicating compact soil structure;higher proportion of poresover 10 μm in diameter will result in lower strength and higher concentration of trickle-leaching heavy metals,both of which are not conducive to using curing-hydration products for filling purposes.

cadmium pollution;cement/fly ash/lime;curing;unconfined compressive strength;leaching;porosity

X53

A

1672-2043（2017）04-0686-08

10.11654/jaes.2016-1552

2016-12-05

韓超（1990—），男，內蒙古呼和浩特人，主要從事重金屬污染土固化研究。E-mail：hanchaome@qq.com

*通信作者：申向東E-mail：ndsxd@163.com

國家自然科學基金項目（51569021）；內蒙古自治區(qū)博士研究生科研創(chuàng)新重點項目（B20161012908Z）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（51569021）；The Key Project Supported by Program of Research and Innovation for Doctoral Camdidate of Inner Mongolia（B20161012908Z）

韓超，申向東，薛慧君，等.鎘污染土在水泥-粉煤灰-石灰共同作用下固化效果及孔隙特征[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2017,36（4）：686-693.

HAN Chao,SHEN Xiang-dong,XUE Hui-jun,et al.Curing effect and pore characteristics of cadmium contaminated soil under the action of cement-fly ashlime[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（4）:686-693.