重金属污染物在土壤中具有移动性差、 滞留时间长、 不能被微生物降解等特点，治理和修复的难度较大^{[1, 2]}. 重金属稳定化技术，就是向土壤中加入化学药剂，通过pH控制技术、 氧化还原电势技术、 沉淀技术、 吸附技术、 离子交换技术等改变重金属在土壤中的赋存状态，从而降低其生物有效性和迁移性^[3].

国内外常用的无机稳定剂有：碱性物质(碳酸钙、 氧化钙等^{[4, 5, 6]})、 磷酸盐类(磷酸^[7]、 磷酸氢二铵^[8]、 磷酸盐^[9]、 磷灰石^[10]、 磷矿石^{[11, 12]}、 磷肥以及骨炭等^[13]其它含磷物质、 含铁物质(铁氧化物、 铁盐^{[14, 15, 16, 17, 18]})、 黏土矿物类(高岭石、 水铝矿、 蛭石、 绿坡缕石和海泡石等^{[19, 20]})、 工业副产品类等. 有机稳定剂可以通过形成金属-有机复合物、 增加土壤阳离子交换量、 降低土壤中重金属水溶态及可交换态的形态，从而降低重金属的生物有效性^{[21, 22, 23]}； 同时能提高土壤肥力，促进植物生长； 另外有机质稳定剂取材方便、 成本低廉，所以在重金属污染土壤修复中得到了广泛的应用. 较常用的有机物稳定剂有有机堆肥^{[23, 24, 25, 26, 27, 28]}、 畜禽粪便^{[29, 30]}、 城市污泥^{[23, 31]}、 生物炭^[32]等. 处理得当的城市污泥(例如石灰干化污泥)可以有效控制重金属元素的浸出和极端pH条件所造成的环境污染和生态破坏. 利用城市污泥配制的基质可部分替代客土，增加土壤养分，改良土壤特性，节约经济成本，在环境效益方面，实现了资源的循环利用. 因此，城市污泥在重金属污染土壤修复上的应用前景广阔. 目前国内外对原状污泥和堆肥污泥用于重金属修复的研究较多，但是针对石灰干化污泥用于重金属稳定化修复的研究较少. 因此，本研究以人工制备重金属污染土壤为对象，采用石灰干化污泥作为稳定剂，以美国环保署的毒性特性浸出程序(toxicity characteristic leaching procedure，TCLP)为评价方法，并以模拟酸雨浸出程序(synthetic precipitation leaching procedure，SPLP)以及去离子水浸提为对照，对干化污泥的稳定效果进行探索研究，为城市污水处理污泥对重金属污染的稳定化效果提供科学依据. 另外，针对石灰干化污泥稳定后土壤pH过高不利于植物生长的缺陷，使用FeSO₄和H₃PO₄进行调节，并对调节后土壤进行浸出测试，研究其对稳定效果的影响.

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试的污染土壤是以北京市房山区周口店镇黄院采石场的土壤为本底，添加重金属元素的水溶性盐进行制备. 制备污染土重金属的目标浓度分别为Cd：10 mg ·kg^-1、 Zn：5 000 mg ·kg^-1、 Pb：5 000 mg ·kg^-1. 试剂用量(以土壤计，下同)为m(CdCl₂ ·2.5H₂O)=0.102 g ·kg^-1、 m(ZnSO₄ ·7H₂O)=83.923 g ·kg^-1、 m[Pb(Ac)₂ ·3H₂O]=45.766 g ·kg^-1. 土壤自然风干，过2 mm筛，添加溶液后于搅拌机中搅拌均匀，塑料自封袋密封，室温保存4周后自然风干、 研磨过2 mm筛、 混匀后置于可密封PP容器中，贴标，备用. 下文中未经稳定化处理的土壤简称污染土，经稳定化处理的土壤简称稳定土壤. 供试石灰干化污泥取自北京市小红门污水处理厂，采用石灰处理工艺使脱水污泥含水率降低并灭菌稳定，石灰投加量约为13%~20%.

污染土和石灰干化污泥的基本理化性质见表 1，重金属实际总量和TCLP浸出浓度见表 2. 结果显示Zn、 Cd、 Pb均超出国家“土壤环境质量标准”中的三级标准约9倍； Cd、 Pb的TCLP浸出浓度都远远超出EPA污染物毒性特征的最大浓度，即该土壤属于危险废弃物.

表 1(Table 1)

表 1 污染土和石灰干化污泥的基本理化性质 Table 1 Basic properties of contaminated soil and two kinds of sludge 样品名称 pH 电导率/μS·cm-1 有机质/g·kg-1 全氮/g·kg-1 全磷/g·kg-1 污染土 7.39 137.89 10.54 0.285 0.514 石灰干化污泥 12.52 4 842.50 115 8.28 4.43

表 1 污染土和石灰干化污泥的基本理化性质 Table 1 Basic properties of contaminated soil and two kinds of sludge

表 2(Table 2)

表 2 污染土和石灰干化污泥的重金属总量和TCLP浸出浓度 1) Table 2 Heavy metal content and TCLP concentrations of contaminated soil and two kinds of sewage sludge 样品名称 重金属总量/mg·kg-1 TCLP浸出浓度/mg·L-1 Zn Cd Pb Zn Cd Pb 污染土 4 489.51 9.54 4 817.88 153.61 0.31 8.77 石灰干化污泥 80.33 0.25 7.62 1.43 0.000 3 0.058 规定限值1) 500.00 1.00 500.00 — 1.00 5.00 1)总量的规定限值来自GB 15618-1995“土壤环境质量标准”三级标准，浸出浓度的规定限值为U. S. EPA的40 CFR 261.24 Toxicity characteristic

表 2 污染土和石灰干化污泥的重金属总量和TCLP浸出浓度 1) Table 2 Heavy metal content and TCLP concentrations of contaminated soil and two kinds of sewage sludge

单独使用石灰干化污泥的稳定化处理时，干化污泥投加的质量分数分别为0%、 10%、 20%、 30%和40%； pH调节处理时，干化污泥投加质量分数保持30%不变，FeSO₄加入的质量分数分别为5%、 6%、 7%、 8%和9%，H₃PO₄的用量(以土计)分别为1、 2、 3、 4和5 mL ·(100 g)^-1. 将一定量的污染土与不同加入比例的干化污泥及FeSO₄或H₃PO₄(均购自国药集团化学试剂北京有限公司，沪试-AR)于水泥胶砂搅拌机中充分搅匀后再加入质量分数20%去离子水继续搅匀，然后置于塑料自封袋于室温下进行老化15 d. 每个处理3个重复. 稳定后的土壤于塑料烧杯中，在恒温鼓风干燥箱中30℃低温烘干至恒重. 于研钵中研磨过2 mm筛，混匀后置于塑料自封袋中，贴标，备用.

本实验中参照文献^[33]附录D中土壤样品预处理全分解方法的普通酸分解法来测定污染土壤中重金属全量. 采用TCLP(U. S. EPA，Method-1311)^[34]进行浸出毒性实验，同时采用SPLP(U. S. EPA，Method-1312)^[35]和去离子水浸提(与TCLP和SPLP的固液比均为1 ∶20)进行比对. 干化污泥中的高含量有机质，导致浸出液中含有较高的DOC，影响ICP-MS检测，故加入硝酸+30%过氧化氢溶液(体积比1 ∶1)进行消煮至溶液清亮，体积减少至5 mL后，使用2%硝酸溶液定容. 所有的实验器皿(包括离心管)使用高硼硅酸盐玻璃、 聚丙烯或者聚四氟乙烯器皿. 与样品或试剂有关容器使用4 mol ·L^-1的HNO₃浸泡过夜，使用前自来水冲洗3次，去离子水冲洗3次，超纯水润洗1次(超纯水由美国Merck Millipore公司的Milli-Q Advantage A10纯水机制取). 采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，X Series 2，美国Thermo Fisher Scientific公司)测定全量消解液和浸出液中的重金属含量.

污染土壤中重金属的浸出毒性不仅与重金属的总量有关，还与其赋存的化学形态密切相关^{[36, 37]}. 实验中采用BCR连续提取法进行形态分析^[38]. BCR法是欧共体标准局在Tessier分析方法的基础上提出的，研究表明BCR法的重现性较好^[39]. 本研究针对未稳定污染土、 30%石灰干化污泥稳定后土壤、 30%干化污泥+9% FeSO₄、 30%干化污泥+3 mL ·(100 g)^-1(以H₃PO₄/土计)，共4个处理样进行BCR形态分析. ①弱酸提取态：向盛有0.500 g 沉积物的离心管中加入0.11 mol ·L^-1 HAc溶液20 mL，(22±5)℃下振荡提取16 h. 在3 000 r ·min^-1的离心力下离心20 min，从固体滤渣中分离提取物，上层液体待测. ②可还原态：向上一步中的残渣加入0.5 mol ·L^-1的NH₂OH ·HCl溶液20 mL. 振荡、 离心，上清液待测. ③可氧化态：向上一步中的残渣加入30%H₂O₂溶液(pH=2)5 mL. 室温消化1 h，85℃±2℃水浴消化1 h，蒸发至体积少于2 mL. 补加5 mL H₂O₂，重复上述操作，体积减少到大约1 mL. 冷却后加入1.0 mol ·L^-1 NH₄OAc溶液25 mL，(22±5)℃下振荡16 h，离心，上清液待测. ④残渣态：称取残渣态样品0.100 0 g至聚四氟乙烯坩埚中，水润湿，加入HCl、 HNO₃、 HClO₄、 HF分别为3、 2、 1、 5 mL，电热板上加热至HClO₄白烟冒尽； 再加入2% HNO₃加热至盐类溶解，取下冷却，2% HNO₃定容于10 mL容量瓶，用于ICP-MS测试.

2 结果与讨论 2.1 石灰干化污泥的稳定效果

定义稳定化率=100%×(稳定前污染土的浸出浓度-稳定处理后土壤的浸出浓度)/稳定前污染土的浸出浓度. 稳定化率越大，稳定效果越好. 石灰干化污泥对土壤中重金属的稳定效果十分明显，可以从图 1中看出. 随着干化污泥质量分数的增加，TCLP的浸出液中Zn、 Pb、 Cd的浓度相应减少，稳定化率最大出现在40%处，分别为：Zn-99.54%、 Pb-99.60%、 Cd-99.85%，稳定效果十分显著. 3条曲线的拐点都出现在污泥质量分数20%处，Zn和Cd的浸出浓度曲线的最大斜率出现在 0~10%处，Pb则出现在10%~20%处. 超过20%以后，3种重金属浸出浓度的减少程度随污泥质量分数的增加而减小.

图 1

Fig. 1

图 1 不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤重金属的TCLP浸出浓度 Fig. 1 Leaching concentrations of heavy metals of soils stabilized by various rates of lime-stabilized sludge

由图 2可以看出，SPLP和去离子水浸提结果中，Zn、 Pb、 Cd的SPLP浸出浓度随干化污泥质量分数变化的曲线与去离子水浸出浓度曲线相似，甚至接近重叠，而且SPLP浸提浓度并没有全部大于去离子水的浸提浓度. 原因可能是SPLP浸提液pH仅为4.20，H⁺的浓度较低，而稳定后土壤pH较高，浸提液中的H⁺被中和，所以对重金属的浸出能力与去离子水差不多.

图 2

Fig. 2

图 2 不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤重金属的SPLP&去离子水浸出浓度 Fig. 2 Concentrations of heavy metals in the SPLP & deionized water leachates of soils stabilized with lime-stabilized sludge

TCLP与SPLP、 去离子水浸提效果比较可以看出，重金属的TCLP浸出浓度高于SPLP和去离子水的浸提浓度，最高可达519倍. 除了Cd外，Zn和Pb的SPLP和去离子水浸出曲线的变化趋势也不同. 与污染土相比，Zn、 Pb的浸出浓度在污泥质量分数10%时最低，随着干化污泥用量的增加，二者的浸出浓度随之增加，特别是Pb的浸出浓度甚至是稳定前污染土壤的3.84倍. 原因是Pb和Zn属两性金属，在强碱性条件下(干化污泥质量分数为40%时，SPLP和去离子水浸提液的pH分别高达11.59和11.73)会再溶出. 文献^{[40, 41, 42, 43]}也有类似的发现. 由此也可以看出，用浸提的方法来评价重金属稳定效果也要注意浸提液的选择，不同的浸提液得出的稳定效果不尽相同.

从图 3看出，稳定后土壤pH和浸提液pH受石灰干化污泥的用量影响显著，稳定后土壤pH和3种浸提液pH值都是随着石灰干化污泥的用量增加而增加； 稳定后土壤pH从7.39增加到11.56，TCLP浸提液pH从6.73增加到8.64，浸提液的pH没有土壤的增加的幅度大，SPLP和去离子水浸提液的pH变化曲线与土壤的曲线相近.

图 3

Fig. 3

图 3 不同剂量石灰干化污泥稳定后土壤及各浸提液的pH值 Fig. 3 pH values of stabilized soils and leachates with lime-stabilized sludge

稳定后土壤pH高达11.56(干化污泥质量分数40%)，因此，高剂量的石灰干化污泥修复后的重金属污染土壤不适宜直接作为复垦基质来恢复植被，需要进行pH值的调节.

由图 4可以看出，以单独使用30%干化污泥为对照，添加不同剂量的FeSO₄调节pH后，随着FeSO₄质量分数的增加，Zn和Pb的TCLP浸出浓度随着FeSO₄质量分数的增加而上下浮动， 但总体趋势是减少，即添加FeSO₄对上述两种重金属元素的稳定化有促进作用； 而Cd的浸出浓度则呈现先增加后减少再增加，总体趋势增加的变化，说明添加FeSO₄对Cd的稳定化影响较大，pH降低后Cd随之容易浸出. FeSO₄的最佳用量是7%，此时Zn、 Pb、 Cd的稳定化率分别为99.21%、 99.36%和99.45%； 调节前仅使用30%干化污泥时的稳定化率分别为97.61%、 97.59%和99.55%； 调节后Zn和Pb的浸出浓度仅为调节前的33.1%和25.6%，而Cd比调节前增加了22.5%.

图 4

Fig. 4

图 4 30%干化污泥中添加FeSO4稳定后土壤TCLP浸出浓度 Fig. 4 TCLP concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30% lime stabilized sludge with ferrous salt

由图 5可以看出，随着FeSO₄质量分数的增加，SPLP浸出浓度随干化污泥质量分数增加的趋势与去离子水浸出浓度相似，Zn和Pb浸出浓度有所减少，而Cd的浸出则显著增加，但曲线上下浮动没有明显的规律性. Zn和Pb浸出减少的原因可能是土壤pH下降的原因，也有可能是FeSO₄的作用； Cd的稳定受pH变化影响较大，pH降低后Cd随之容易浸出.

图 5

Fig. 5

图 5 30%干化污泥中添加FeSO4稳定后土壤SPLP&去离子水浸出浓度 Fig. 5 SPLP & deionized water leaching concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30% lime stabilized sludge with ferrous salt

图 6中可以看出，随着FeSO₄质量分数的增加，稳定后土壤的pH也逐渐降低，在8.26～8.59之间，已经适合北方一般植物的生长.

图 6

Fig. 6

图 6 30%干化污泥中添加FeSO4稳定后土壤及各浸提液的pH值 Fig. 6 The pH values of pH adjusted stabilized soils and leachates with ferrous salt

2.3 H₃PO₄的pH调节效果及对浸出的影响

由图 7可知，以单独使用30%干化污泥为对照，添加H₃PO₄调节pH后，随着H₃PO₄用量的增加，Zn、 Cd和Pb的浸出浓度都显著减少. 虽然H₃PO₄用量超过2 mL ·(100 g)^-1以后，3种重金属的浸出都稍有增加，但是仍然低于加入H₃PO₄之前的水平. H₃PO₄用量在2 mL ·(100 g)^-1处稳定化率最高，Zn、 Pb和Cd分别达到99.63%、 99.76%和99.99%. 浸出浓度仅为调节前的15.53%、 9.93%和2.98%. 说明在调节pH的同时没有给重金属的稳定带来负面作用，反而增强了干化污泥对3种重金属的稳定.

图 7

Fig. 7

图 7 30%干化污泥中添加H3PO4稳定后土壤TCLP浸出浓度 Fig. 7 TCLP concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30% lime stabilized sludge with phosphoric acid

由图 8可知，随着H₃PO₄质量分数的增加，Zn、 Pb的浸出浓度都在上下浮动中减少，只有Cd去离子水浸出浓度相对调节前有所增加. 图 9说明，稳定化后土壤的pH一直呈现下降的趋势，在7.86～8.72范围之间，适宜于植物生长.

图 8

Fig. 8

图 8 30%干化污泥中添加H3PO4稳定后土壤SPLP&去离子水浸出浓度 Fig. 8 SPLP & deionized water leaching concentrations of heavy metals in soils stabilized by 30% lime stabilized sludge with phosphoric acid

图 9

Fig. 9

图 9 30%干化污泥中添加H3PO4稳定后土壤及各浸提液的pH值 Fig. 9 The pH values of pH adjusted stabilized soils and leachates with phosphoric acid

BCR提取法中，弱酸可提取态的重金属主要包括直接在水体中溶解的重金属、 通过扩散作用和外层络合作用吸附在土壤表面的重金属、 以沉淀和共沉淀形式存在于碳酸盐中心的重金属. 可氧化态形式存在的重金属主要是有机物结合态^[44].

污染土和稳定后土壤中重金属的形态分布变化如图 10所示. 污染土中，Zn的弱酸提取态比例最高，占82.53%； 可氧化态和可还原态都几乎为0； 残渣态含量为14.85%. Cd也是以弱酸提取态为主，高达80.23%； 可还原态约有5.57%； 残渣态含量为14.21%. Pb的弱酸提取态为52.88%，残渣态为39.61%； 可氧化态和可还原态相对很少. 可见人工制备的污染土壤中的重金属形态都以最不稳定的弱酸提取态为主，原因是3种重金属的水溶性盐进入土壤后虽经过老化处理，但是由于有机质和矿物质等含量较低，并没有大量转化为铁锰氧化态、 有机物结合态和残渣态.

图 10

Fig. 10

图 10 稳定化处理前后土壤中重金属形态分布 Fig. 10 Fractionation of heavy metals before and after stabilization of contaminated soil

经过40%干化污泥稳定后的土壤中，Zn的弱酸提取态含量降至66.09%，可还原态增加至16.24%，可氧化态由0%增加至2.22%，残渣态没有明显变化； Cd的弱酸提取态含量降至41.41%，可还原态增加至38.42%，可氧化态由0%增加至5.85%，残渣态没有明显变化； Pb的弱酸提取态含量降至9.35%，可还原态增加至12.97%，可氧化态由0%增加至7.63%，残渣态增加至70.05%.

以未添加FeSO₄的30%干化污泥稳定后土壤为对照，经过FeSO₄调节pH后的土壤中，Zn的弱酸提取态相对于污染土减少了36.71%，较对照减少了20.27%； 可还原态相对于污染土增加了24.16%，较对照增加了10.54%； 可氧化态相对于污染土增加了6.19%，较对照增加了3.97%； 残渣态相对于污染土增加了6.35%，较对照增加了5.75%. Cd的弱酸提取态相对于污染土减少了43.06%，较对照减少了4.25%； 可还原态相对于污染土增加了27.47%，但是较对照减少了5.39%； 可氧化态相对于污染土增加了3.59%，但是较对照减少了2.26%； 残渣态相对于污染土增加了12.01%，较对照增加了11.90%. Pb的弱酸提取态相对于污染土减少了52.22%，较对照减少了8.70%； 可还原态相对于污染土增加了2.78%，但是较对照减少了4.81%； 可氧化态相对于污染土增加了2.44%，但是较对照减少了3.04%； 残渣态相对于污染土增加了46.99%，较对照增加了16.55%.

以未添加H₃PO₄的30%干化污泥稳定后土壤为对照，经过H₃PO₄调节pH后的土壤中，Zn的弱酸提取态相对于污染土减少了25.47%，较对照减少了9.02%； 可还原态相对于污染土增加了20.26%，较对照增加了6.64%； 可氧化态相对于污染土增加了13.50%，较对照增加了11.28%； 但是残渣态相对于污染土减少了8.30%，较对照增加了8.90%. Cd的弱酸提取态相对于污染土减少了76.02%，较对照减少了37.20%； 可还原态相对于污染土增加了40.91%，但是较对照增加了8.05%； 可氧化态相对于污染土增加了24.87%，但是较对照增加了19.02%； 残渣态相对于污染土增加了10.23%，较对照增加了10.13%. Pb的弱酸提取态相对于污染土减少了52.70%，较对照减少了9.18%； 可还原态相对于污染土增加了1.98%，但是较对照减少了5.61%； 可氧化态相对于污染土增加了4.59%，但是较对照减少了0.89%； 残渣态相对于污染土增加了46.13%，较对照增加了15.69%.

形态分析结果表明，石灰干化污泥能够明显减少Zn、 Cd、 Pb的弱酸提取态含量，不同程度的增加可还原态、 可氧化态及残渣态含量. 由于弱酸提取态的浸提液是0.11mol ·L^-1的HAc溶液，与TCLP浸提液浓度接近，所以弱酸提取态的明显减少也解释了稳定后土壤的TCLP浸出浓度减少的原因. 同时，相对于仅用30%干化污泥而言，FeSO₄的加入不同程度上减少了3种重金属的弱酸提取态和增加了残渣态的含量，Cd的可还原态稍有减少，可能是造成浸出比调节前稍有增加的原因. H₃PO₄的加入也明显减少了3种重金属的弱酸提取态和增加了残渣态的含量，Zn和Cd的可还原态和可氧化态含量稍有增加，只有Pb的两种形态含量稍有减少. 这也解释了FeSO₄和H₃PO₄对调节后TCLP浸出浓度变化的原因.

表 3中列出了污染土壤稳定化处理前后部分理化学性质的变化. 首先，营养元素有机质、 全氮、 全磷、 有效磷随着干化污泥含量的增加而呈正比增加，尤其是添加H₃PO₄后全磷和有效磷含量剧增. 营养元素增加有利于修复后土壤的植被恢复，磷元素的增加也有利于Pb的稳定化效果. 另外，研究表明Pb、 Cd、 Zn等能够与有机质相互作用，形成稳定的有机络合物和螯合物. 其有效态含量与有机质含量呈极显著的正相关^[45].

表 3(Table 3)

表 3 污染土稳定化处理前后的理化性质 Table 3 Physical and chemical properties of contaminated soil before and after stabilized 处理名称 有机质 /g·kg-1 全氮 /g·kg-1 全磷含量 /g·kg-1 有效磷 /mg·kg-1 阳离子交换量 /cmol·kg-1 pH 水稳性团聚体含量 /% 稳定前污染土 10.54 0.29 0.59 4.58 8.76 7.39 24.51 10%干化污泥 20.35 1.16 0.89 47.81 9.58 9.13 33.13 20%干化污泥 28.45 2.23 1.15 88.68 10.63 10.08 40.59 30%干化污泥 33.93 2.88 1.41 121.74 11.69 11.34 45.05 40%干化污泥 47.34 3.31 1.77 161.44 12.74 11.56 52.70 30%干化+9% FeSO4 34.49 5.15 1.67 91.92 3.93 8.28 64.39 30%干化+H3PO43 mL·(100 g)-1 30.16 2.38 1.40 1446.20 4.05 8.16 50.47

表 3 污染土稳定化处理前后的理化性质 Table 3 Physical and chemical properties of contaminated soil before and after stabilized

其次，影响重金属有效态的pH和阳离子交换量也随着干化污泥含量的增加而升高. 大多数Pb、 Cd和Zn的盐类溶解度随着pH升高而减小，且土壤胶体对其吸附量随pH的升高而增加. 土壤对Pb、 Cd和Zn的吸附量与土壤阳离子交换量有良好的相关性.

另外，土壤的物理性质水稳性大团聚体(d＞0.25 mm)的含量也随着干化污泥用量的增加而增加. 水稳性大团聚体是钙、 镁、 有机质、 菌丝等胶结起来的土粒，在水中振荡、 浸泡、 冲洗而不易崩解，仍维持其原来结构的大团聚体. 水稳性团聚体含量是反映土壤抗蚀性的最佳指标，水稳性团聚体含量增加说明土壤的物理性质有所改良. 3 结论

(1)石灰干化污泥对人工制备污染土壤的稳定化效果十分显著，以TCLP浸提评价时，浸出减少率在干化污泥的质量分数为40%时可以达到Zn-99.54%、 Pb-99.60%、 Cd-99.85%，稳定效果十分显著. 而且干化污泥用量与去除率呈正相关. 其稳定机制在于石灰干化污泥的高pH值、 高有机质含量以及黏土矿物对重金属的沉淀、 吸附等作用.

(2)FeSO₄和H₃PO₄能够有效降低石灰干化污泥稳定土壤的pH值，同时，二者都能减少Zn的浸出，FeSO₄不利于Cd的稳定，而H₃PO₄增加了Pb和Cd的稳定化率. BCR顺序提取的形态分析结果可以合理解释土壤中各元素的TCLP浸出浓度的变化.

(3)SPLP和去离子水对Zn、 Pb和Cd的浸提浓度相近，远低于TCLP的浸出浓度； 且SPLP和去离子水对Zn、 Pb的浸出行为影响与TCLP对Zn、 Pb的浸出行为影响不同. 关键影响因素在于浸出液的pH值.

(4)石灰干化污泥质量分数较小时，稳定效果也比较显著，工程应用中可以根据实际情况在较宽的质量分数范围内调节污泥的用量，以达到理想效果. 同时经FeSO₄或H₃PO₄的pH值调节后的稳定化土壤，土壤理化性质得到改善，利于植物生长.