河道污染底泥重金屬穩定化藥劑研究進展

王 鋒，張順力，王宏杰,*，董文藝

(1. 哈爾濱工業大學〈深圳〉土木與環境工程學院，廣東深圳 518055; 2. 深圳市水資源利用與環境污染控制重點實驗室，廣東深圳 518055)

重金屬是河道污染底泥中具有直接和潛在危害的一類污染物，通常把比重>5的金屬(一般指密度>4.5 g/cm3的金屬)稱為重金屬元素。河道底泥中重金屬污染主要指Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As這8種重金屬元素引起的底泥污染，其中Cr、As、Cd、Hg和Pb被視為危險性較高的重金屬[1]，具有較大的生物毒性。這些重金屬在底泥中以不同的形式賦存，當周圍環境發生變化時，底泥中的重金屬由穩定態向不穩定形態轉化，并從底泥中釋放遷移至上覆水體，對底棲生物和水生生物產生毒害作用，隨著時間的累積，進一步通過食物鏈等過程影響人類[2-3]。因此，河道底泥重金屬的污染已經引起了人們的廣泛關注。

在實際工程中，對重金屬污染的河道底泥一般采用原位和異位處理的方法進行控制。原位處理一般適用于重金屬污染較輕、環境風險較低的底泥。原位處理通過穩定化或固化等方式控制底泥中重金屬的遷移性和生物有效性。異位處理主要適用于重金屬污染嚴重、環境風險大的底泥。異位處理是指將重金屬污染底泥疏浚后再進行處理，降低底泥中重金屬對水體造成的環境風險，同時對疏浚后的底泥進行穩定化或固化等處理，滿足相關標準的處理和處置要求，而穩定化藥劑的選擇對底泥中重金屬的穩定效果具有很大的影響。因此，對穩定化藥劑的種類、原理和適用性進行歸納和總結，對實際工程應用具有一定的指導意義。

底泥重金屬穩定化藥劑根據其研究和應用的成熟度可分為常規重金屬穩定劑和新型重金屬穩定劑。其中，常規重金屬穩定劑理論研究較多，且應用廣泛。21世紀初，學者發現磷酸鹽類物質可以與重金屬離子形成復雜的化合物，有效降低重金屬的遷移性和生物有效性[4]。相關文獻研究表明，石灰等堿性藥劑可以通過吸附、沉淀、離子交換等作用固定重金屬[5]。此外，學者也發現膨潤土等天然礦物類物質對重金屬也有較好的吸附性能[6-7]。隨著經濟的發展，河道底泥環境的復雜程度日益增加，傳統的重金屬穩定化藥劑已難以滿足當前環境治理的需求。隨著納米技術的發展，國內有學者開始研究基于納米材料、生物炭、天然高分子材料等的新型重金屬穩定劑，這些新型重金屬穩定劑較常規穩定劑效率更高、效果更好。

本文綜述了目前重金屬污染底泥穩定藥劑的種類及性能，探究了不同穩定藥劑對重金屬穩定化的原理及適用性、優勢和局限性，討論了適合不同類型污染河道底泥重金屬的穩定化藥劑，以期為實際工程應用提供相應的理論依據。

1 重金屬穩定化技術

在河道底泥中，重金屬由于其賦存形態不同，對環境的危害也有差異，Tessier等[8]將底泥中的重金屬分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態、殘渣態5種形態。可交換態和碳酸鹽結合態是不穩定的2種形態，在一定的條件下容易浸出，碳酸鹽結合態在弱酸條件下會被溶解。當底泥氧化還原電位改變時，鐵錳氧化物結合態會溶解，有機質分解時也會導致重金屬的釋放。殘渣態具有很強的穩定性，不會隨外界條件的變化而改變。

污染底泥重金屬穩定化技術是指利用物理、化學和生物方法轉移、轉化、提取和吸收底泥中的重金屬，降低底泥中重金屬的總量或將易遷移、易浸出的重金屬轉化為穩定形態，從而增加重金屬的穩定性，降低重金屬在底泥中的遷移性和生物有效性[9]。在工程應用中，污染底泥重金屬穩定化技術因成本低、修復效果快，已被廣泛應用于河道重金屬污染底泥的修復中。

2 常規重金屬穩定劑

由于河道底泥的環境復雜，污染程度不同，需要根據污染底泥具體的環境，選擇合適的穩定化藥劑。現階段使用的常規重金屬穩定劑種類較多，可大致分為堿性類、磷酸鹽類、天然礦物類和復合型藥劑。

2.1 堿性類

堿性類穩定劑有氧化鎂、石灰等，對重金屬穩定化作用機理主要為：①調節底泥pH來實現重金屬的穩定化，投加堿性類穩定劑后，pH升高，可變負電荷增加，進而增強底泥對重金屬離子的吸附；②與重金屬形成碳酸鹽沉淀，使底泥中易遷移態重金屬轉化為更穩定的形態，減少其浸出量和生物有效性[10]。

氧化鎂具有緩沖能力強、環境影響小等優點，在應用過程中可將底泥pH值控制在9～11，在此范圍內重金屬(Pb、Pd、Zn和Ni)溶解度很小，避免了由于pH過高，重金屬(Pb、Zn和Cu等)形成可溶性氫氧化物絡合物，保證了氧化鎂對重金屬的穩定化效率。學者采用質量分數為45%～60%的氧化鎂穩定重金屬污染嚴重的土壤，結果顯示：當pH值為9.2時，重金屬(Zn、Pb、Mn、Cd、Cu、Cr和Ni)穩定率在80%以上。但是，此試驗所用土壤為人工配制土壤，人為污染的土壤或底泥中含有的大量有機質是否會影響氧化鎂對重金屬穩定效果的影響需進一步研究[11]。石灰是一種經濟高效的堿性穩定劑，可以有效提高底泥的pH，減少重金屬的浸出。蘇良湖等[12]研究發現，當石灰投加量為75 g/kg時，底泥中Zn、Cu、Ba和Mn的浸出濃度分別降低了72.8%、67.6%、34.9%和94%，但石灰添加量過多會導致底泥體量增大，不利于底泥的進一步處置。目前，國內已有部分工程案例，深圳市坪山河清淤底泥在制混凝土砌塊時，As和Cu浸出液的含量超過深圳市地方標準《河湖污泥處理廠產出物處置技術規范》(SZDB/Z 236—2017)Ⅳ級余土限定值，達不到制作混凝土砌塊標準的要求。因此，在底泥脫水前投加生石灰和鐵鹽對底泥中的重金屬離子進行穩定化處理，再在切塊和養護過程中對重金屬離子進行固封，從而實現砷、銅和其他元素的穩定化。穩定鈍化后的底泥制作出的砌塊浸出液中As的含量低于檢出限，Cu的含量為0.04 mg/L，均遠低于《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)的限值[13]。東北地區城市某水庫冬季清淤產生的重金屬超標底泥經處理后進行生態填埋，通過添加固化劑(石灰、粉煤灰和黏土)提高底泥的pH，使重金屬轉化成氫氧化物等沉淀，穩定后底泥浸出液中重金屬的含量滿足《污水綜合排放標準》(GB 8978—1996)、《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別標準》(GB 5085.3—2007)中限值的要求，穩定后的底泥運輸至已建好的堆場進行處置[14]。實際應用中，堿性類重金屬穩定劑作用范圍廣、穩定效果好，但需要嚴格控制藥劑的投加量，避免底泥pH過高導致穩定后的重金屬再溶解。pH過高或過低均會導致底泥中磷元素釋放量增加，造成水體中磷含量升高[15]，底泥中氨氮的釋放速度隨著pH的升高而降低，酸性條件下易釋放硝酸鹽氮[16]。因此，堿性類穩定化藥劑在使用時需考慮和其他具有緩沖能力的穩定劑聯合使用，控制底泥pH在合適范圍，避免底泥pH過高導致氮磷元素的釋放，產生二次污染。

2.2 磷酸鹽類

磷酸鹽類重金屬穩定劑有磷酸鹽、磷酸、磷礦和羥基磷灰石等，其穩定化重金屬的機理為：①磷酸鹽誘導重金屬吸附；②磷酸鹽與重金屬生成沉淀或礦物；③磷酸鹽表面直接吸附重金屬[17]。

(1)

磷酸鹽類穩定劑對底泥中重金屬具有一定的選擇性，對Pb的穩定性最好，對Cd、Cu和Zn等重金屬穩定效率有限，但磷酸鹽類穩定劑和底泥中重金屬的反應機理較為復雜，涉及重金屬間的相互作用，受磷酸鹽和不同重金屬親和性的高低、底泥pH、氧化還原電位和有機質含量等因素的影響。因此，在實際應用中還應根據底泥具體的理化性質，判斷磷酸鹽類穩定劑對各個重金屬的穩定效果。此外，磷酸鹽類穩定劑在施用過程中可能造成磷的大量釋放，建議在保證處理效率較高的前提下，合理選擇藥劑配比，避免上覆水體中磷含量升高。

2.3 天然礦物類

天然礦物類穩定劑有海泡石、膨潤土和坡縷石等，其穩定機理主要是可與重金屬發生吸附、配合和共沉淀等作用，降低底泥中重金屬的遷移性和生物有效性[23-24]。

海泡石比表面積大、吸附能力強，可通過和金屬陽離子形成氫鍵、共價鍵等形式穩定重金屬。Sun等[25]采用海泡石修復污染土壤中的Cd，發現使用海泡石后Cd的生物有效性顯著降低，穩定性增強。膨潤土為膨脹型黏土礦物，具有較大的比表面積，可以通過靜電吸附作用將金屬陽離子固定在膨潤土礦物內部。使用膨潤土穩定修復后的土壤，殘渣態Cd和Pb分別增加了54.3%和10.0%，Cd和Pb的生物有效性顯著降低[26]。膨潤土具有獨特的空間結構和理化性質，可以改善土壤理化性質，有利于植物生長，特別是在沙質土壤，效果更好[27-28]。坡縷石是一種水合硅鋁鎂礦物，吸附容量大，可以有效降低重金屬的遷移性。lvarez-Ayuso等[29]研究表明，當坡縷石投加量為4%時，可溶性重金屬幾乎完全被吸附，易提取態(可溶性和可交換態)重金屬Pb、Cu、Zn和Pd分別降低了92%、77%、76%和48%。目前，國內已有部分工程案例。湖南省郴州市王仙嶺旅游度假區對尾砂和廢渣主要采用填滿處理，由于尾砂和廢渣分別屬于第一類和第二類一般工業固體廢棄物，達不到填埋的相關標準，采用主要由天然礦物制成的復合吸附材料(TH-CM-FP)穩定重金屬，通過吸附材料和穩定化促進劑的合理配比實現尾砂和廢渣中重金屬的穩定化，然后進行填埋處置[30]。天然礦物類物質往往會因其孔道堵塞或孔道窄等原因而達不到理論的穩定效果，一般采用有機改性、酸處理和熱處理等方法將天然礦物進行改性，改變其表面特性，提高其陽離子交換能力，改性后的天然礦物類穩定劑具有良好的重金屬穩定效果。另外，天然礦物類主要是通過離子交換、化學沉淀配位絡合等作用將重金屬離子或化合物固定在自身表面，天然礦物類本身不具有溶解性，一般不會造成水體的二次污染。

2.4 復合型穩定劑

復合穩定劑主要有水鐵礦和磷灰石復合、紅壤和磷灰石復合、腐殖質和石灰復合以及聚合羥基磷酸鐵(PHFP)等。復合型穩定劑既具有單一藥劑的功能，又可以相互促進，提高重金屬穩定化效果。

水鐵礦主要成分為羥基氧化鐵，比表面積大，吸附性強，可以增強磷灰石對底泥中重金屬的穩定效率，水鐵礦和磷灰石復合穩定劑通過吸附、絡合和沉淀作用改變重金屬的形態，降低其生物有效性。Qian等[31]利用水鐵礦和磷灰石復合原位穩定底泥中的重金屬，穩定5個月后，底泥Pb、Zn、Cu和Cd殘渣態含量分別增加了20%、10%、10%和10%，浸出量均有不同程度的降低，水鐵礦和磷灰石復合藥劑對穩定底泥中的Pb、Zn、Cu和Cd具有良好的作用。紅壤表面富含鐵鋁氧化物，可以專性吸附磷酸鹽類物質，增加紅壤表面負電荷，從而誘導增加對重金屬的吸附作用。紅壤和磷灰石復合藥劑可以有效提高對底泥中重金屬的穩定效率。學者采用紅壤和磷灰石復配處理底泥中Cu、Cd和Zn，結果表明：復合投加穩定效果優于單獨投加，當復配藥劑中的紅壤和磷灰石投加量均為5%時，Cu、Cd、Zn和Pb的穩定效率分別達到59.8%、29.4%、31.0%和96.1%，生物可利用態比例分別降低了19.3%、5.1%、20.1%和69.0%，紅壤和磷灰石復配穩定劑能有效降低底泥中重金屬的危害[32]。腐殖質是一類天然高分子有機混合物的總稱，含有羧基、酰基和羥基等官能團，能與重金屬發生較強的吸附、鰲合和絡合作用，可降低重金屬的生物有效性。紅壤和石灰復合穩定劑能有效提高對底泥中重金屬的吸附量。吳烈善等[33]通過腐殖質和石灰復合穩定土壤中的重金屬，當復合穩定劑中腐殖質和石灰的投加量均為2%時，穩定效果最好，Cu、Cd、Zn和Pb的穩定效率分別達到99.4%、95.9%、99.2%和98.5%，腐殖質和石灰復合穩定劑對重金屬形態影響較大，可促進土壤中的重金屬向更穩定的形態轉化。PHFP具有復雜的OH-Fe-P結構，由Fe6(OH)5(H2O)4(PO4)4(H2O)2和Fe25(PO4)14(OH)24組成，PHFP中的-OH可以通過吸附作用穩定底泥中的重金屬。Yuan等[34]通過PHFP穩定土壤中的Pb和Cd，當投加量為4%時，可萃取態Cd和Pb分別降低了33%和45%，可溶性Cd和Pb分別下降了56%和58%，有效地將水溶態、可交換態和碳酸鹽結合態Cd和Pb轉化為鐵錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態。天然礦物類和堿性類穩定劑進行復合穩定時，需控制堿性類穩定劑的投加量，避免底泥pH過高導致氮磷元素釋放，影響上覆水體。腐殖質和氧化鈣復合使用可改善底泥理化性質，有利于水生植物的生長。目前，國內已有部分工程案例，某公司對山東省某河道疏浚底泥進行減量化、穩定化、資源化處理，底泥中重金屬含量需滿足《土壤環境質量標準》(GB 15618—1995)二級標準要求。因此，采用自主研發的復合穩定化藥劑和固化藥劑對脫水后底泥中的重金屬進行穩定化處理，處理后的底泥進行資源化利用或安全填埋處置[35]。復合穩定化藥劑一般包含2種以上藥劑，藥劑之間具有一定的協同作用，穩定效果一般高于單一穩定劑，但在使用過程中應結合不同穩定劑的機理和底泥具體的理化性質，合理進行復配，避免造成二次污染。

2.5 不同常規重金屬穩定劑對重金屬污染底泥的修復效果

常規重金屬穩定化藥劑由于其自身性質不同，作用的重金屬種類、穩定機理及應用范圍均有差異，在實際應用時應根據穩定的目標重金屬對穩定化藥劑進行選擇，表1為部分常規重金屬穩定劑在修復重金屬污染底泥中的應用。

表1 部分常規重金屬穩定劑在修復重金屬污染底泥中的應用Tab.1 Application of Some Conventional Heavy Metal Stabilization Chemicals in Contaminated Sediments Remediation

由表1可知，常規重金屬穩定劑中堿性類物質作用范圍較廣，一般對Pb、Cu和Zn作用效果較好；堿性類穩定劑會改變底泥的pH，因此，較適用于疏浚底泥重金屬的污染控制。磷酸鹽類物質對Pb的穩定效果最好，會優先穩定底泥中的Pb，對Cd、Cr、Cu、Zn和Ni等穩定效果有限，因此，磷酸鹽類穩定劑適用于穩定Pb單一污染的河道底泥，應用時需注意投加量，避免造成水體磷含量超標。天然礦物類穩定劑根據其種類不同，作用效果也有差異，一般對Cd、Pb、Zn和Cu有一定的效果，天然礦物類穩定劑適用于原位處理，在穩定底泥中重金屬的同時可以作為覆蓋層，抑制重金屬與上覆水體間的交互作用，防止水體污染。復合型穩定劑兼顧多種穩定劑的優點，重金屬選擇范圍廣，對Pb、Zn、Cu、Cd和As等均有較好的穩定效果，適用于復合重金屬污染的底泥。穩定化藥劑要根據應用目標進行選擇，對河道底泥的性質、控制目標、穩定成本等進行綜合考慮，選取最優的穩定化藥劑。

3 新型重金屬穩定劑

由于污染物在底泥中的遷移、轉化和化學反應，污染底泥重金屬穩定化變得較復雜，在實驗室研究中一些藥劑的作用效果很明顯，但在實際工程應用中仍然會存在一些問題，如機械法難以將藥劑和底泥充分混合達到理論效果、植物修復所需時間長、對一些較深且污染嚴重的河道底泥難以發揮作用等，因此，需尋找新的穩定化藥劑解決這些問題。目前，隨著重金屬穩定化技術的發展，納米材料、生物炭、天然高分子材料等已被廣泛應用到污染底泥重金屬的修復領域。

3.1 納米材料

納米材料重金屬穩定劑主要有納米零價鐵(nZVI)、改性的納米零價鐵、納米磷灰石材料(納米羥基磷灰石(nHAP)、納米氯磷灰石(nClAP)、穩定劑穩定的納米氯磷灰石(鼠李糖脂穩定的納米氯磷灰石(Rha-nClAP))、納米管(CNT)和二氧化鈦納米顆粒(TiO2NPs)等。納米材料主要通過吸附、絡合等反應穩定底泥中的重金屬[40]。

nZVI具有核殼結構，核心由金屬鐵組成，外殼由氧化鐵層組成，氧化鐵層在nZVI合成過程中自然生成，通常由Fe2+、Fe3+和O組成，核心金屬鐵作為電子供體發揮作用，減少待還原化合物，殼作為電子受體，可以發生吸附和表面絡合反應[41]。nZVI可以將易遷移態重金屬轉化為穩定態重金屬[42-43]，nZVI形成的羥基氧化鐵礦(α-，β-，γ-FeOOH)可以吸附Cd2+并在表面形成穩定絡合物，改性的nZVI避免了顆粒的聚集和氧化，保持了良好的流動性。圖1為多糖包裹的nZVI穩定底泥中Cd的可能機制[40]。采用多糖包裹的nZVI原位穩定污染底泥中的Cd，nZVI可穩定Cd2+，降低其TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)的可浸出性和生物可利用度，反應如(2)～式(6)44]。

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圖1 nZVI穩定底泥中Cd機制Fig.1 Mechanism of nZVI Stabilized Cd in Sediment

納米磷灰石(HAp)可有效吸附底泥中的重金屬，納米羥基磷灰石(nHAp)、穩定劑穩定的納米氯磷灰石[鼠李糖脂穩定的納米氯磷灰石(Rha-nClAP)、生物炭穩定的納米氯磷灰石(BC-nClAP)、十二烷基硫酸鈉穩定的納米氯磷灰石(SDS-nClAP)]等材料已被證明具有良好的重金屬固化效果。Rha-nClAP材料可通過沉淀和吸附作用將Pb和Cd轉化為穩定態，降低其可浸出量[45]。nClAP穩定底泥中Pb的反應機制如式(7)～式(9)[46]。式(7)和式(8)是nClAP先溶解再與Pb2+反應生成沉淀，式(9)為nClAP直接與Pb2+發生表面絡合反應。

Ca5(PO4)3Cl + 6H+=Cl-+ 3H2PO4-+ 5Ca2+

(7)

Cl-+ 3H2PO4-+ 5Pb2+=Pb5(PO4)3Cl

(8)

Ca5(PO4)3Cl +xPb2+=
(Ca5-xPbx)(PO4)3Cl +xCa2+

(9)

碳納米管(CNT)穩定重金屬離子的機理非常復雜，包括沉淀、物理吸附、靜電吸引以及重金屬離子與CNT表面官能團之間的化學相互作用等[47]。研究表明，CNT具有優良的重金屬吸附能力，且已廣泛應用于污染底泥中重金屬的修復[48-49]。二氧化鈦納米粒子具有靜電引力大、比表面積小等特點，具有改變底泥中共存污染物(有機結合態重金屬和有毒有機物)的遷移率和毒性的潛力[50]，可吸收底泥中釋放到間隙水中的重金屬離子，降低底泥中重金屬的遷移率。研究證明，二氧化鈦納米粒子可通過和重金屬形成穩定的TiO2NP-金屬的絡合物[51]穩定底泥中的重金屬。納米材料具有反應性高和較強的重金屬固定能力，在理論研究中，通常將納米粒子與其他方法復合或通過穩定劑修飾(nZVI和植物修復的組合、SNZVI、Rha-nClAP、SDS-nClAP和BC-nClAP等)來提高其穩定性。磷灰石類納米材料在使用過程中要注意投加量的選擇，避免造成磷污染；納米材料具有較強的流動性，藥劑利用效率高。實際工程中，由于納米材料成本較高，目前尚無大規模應用的案例。此外，納米材料和植物的協同作用可以降低植物對重金屬的利用能力，減少重金屬對植物的毒害作用，但高濃度的納米材料會對植物產生毒害作用，抑制植物的生長。因此，使用納米材料制成的藥劑穩定底泥中的重金屬時，需考慮能否在穩定效率較高的前提下盡可能減少納米材料對植物的毒害作用。

3.2 生物炭

生物炭比傳統活性炭具有更多的孔結構和更豐富的含氧官能團，對重金屬具有很強的固定能力[52]。

圖2 BC-nClAP的修復機理Fig.2 Remediation Mechanism of BC-nCLAP

生物炭(BC)經物理(微波)和化學(ZnCl2、KOH、H3PO4等)活化后，表面雜質被去除，微孔和中孔結構增加，表面引入了更多的官能團，對重金屬的去除能力更強。學者采用基于生物炭穩定的納米氯磷灰石(BC-nClAP)對Pb污染底泥進行修復，發現不穩定態的Pb向更穩定的形態轉化，處理后基本無Pb浸出[53]，穩定機理如圖2所示。因此，依據底泥污染特性不同，考慮投加一定量的生物炭；當底泥中有毒物質、多環芳烴含量較高時，生物炭處理底泥中的重金屬會導致有毒物質和多環芳烴的富集，可能會帶來生態和健康風險；改性生物炭修復會長時間存在于底泥中，目前，相關試驗僅局限于短期相對較小的規模，實際工程應用較少，缺乏生物炭對底泥重金屬長期穩定化效果影響的評價。

3.3 其他

天然高分子材料含有豐富的含氧基團(羧基、內酯基和酚羥基)，可以通過鰲合作用穩定底泥中的重金屬[54]。目前，研究較多的天然高分子材料主要有木質素(Ln)、羧甲基纖維素(CMC)和海藻酸鈉(SA)。

研究發現，木質素(Ln)、羧甲基纖維素(CMC)和海藻酸鈉(SA)可以降低土壤中Pb和Cd的浸出量，生物利用性也明顯減少[55]。天然高分子材料是具有很大應用潛力的底泥重金屬穩定藥劑，但有關天然高分子材料在土壤和底泥重金屬穩定化方面的研究較少。微生物的生物修復技術對重金屬也有一定的穩定作用，一些細菌(芽孢桿菌)具有較高的金屬親和力，能夠吸收大量的金屬離子，并轉移到生物細胞中，實現重金屬的穩定化。目前，生物修復技術已被廣泛應用于土壤中的重金屬修復[56]，在河道污染底泥重金屬修復領域應用較少。

3.4 不同新型重金屬穩定劑對重金屬污染底泥的修復效果

新型重金屬穩定化藥劑研究較晚，目前主要處于實驗室模擬階段，實際應用較少，表2為部分新型穩定劑在修復重金屬污染底泥中的應用。

表2 新型穩定劑在修復重金屬污染底泥中的應用Tab.2 Application of New Stabilization Chemicals in Heavy Metal Contaminated Sediments Remediation

由表2可知，新型重金屬穩定劑種類較多，其機理主要是通過絡合沉淀、吸附沉淀、表面吸附和誘導吸附等反應改變重金屬存在形態，將重金屬轉化為難溶性物質或直接吸附，降低其含量。納米材料制成的穩定劑，具有很強的流動性，可以充分和底泥中的重金屬反應，藥劑利用率高，且納米材料穩定劑作用的重金屬范圍廣、穩定效果好。生物炭和天然高分子材料制成的穩定劑目前正處于進一步的研究階段。

4 結論與展望

重金屬穩定化藥劑種類較多且對不同種類重金屬的穩定化機制各異，但均可針對性地降低底泥中重金屬的可遷移性和生物有效性，減少重金屬向上覆水體的釋放，達到“控源”的目的，從而降低對水體質量的影響。目前，常規重金屬穩定劑和新型重金屬穩定劑部分已在實際工程項目中應用，但其存在工程量大、成本較高、藥劑分散不均、重金屬穩定率低等問題。

因此，未來對穩定化藥劑的研究建議從以下幾方面開展。

(1)針對底泥重金屬污染嚴重程度，確定污染程度臨界值，分區域選取不同的處理方式(異位/原位)，盡可能減少施工量。

(2)污染底泥環境復雜，一般是多種重金屬復合污染，重金屬在穩定過程中不僅要考慮對單獨某種重金屬的穩定效果，還要考慮重金屬之間的相互作用，因此，采用多種穩定劑復合穩定重金屬，可有效提高重金屬穩定化效果，且有望降低施工成本。復合穩定劑的種類、配比、效果也將成為以后重金屬穩定化研究的重點。

(3)根據底泥重金屬污染特征及場地特征研發更高效的藥劑投加方式、設備等，實現藥劑與底泥的均勻混合，強化穩定化藥劑效能。

(4)加強穩定化機理的研究，開發新型多功能重金屬穩定化藥劑，明確穩定化藥劑的最適應用范圍，將穩定化修復與化學、生物修復相耦合，提出針對不同重金屬污染的穩定化工藝組合技術，進一步提高重金屬穩定化效率。