河道污染底泥重金属稳定化药剂研究进展

王 锋，张顺力，王宏杰,*，董文艺

(1. 哈尔滨工业大学〈深圳〉土木与环境工程学院，广东深圳 518055; 2. 深圳市水资源利用与环境污染控制重点实验室，广东深圳 518055)

重金属是河道污染底泥中具有直接和潜在危害的一类污染物，通常把比重>5的金属(一般指密度>4.5 g/cm3的金属)称为重金属元素。河道底泥中重金属污染主要指Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Ni、Hg和As这8种重金属元素引起的底泥污染，其中Cr、As、Cd、Hg和Pb被视为危险性较高的重金属[1]，具有较大的生物毒性。这些重金属在底泥中以不同的形式赋存，当周围环境发生变化时，底泥中的重金属由稳定态向不稳定形态转化，并从底泥中释放迁移至上覆水体，对底栖生物和水生生物产生毒害作用，随着时间的累积，进一步通过食物链等过程影响人类[2-3]。因此，河道底泥重金属的污染已经引起了人们的广泛关注。

在实际工程中，对重金属污染的河道底泥一般采用原位和异位处理的方法进行控制。原位处理一般适用于重金属污染较轻、环境风险较低的底泥。原位处理通过稳定化或固化等方式控制底泥中重金属的迁移性和生物有效性。异位处理主要适用于重金属污染严重、环境风险大的底泥。异位处理是指将重金属污染底泥疏浚后再进行处理，降低底泥中重金属对水体造成的环境风险，同时对疏浚后的底泥进行稳定化或固化等处理，满足相关标准的处理和处置要求，而稳定化药剂的选择对底泥中重金属的稳定效果具有很大的影响。因此，对稳定化药剂的种类、原理和适用性进行归纳和总结，对实际工程应用具有一定的指导意义。

底泥重金属稳定化药剂根据其研究和应用的成熟度可分为常规重金属稳定剂和新型重金属稳定剂。其中，常规重金属稳定剂理论研究较多，且应用广泛。21世纪初，学者发现磷酸盐类物质可以与重金属离子形成复杂的化合物，有效降低重金属的迁移性和生物有效性[4]。相关文献研究表明，石灰等碱性药剂可以通过吸附、沉淀、离子交换等作用固定重金属[5]。此外，学者也发现膨润土等天然矿物类物质对重金属也有较好的吸附性能[6-7]。随着经济的发展，河道底泥环境的复杂程度日益增加，传统的重金属稳定化药剂已难以满足当前环境治理的需求。随着纳米技术的发展，国内有学者开始研究基于纳米材料、生物炭、天然高分子材料等的新型重金属稳定剂，这些新型重金属稳定剂较常规稳定剂效率更高、效果更好。

本文综述了目前重金属污染底泥稳定药剂的种类及性能，探究了不同稳定药剂对重金属稳定化的原理及适用性、优势和局限性，讨论了适合不同类型污染河道底泥重金属的稳定化药剂，以期为实际工程应用提供相应的理论依据。

1 重金属稳定化技术

在河道底泥中，重金属由于其赋存形态不同，对环境的危害也有差异，Tessier等[8]将底泥中的重金属分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态、残渣态5种形态。可交换态和碳酸盐结合态是不稳定的2种形态，在一定的条件下容易浸出，碳酸盐结合态在弱酸条件下会被溶解。当底泥氧化还原电位改变时，铁锰氧化物结合态会溶解，有机质分解时也会导致重金属的释放。残渣态具有很强的稳定性，不会随外界条件的变化而改变。

污染底泥重金属稳定化技术是指利用物理、化学和生物方法转移、转化、提取和吸收底泥中的重金属，降低底泥中重金属的总量或将易迁移、易浸出的重金属转化为稳定形态，从而增加重金属的稳定性，降低重金属在底泥中的迁移性和生物有效性[9]。在工程应用中，污染底泥重金属稳定化技术因成本低、修复效果快，已被广泛应用于河道重金属污染底泥的修复中。

2 常规重金属稳定剂

由于河道底泥的环境复杂，污染程度不同，需要根据污染底泥具体的环境，选择合适的稳定化药剂。现阶段使用的常规重金属稳定剂种类较多，可大致分为碱性类、磷酸盐类、天然矿物类和复合型药剂。

2.1 碱性类

碱性类稳定剂有氧化镁、石灰等，对重金属稳定化作用机理主要为：①调节底泥pH来实现重金属的稳定化，投加碱性类稳定剂后，pH升高，可变负电荷增加，进而增强底泥对重金属离子的吸附；②与重金属形成碳酸盐沉淀，使底泥中易迁移态重金属转化为更稳定的形态，减少其浸出量和生物有效性[10]。

氧化镁具有缓冲能力强、环境影响小等优点，在应用过程中可将底泥pH值控制在9～11，在此范围内重金属(Pb、Pd、Zn和Ni)溶解度很小，避免了由于pH过高，重金属(Pb、Zn和Cu等)形成可溶性氢氧化物络合物，保证了氧化镁对重金属的稳定化效率。学者采用质量分数为45%～60%的氧化镁稳定重金属污染严重的土壤，结果显示：当pH值为9.2时，重金属(Zn、Pb、Mn、Cd、Cu、Cr和Ni)稳定率在80%以上。但是，此试验所用土壤为人工配制土壤，人为污染的土壤或底泥中含有的大量有机质是否会影响氧化镁对重金属稳定效果的影响需进一步研究[11]。石灰是一种经济高效的碱性稳定剂，可以有效提高底泥的pH，减少重金属的浸出。苏良湖等[12]研究发现，当石灰投加量为75 g/kg时，底泥中Zn、Cu、Ba和Mn的浸出浓度分别降低了72.8%、67.6%、34.9%和94%，但石灰添加量过多会导致底泥体量增大，不利于底泥的进一步处置。目前，国内已有部分工程案例，深圳市坪山河清淤底泥在制混凝土砌块时，As和Cu浸出液的含量超过深圳市地方标准《河湖污泥处理厂产出物处置技术规范》(SZDB/Z 236—2017)Ⅳ级余土限定值，达不到制作混凝土砌块标准的要求。因此，在底泥脱水前投加生石灰和铁盐对底泥中的重金属离子进行稳定化处理，再在切块和养护过程中对重金属离子进行固封，从而实现砷、铜和其他元素的稳定化。稳定钝化后的底泥制作出的砌块浸出液中As的含量低于检出限，Cu的含量为0.04 mg/L，均远低于《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)的限值[13]。东北地区城市某水库冬季清淤产生的重金属超标底泥经处理后进行生态填埋，通过添加固化剂(石灰、粉煤灰和黏土)提高底泥的pH，使重金属转化成氢氧化物等沉淀，稳定后底泥浸出液中重金属的含量满足《污水综合排放标准》(GB 8978—1996)、《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别标准》(GB 5085.3—2007)中限值的要求，稳定后的底泥运输至已建好的堆场进行处置[14]。实际应用中，碱性类重金属稳定剂作用范围广、稳定效果好，但需要严格控制药剂的投加量，避免底泥pH过高导致稳定后的重金属再溶解。pH过高或过低均会导致底泥中磷元素释放量增加，造成水体中磷含量升高[15]，底泥中氨氮的释放速度随着pH的升高而降低，酸性条件下易释放硝酸盐氮[16]。因此，碱性类稳定化药剂在使用时需考虑和其他具有缓冲能力的稳定剂联合使用，控制底泥pH在合适范围，避免底泥pH过高导致氮磷元素的释放，产生二次污染。

2.2 磷酸盐类

磷酸盐类重金属稳定剂有磷酸盐、磷酸、磷矿和羟基磷灰石等，其稳定化重金属的机理为：①磷酸盐诱导重金属吸附；②磷酸盐与重金属生成沉淀或矿物；③磷酸盐表面直接吸附重金属[17]。

(1)

磷酸盐类稳定剂对底泥中重金属具有一定的选择性，对Pb的稳定性最好，对Cd、Cu和Zn等重金属稳定效率有限，但磷酸盐类稳定剂和底泥中重金属的反应机理较为复杂，涉及重金属间的相互作用，受磷酸盐和不同重金属亲和性的高低、底泥pH、氧化还原电位和有机质含量等因素的影响。因此，在实际应用中还应根据底泥具体的理化性质，判断磷酸盐类稳定剂对各个重金属的稳定效果。此外，磷酸盐类稳定剂在施用过程中可能造成磷的大量释放，建议在保证处理效率较高的前提下，合理选择药剂配比，避免上覆水体中磷含量升高。

2.3 天然矿物类

天然矿物类稳定剂有海泡石、膨润土和坡缕石等，其稳定机理主要是可与重金属发生吸附、配合和共沉淀等作用，降低底泥中重金属的迁移性和生物有效性[23-24]。

海泡石比表面积大、吸附能力强，可通过和金属阳离子形成氢键、共价键等形式稳定重金属。Sun等[25]采用海泡石修复污染土壤中的Cd，发现使用海泡石后Cd的生物有效性显著降低，稳定性增强。膨润土为膨胀型黏土矿物，具有较大的比表面积，可以通过静电吸附作用将金属阳离子固定在膨润土矿物内部。使用膨润土稳定修复后的土壤，残渣态Cd和Pb分别增加了54.3%和10.0%，Cd和Pb的生物有效性显著降低[26]。膨润土具有独特的空间结构和理化性质，可以改善土壤理化性质，有利于植物生长，特别是在沙质土壤，效果更好[27-28]。坡缕石是一种水合硅铝镁矿物，吸附容量大，可以有效降低重金属的迁移性。lvarez-Ayuso等[29]研究表明，当坡缕石投加量为4%时，可溶性重金属几乎完全被吸附，易提取态(可溶性和可交换态)重金属Pb、Cu、Zn和Pd分别降低了92%、77%、76%和48%。目前，国内已有部分工程案例。湖南省郴州市王仙岭旅游度假区对尾砂和废渣主要采用填满处理，由于尾砂和废渣分别属于第一类和第二类一般工业固体废弃物，达不到填埋的相关标准，采用主要由天然矿物制成的复合吸附材料(TH-CM-FP)稳定重金属，通过吸附材料和稳定化促进剂的合理配比实现尾砂和废渣中重金属的稳定化，然后进行填埋处置[30]。天然矿物类物质往往会因其孔道堵塞或孔道窄等原因而达不到理论的稳定效果，一般采用有机改性、酸处理和热处理等方法将天然矿物进行改性，改变其表面特性，提高其阳离子交换能力，改性后的天然矿物类稳定剂具有良好的重金属稳定效果。另外，天然矿物类主要是通过离子交换、化学沉淀配位络合等作用将重金属离子或化合物固定在自身表面，天然矿物类本身不具有溶解性，一般不会造成水体的二次污染。

2.4 复合型稳定剂

复合稳定剂主要有水铁矿和磷灰石复合、红壤和磷灰石复合、腐殖质和石灰复合以及聚合羟基磷酸铁(PHFP)等。复合型稳定剂既具有单一药剂的功能，又可以相互促进，提高重金属稳定化效果。

水铁矿主要成分为羟基氧化铁，比表面积大，吸附性强，可以增强磷灰石对底泥中重金属的稳定效率，水铁矿和磷灰石复合稳定剂通过吸附、络合和沉淀作用改变重金属的形态，降低其生物有效性。Qian等[31]利用水铁矿和磷灰石复合原位稳定底泥中的重金属，稳定5个月后，底泥Pb、Zn、Cu和Cd残渣态含量分别增加了20%、10%、10%和10%，浸出量均有不同程度的降低，水铁矿和磷灰石复合药剂对稳定底泥中的Pb、Zn、Cu和Cd具有良好的作用。红壤表面富含铁铝氧化物，可以专性吸附磷酸盐类物质，增加红壤表面负电荷，从而诱导增加对重金属的吸附作用。红壤和磷灰石复合药剂可以有效提高对底泥中重金属的稳定效率。学者采用红壤和磷灰石复配处理底泥中Cu、Cd和Zn，结果表明：复合投加稳定效果优于单独投加，当复配药剂中的红壤和磷灰石投加量均为5%时，Cu、Cd、Zn和Pb的稳定效率分别达到59.8%、29.4%、31.0%和96.1%，生物可利用态比例分别降低了19.3%、5.1%、20.1%和69.0%，红壤和磷灰石复配稳定剂能有效降低底泥中重金属的危害[32]。腐殖质是一类天然高分子有机混合物的总称，含有羧基、酰基和羟基等官能团，能与重金属发生较强的吸附、鳌合和络合作用，可降低重金属的生物有效性。红壤和石灰复合稳定剂能有效提高对底泥中重金属的吸附量。吴烈善等[33]通过腐殖质和石灰复合稳定土壤中的重金属，当复合稳定剂中腐殖质和石灰的投加量均为2%时，稳定效果最好，Cu、Cd、Zn和Pb的稳定效率分别达到99.4%、95.9%、99.2%和98.5%，腐殖质和石灰复合稳定剂对重金属形态影响较大，可促进土壤中的重金属向更稳定的形态转化。PHFP具有复杂的OH-Fe-P结构，由Fe6(OH)5(H2O)4(PO4)4(H2O)2和Fe25(PO4)14(OH)24组成，PHFP中的-OH可以通过吸附作用稳定底泥中的重金属。Yuan等[34]通过PHFP稳定土壤中的Pb和Cd，当投加量为4%时，可萃取态Cd和Pb分别降低了33%和45%，可溶性Cd和Pb分别下降了56%和58%，有效地将水溶态、可交换态和碳酸盐结合态Cd和Pb转化为铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态。天然矿物类和碱性类稳定剂进行复合稳定时，需控制碱性类稳定剂的投加量，避免底泥pH过高导致氮磷元素释放，影响上覆水体。腐殖质和氧化钙复合使用可改善底泥理化性质，有利于水生植物的生长。目前，国内已有部分工程案例，某公司对山东省某河道疏浚底泥进行减量化、稳定化、资源化处理，底泥中重金属含量需满足《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)二级标准要求。因此，采用自主研发的复合稳定化药剂和固化药剂对脱水后底泥中的重金属进行稳定化处理，处理后的底泥进行资源化利用或安全填埋处置[35]。复合稳定化药剂一般包含2种以上药剂，药剂之间具有一定的协同作用，稳定效果一般高于单一稳定剂，但在使用过程中应结合不同稳定剂的机理和底泥具体的理化性质，合理进行复配，避免造成二次污染。

2.5 不同常规重金属稳定剂对重金属污染底泥的修复效果

常规重金属稳定化药剂由于其自身性质不同，作用的重金属种类、稳定机理及应用范围均有差异，在实际应用时应根据稳定的目标重金属对稳定化药剂进行选择，表1为部分常规重金属稳定剂在修复重金属污染底泥中的应用。

表1 部分常规重金属稳定剂在修复重金属污染底泥中的应用Tab.1 Application of Some Conventional Heavy Metal Stabilization Chemicals in Contaminated Sediments Remediation

由表1可知，常规重金属稳定剂中碱性类物质作用范围较广，一般对Pb、Cu和Zn作用效果较好；碱性类稳定剂会改变底泥的pH，因此，较适用于疏浚底泥重金属的污染控制。磷酸盐类物质对Pb的稳定效果最好，会优先稳定底泥中的Pb，对Cd、Cr、Cu、Zn和Ni等稳定效果有限，因此，磷酸盐类稳定剂适用于稳定Pb单一污染的河道底泥，应用时需注意投加量，避免造成水体磷含量超标。天然矿物类稳定剂根据其种类不同，作用效果也有差异，一般对Cd、Pb、Zn和Cu有一定的效果，天然矿物类稳定剂适用于原位处理，在稳定底泥中重金属的同时可以作为覆盖层，抑制重金属与上覆水体间的交互作用，防止水体污染。复合型稳定剂兼顾多种稳定剂的优点，重金属选择范围广，对Pb、Zn、Cu、Cd和As等均有较好的稳定效果，适用于复合重金属污染的底泥。稳定化药剂要根据应用目标进行选择，对河道底泥的性质、控制目标、稳定成本等进行综合考虑，选取最优的稳定化药剂。

3 新型重金属稳定剂

由于污染物在底泥中的迁移、转化和化学反应，污染底泥重金属稳定化变得较复杂，在实验室研究中一些药剂的作用效果很明显，但在实际工程应用中仍然会存在一些问题，如机械法难以将药剂和底泥充分混合达到理论效果、植物修复所需时间长、对一些较深且污染严重的河道底泥难以发挥作用等，因此，需寻找新的稳定化药剂解决这些问题。目前，随着重金属稳定化技术的发展，纳米材料、生物炭、天然高分子材料等已被广泛应用到污染底泥重金属的修复领域。

3.1 纳米材料

纳米材料重金属稳定剂主要有纳米零价铁(nZVI)、改性的纳米零价铁、纳米磷灰石材料(纳米羟基磷灰石(nHAP)、纳米氯磷灰石(nClAP)、稳定剂稳定的纳米氯磷灰石(鼠李糖脂稳定的纳米氯磷灰石(Rha-nClAP))、纳米管(CNT)和二氧化钛纳米颗粒(TiO2NPs)等。纳米材料主要通过吸附、络合等反应稳定底泥中的重金属[40]。

nZVI具有核壳结构，核心由金属铁组成，外壳由氧化铁层组成，氧化铁层在nZVI合成过程中自然生成，通常由Fe2+、Fe3+和O组成，核心金属铁作为电子供体发挥作用，减少待还原化合物，壳作为电子受体，可以发生吸附和表面络合反应[41]。nZVI可以将易迁移态重金属转化为稳定态重金属[42-43]，nZVI形成的羟基氧化铁矿(α-，β-，γ-FeOOH)可以吸附Cd2+并在表面形成稳定络合物，改性的nZVI避免了颗粒的聚集和氧化，保持了良好的流动性。图1为多糖包裹的nZVI稳定底泥中Cd的可能机制[40]。采用多糖包裹的nZVI原位稳定污染底泥中的Cd，nZVI可稳定Cd2+，降低其TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)的可浸出性和生物可利用度，反应如(2)～式(6)44]。

(2)

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图1 nZVI稳定底泥中Cd机制Fig.1 Mechanism of nZVI Stabilized Cd in Sediment

纳米磷灰石(HAp)可有效吸附底泥中的重金属，纳米羟基磷灰石(nHAp)、稳定剂稳定的纳米氯磷灰石[鼠李糖脂稳定的纳米氯磷灰石(Rha-nClAP)、生物炭稳定的纳米氯磷灰石(BC-nClAP)、十二烷基硫酸钠稳定的纳米氯磷灰石(SDS-nClAP)]等材料已被证明具有良好的重金属固化效果。Rha-nClAP材料可通过沉淀和吸附作用将Pb和Cd转化为稳定态，降低其可浸出量[45]。nClAP稳定底泥中Pb的反应机制如式(7)～式(9)[46]。式(7)和式(8)是nClAP先溶解再与Pb2+反应生成沉淀，式(9)为nClAP直接与Pb2+发生表面络合反应。

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)

碳纳米管(CNT)稳定重金属离子的机理非常复杂，包括沉淀、物理吸附、静电吸引以及重金属离子与CNT表面官能团之间的化学相互作用等[47]。研究表明，CNT具有优良的重金属吸附能力，且已广泛应用于污染底泥中重金属的修复[48-49]。二氧化钛纳米粒子具有静电引力大、比表面积小等特点，具有改变底泥中共存污染物(有机结合态重金属和有毒有机物)的迁移率和毒性的潜力[50]，可吸收底泥中释放到间隙水中的重金属离子，降低底泥中重金属的迁移率。研究证明，二氧化钛纳米粒子可通过和重金属形成稳定的TiO2NP-金属的络合物[51]稳定底泥中的重金属。纳米材料具有反应性高和较强的重金属固定能力，在理论研究中，通常将纳米粒子与其他方法复合或通过稳定剂修饰(nZVI和植物修复的组合、SNZVI、Rha-nClAP、SDS-nClAP和BC-nClAP等)来提高其稳定性。磷灰石类纳米材料在使用过程中要注意投加量的选择，避免造成磷污染；纳米材料具有较强的流动性，药剂利用效率高。实际工程中，由于纳米材料成本较高，目前尚无大规模应用的案例。此外，纳米材料和植物的协同作用可以降低植物对重金属的利用能力，减少重金属对植物的毒害作用，但高浓度的纳米材料会对植物产生毒害作用，抑制植物的生长。因此，使用纳米材料制成的药剂稳定底泥中的重金属时，需考虑能否在稳定效率较高的前提下尽可能减少纳米材料对植物的毒害作用。

3.2 生物炭

生物炭比传统活性炭具有更多的孔结构和更丰富的含氧官能团，对重金属具有很强的固定能力[52]。

图2 BC-nClAP的修复机理Fig.2 Remediation Mechanism of BC-nCLAP

生物炭(BC)经物理(微波)和化学(ZnCl2、KOH、H3PO4等)活化后，表面杂质被去除，微孔和中孔结构增加，表面引入了更多的官能团，对重金属的去除能力更强。学者采用基于生物炭稳定的纳米氯磷灰石(BC-nClAP)对Pb污染底泥进行修复，发现不稳定态的Pb向更稳定的形态转化，处理后基本无Pb浸出[53]，稳定机理如图2所示。因此，依据底泥污染特性不同，考虑投加一定量的生物炭；当底泥中有毒物质、多环芳烃含量较高时，生物炭处理底泥中的重金属会导致有毒物质和多环芳烃的富集，可能会带来生态和健康风险；改性生物炭修复会长时间存在于底泥中，目前，相关试验仅局限于短期相对较小的规模，实际工程应用较少，缺乏生物炭对底泥重金属长期稳定化效果影响的评价。

3.3 其他

天然高分子材料含有丰富的含氧基团(羧基、内酯基和酚羟基)，可以通过鳌合作用稳定底泥中的重金属[54]。目前，研究较多的天然高分子材料主要有木质素(Ln)、羧甲基纤维素(CMC)和海藻酸钠(SA)。

研究发现，木质素(Ln)、羧甲基纤维素(CMC)和海藻酸钠(SA)可以降低土壤中Pb和Cd的浸出量，生物利用性也明显减少[55]。天然高分子材料是具有很大应用潜力的底泥重金属稳定药剂，但有关天然高分子材料在土壤和底泥重金属稳定化方面的研究较少。微生物的生物修复技术对重金属也有一定的稳定作用，一些细菌(芽孢杆菌)具有较高的金属亲和力，能够吸收大量的金属离子，并转移到生物细胞中，实现重金属的稳定化。目前，生物修复技术已被广泛应用于土壤中的重金属修复[56]，在河道污染底泥重金属修复领域应用较少。

3.4 不同新型重金属稳定剂对重金属污染底泥的修复效果

新型重金属稳定化药剂研究较晚，目前主要处于实验室模拟阶段，实际应用较少，表2为部分新型稳定剂在修复重金属污染底泥中的应用。

表2 新型稳定剂在修复重金属污染底泥中的应用Tab.2 Application of New Stabilization Chemicals in Heavy Metal Contaminated Sediments Remediation

由表2可知，新型重金属稳定剂种类较多，其机理主要是通过络合沉淀、吸附沉淀、表面吸附和诱导吸附等反应改变重金属存在形态，将重金属转化为难溶性物质或直接吸附，降低其含量。纳米材料制成的稳定剂，具有很强的流动性，可以充分和底泥中的重金属反应，药剂利用率高，且纳米材料稳定剂作用的重金属范围广、稳定效果好。生物炭和天然高分子材料制成的稳定剂目前正处于进一步的研究阶段。

4 结论与展望

重金属稳定化药剂种类较多且对不同种类重金属的稳定化机制各异，但均可针对性地降低底泥中重金属的可迁移性和生物有效性，减少重金属向上覆水体的释放，达到“控源”的目的，从而降低对水体质量的影响。目前，常规重金属稳定剂和新型重金属稳定剂部分已在实际工程项目中应用，但其存在工程量大、成本较高、药剂分散不均、重金属稳定率低等问题。

因此，未来对稳定化药剂的研究建议从以下几方面开展。

(1)针对底泥重金属污染严重程度，确定污染程度临界值，分区域选取不同的处理方式(异位/原位)，尽可能减少施工量。

(2)污染底泥环境复杂，一般是多种重金属复合污染，重金属在稳定过程中不仅要考虑对单独某种重金属的稳定效果，还要考虑重金属之间的相互作用，因此，采用多种稳定剂复合稳定重金属，可有效提高重金属稳定化效果，且有望降低施工成本。复合稳定剂的种类、配比、效果也将成为以后重金属稳定化研究的重点。

(3)根据底泥重金属污染特征及场地特征研发更高效的药剂投加方式、设备等，实现药剂与底泥的均匀混合，强化稳定化药剂效能。

(4)加强稳定化机理的研究，开发新型多功能重金属稳定化药剂，明确稳定化药剂的最适应用范围，将稳定化修复与化学、生物修复相耦合，提出针对不同重金属污染的稳定化工艺组合技术，进一步提高重金属稳定化效率。