固化/穩定化技術是一種廣泛用于污染介質（如土壤、污泥和沉積物）處理的工程技術，能夠有效防止或降低這些介質中污染物的遷移和暴露。固化是固化劑與污染介質黏合的過程，通過增加應力強度、降低滲透性以及包裹污染介質改變污染介質的物理特性；而穩定化則是通過化學反應減少污染物質的溶解度和可滲透性，降低污染物的可遷移性和危害風險。固化/穩定化技術由于具有處理時間短、成本低、操作性強、能同時處理多種污染物等優勢，已在歐美等國家得到了數十年的發展以及廣泛應用。根據場地修復技術年度報告第14版，1982—2011年，美國超級基金修復的1266個污染場地中，已有280個污染場地中使用了固化/穩定化技術。

我國的固化/穩定化技術研究及應用起步較晚，通過近十年來持續不斷的努力，該技術不論在技術還是管理層面都已基本獲得認可，并在污染場地修復工程中得到一定的應用。為了驗證固化/穩定化技術修復污染場地的可行性，有必要對固化/穩定化的修復效果進行評估。固化/穩定化技術是將污染物固定或封存在固化/穩定化產物中，污染物并未從污染介質中去除，因此評價固化/穩定化技術的修復效果不能采用其他大多數修復技術所使用的去除率的標準，而國內對該項技術修復效果的評價方法及標準還不明確。

該研究綜述了國內外常用的固化/穩定化修復效果的評價方法及標準，并對未來的研究方向進行了展望，以期為固化/穩定化技術在我國污染場地的修復應用提供一些參考。

1、固化/穩定化修復效果的評價方法

固化/穩定化修復效果的評價方法主要包括浸出試驗和物理評價方法。浸出試驗用于評價固化/穩定化產物的浸出行為；物理評價方法用于預測固化/穩定化藥劑與土壤的混合情況、藥劑需求量和固化/穩定化產物的增容比，以及比較固化/穩定化處理前后的強度和耐久性等。

1．1 浸出試驗

浸出試驗是為了評估污染物由固相轉移到液相的程度。由于早期污染土壤固化/穩定化后一般進行填埋處置，污染土壤固化/穩定化后的浸出方法多采用固體廢物的毒性浸出方法。隨著污染場地修復工程的增多及修復后的土方量不斷增加，填埋已不能滿足固化/穩定化處置的需求，資源化再利用成為歐美國家處置污染土壤固化/穩定化產物的發展方向．歐美國家正著力于建立并完善以修復后最終處置或再利用方式為基礎的情景模擬浸出方法體系。根據浸提劑在浸出試驗過程中是否更換，浸出試驗主要分為兩大類：振蕩浸出試驗和動態浸出試驗。

1．1．1 振蕩浸出試驗

振蕩浸出試驗用于評估穩態下固化/穩定化產物的浸出情況，通常將固化/穩定化產物破碎到一定尺寸以下，通過振蕩加速固相和浸提劑之間的接觸程度，從而使固化/穩定化產物中的污染物在短時間內與浸提劑中污染物達到平衡。振蕩浸出試驗通常有相當好的重現性，適用于污染物的浸出毒性鑒別。根據試驗結果，可評估固化/穩定化技術的適用性及固化/穩定化產物的最終處置方式。常用的振蕩浸出試驗包括：

1．1．1．1 毒性特征浸出試驗方法

最常用的浸出測試方法是TCLP（thetoxi citycharacteristic leaching procedure）方法（USEPA1311方法），是USEPA（美國國家環境保護局）指定的污染物釋放效應的評價方法，用來檢測在振蕩浸出試驗中液相、固相和多相廢棄物中污染物的遷移性和溶出性。TCLP模擬了固體廢棄物與城市垃圾共同填埋處置條件下向地下水中滲濾污染物的過程，主要目標是保護地下水。對于一般工業固體廢物，該方法采用pH為4．93±0．05的醋酸緩沖溶液，對于偏堿性的工業固體廢物，采用pH為2．88±0．05的醋酸緩沖溶液，土水比為1∶20，浸提時間為18h。TCLP是美國《資源回收與保護法》（RCRA）中規定的浸出程序，如果浸出液中含有的任何一種毒性物質成分的含量等于或大于US40CFR261．24中規定的濃度限值，則該廢物需要修復以避免污染地下水。我國的HJ/T300—2007《固體廢物浸出毒性浸出方法醋酸緩沖溶液法》與該方法相當，該方法模擬工業廢物在進入衛生填埋場后，其中的有害組分在填埋場滲濾液的影響下，從廢物中浸出的過程。不同之處在于對于堿性廢物，考慮到酸中和容量的因素，采用pH為2．64±0．05的醋酸溶液為浸提劑。

1．1．1．2 合成沉淀浸出試驗方法

由于TCLP方法主要用于評估廢棄物填埋處置時的浸出行為，USEPA又推出了SPLP（the synthetic precipitation leaching procedure）方法（USEPA1312方法），用以模擬廢棄物在酸雨條件下（由于重工業和燃煤造成的大氣污染）的暴露和遷移特征，主要目的是保護地表水和地下水。用于評估密西西比河東岸土壤和廢物的浸出能力時，采用pH為4．20±0．05的硫酸/硝酸溶液作為浸提劑；用于評估密西西比河西岸土壤和廢物的浸出能力時，采用pH為5．00±0．05的硫酸/硝酸溶液作為浸提劑，提取時間為18h。我國的GB5085．3—2007《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》中采用的浸出方法是與USSPLP方法類似的HJ/T299—2007《固體廢物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》。用于測定樣品中重金屬和半揮發性有機物的浸出毒性時，采用pH為3．20±0．05的硫酸硝酸溶液作為浸提劑；用于測定氰化物和揮發性有機物的浸出毒性時，采用試劑水作為浸提劑。

1．1．1．3 歐盟的振蕩浸出試驗方法

歐盟制定了用于評估固化/穩定化產物受到非酸性地表水或地下水浸瀝時，其中無機污染物浸出特征的試驗方法BSEN12457。該方法未考慮非極性有機物和生物可降解有機物的浸出特征，主要目的是保護地表水和地下水。該方法包括4個部分（Part1to4），均采用去離子水作為浸提劑，形成無緩沖能力的浸出體系，土水比分別為1∶2、1∶10、1∶（2＋8）和1∶10，浸出時間為24h，其中第三部分分為兩個階段，為了加速浸出前期的浸出速度，在第一階段設置了較高的土水比。我國的HJ557—2010《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》和GB5086．1—1997《固體廢物浸出毒性浸出方法翻轉法》均采用了去離子水作為浸提劑，模擬了固體廢物在特定場合中受到地表水或地下水的浸瀝，其中的有害組分浸出而進入環境的過程。

表1歐盟BSEN12457試驗方法的操作參數

1．1．1．4 日本的振蕩浸出試驗方法

日本振蕩浸出試驗方法采用的浸提劑分別為pH＝5．8～6．3和pH＝7．8～8．3的去離子水，前者模擬陸地水體對固化/穩定化產物的浸出情況，后者模擬海水對固化/穩定化產物的浸出情況。試驗時將樣品破碎至粒徑＜0．5mm，取50g樣品按液固比10∶1與浸提劑混合，室溫下振蕩6h后，測試浸提劑中污染物的濃度。

1．1．2 動態浸出試驗

動態浸出試驗是通過連續或間歇性的更換浸提劑，考察污染物的浸出濃度隨時間的變化規律。與振蕩浸出試驗相比，動態浸出試驗操作較為繁瑣，所需時間較長，試驗結果的重現性不高，因此，其使用頻率相對較低。常用的動態浸出試驗包括：

1．1．2．1 連續浸出試驗方法

連續浸出試驗方法（serialbatchtests）和振蕩浸出試驗方法相似，同樣將固化/穩定化產物破碎到一定尺寸以下，通過振蕩加速固相和浸提劑之間的接觸程度，不同的是需要每隔一定時間更換一次浸提劑直到試驗所需的條件。最常用的連續浸出試驗方法是USEPA提出的MEP方法（multipleextractionprocedure，USEPA1320方法），該方法模擬設計不合理的衛生填埋場經多次酸雨沖蝕后污染物的浸出狀況，是TCLP和SPLP方法的組合，保護目標為地下水。首先采用TCLP方法對破碎后的樣品浸提，然后繼續用SPLP方法對樣品浸提9次。如果第10次浸提劑中污染物的濃度低于第8次和第9次浸提劑中污染物的濃度，則需要繼續重復浸提直到浸提劑中污染物的濃度不再下降為止。該浸出過程可測試固化/穩定化產物中污染物向環境中可釋放的最高濃度，可用于評估固化/穩定化產物的長期浸出毒性。

1．1．2．2 繞流浸出試驗方法

繞流浸出試驗方法（flowaroundtests）考察塊狀體通過表面釋放至浸出液中的速率和累計量。采用整塊固化/穩定化產物作為試驗對象，將固化/穩定化產物浸入到浸提劑中，保持一定的水土比，當固化/穩定化產物中的污染物與浸提劑的自然擴散達到平衡時，置換成新的浸出液，重復浸出過程。該方法以保持固化/穩定化產物本身的形狀為前提進行動態釋放通量測試，因此模擬更接近實際環境狀況，能夠預測長期風險累積效應。主要適用于污染土壤固化處理后的潛在風險預測，但操作相對復雜，所需要時間較長。常用的繞流浸出試驗方法有美國核能協會提出的ANS16．1方法和USEPA的1315方法。

1．1．2．3 穿透浸出試驗方法

穿透浸出試驗方法（flowthroughtests）考察液固比對污染物浸出的影響。以多孔性的固化/穩定化產物或破碎后的樣品作為試驗對象，將樣品裝入到圓柱體中，浸提劑以向上滲透的方式連續或間歇性的穿透土柱，檢測浸提劑中污染物的濃度。該方法同樣以保持固化/穩定化產物本身的形狀為前提進行動態釋放通量測試，因此模擬更接近實際環境狀況，能夠預測長期風險累積效應。主要適用于污染土壤穩定化處理后的潛在風險預測，但操作相對復雜，所需要時間較長。常用的試驗方法有美國材料與測試協會的ASTMD4874方法、EUCEN/TS14405方法［27］和USEPA的1314方法。

1．2 物理評價方法

目前有一系列物理指標用于評價固化/穩定化技術處理的污染土性狀，包括無側限抗壓強度試驗、耐久性試驗（如凍融試驗，干濕循環試驗）、凝固時間試驗、膨脹/收縮試驗、滲透試驗和碳化試驗等。大部分試驗方法采用混凝土的力學性能測試方法。最常見的試驗方法是無側限抗壓強度試驗和滲透性試驗。

1．2．1 無側限抗壓強度試驗（UCS）

無側限抗壓強度用來表征固化/穩定化產物承受機械壓力的能力，其大小與固化/穩定化產物的水化反應程度及耐久性有關，是評價固化/穩定化效果的重要參考指標之一。目前各國制定了測定無側限抗壓強度的標準方法，這些方法均在不加任何側向壓力的情況下對固化/穩定化產物施加軸向壓力，直至固化/穩定化產物被剪切破壞為止；主要不同點在于固化/穩定化產物的形狀和大小不同。因此，為了便于測試結果之間的比較，需要清晰記錄固化/穩定化產物的形狀和大小。

1．2．2 耐久性試驗

凍融試驗和干濕循環試驗常用來檢驗固化/穩定化產物耐受溫度和濕度變化的能力。常用的試驗標準為USASTMD559方法、ASTMD560方法和GB/T50082—2009《普通混凝土長期性能和耐久性能試驗方法標準》中的抗凍試驗方法和抗硫酸鹽侵蝕試驗方法。測量固化/穩定化產物經過一定次數的凍融或干濕循環后重量的損失程度，經過凍融或干濕循環后固化/穩定化產物的機械和化學變化不需要進行檢測。

1．2．3 滲透試驗

滲透試驗用來評價固化/穩定化產物的抗水滲透性能。常用的試驗方法為USASTMD5084—00方法和GB/T50082—2009《普通混凝土長期性能和耐久性能試驗方法標準》中的抗水滲透試驗方法。由于固化/穩定化產物的滲透系數很小，為了準確且快速測定其滲透系數，一般采用變水頭試驗法。將固化/穩定化產物密封后壓入到抗滲儀的試模中，每隔一定時間增加一定的水壓，測定固化/穩定化產物表面的滲水體積。

1．2．4 回彈模量

回彈模量是指固化/穩定化產物在荷載作用下產生的應力與其相應的回彈應變的比值。土基回彈模量表示土基在彈性變形階段內，在垂直荷載作用下，抵抗豎向變形的能力，如果垂直荷載為定值，土基回彈模量值愈大則產生的垂直位移就愈小；如果豎向位移是定值，回彈模量值愈大，則土基承受外荷載作用的能力就愈大。目前有兩種測試方法：靜力受壓彈性模量和動彈性模量．靜力受壓彈性模量的常用測試方法為USASTMC469—02方法、UK的BS1881：Part121方法和GB/T50081—2002《普通混凝土力學性能試驗方法標準》中的靜力受壓彈性模量試驗；動彈性模量的常用測試方法為USASTMC215—02方法、UK的BS1881：Part209方法和GB/T50082—2009《普通混凝土長期性能和耐久性能試驗方法標準》中的動彈性模量試驗。

1．2．5 加州承載比（CBR）

CBR是美國加利福尼亞州提出的一種評定基層材料承載能力的試驗方法。常用的試驗方法為USASTMD1883—99方法和我國的GB/T50123—1999《土工試驗方法標準》［42］中的承載比試驗。承載能力以材料抵抗局部荷載壓入變形的能力表征，并采用標準碎石的承載能力為標準，以相對值的百分數表示CBR值。這種方法后來也用于評定土基的強度，即標準試件在貫入為2．5mm時所施加的試驗荷載與標準碎石材料在相同貫入量時所施加的荷載之比值，以百分率表示。

1．2．6 微觀結構檢驗

常用的微觀結構檢驗的方法包括掃描電鏡（SEM）和X射線衍射（XRD）等。應用這些技術可以更好地了解污染物與固化/穩定化藥劑的結合狀態以及污染物對藥劑水化的影響。這些技術更多地應用于研究工作，在實際工程中使用較少。

2、固化/穩定化修復效果的評價標準

基于固化/穩定化修復效果的評價方法，固化/穩定化修復效果的評價標準同樣包括浸出毒性評價標準和物理學評價標準。固化/穩定化產物的處置有填埋廢棄處理和資源化再利用兩種方式，最終處置方式的選擇需要滿足相應的評價標準。從保護自然資源和降低填埋場負荷的角度，資源化再利用優于填埋廢棄處理，但資源化再利用與填埋廢棄處理相比對固化/穩定化產物的評價標準更加嚴格。

2．1 浸出毒性評價標準

污染土壤固化/穩定化處置的目的一般是為了防止地下水或地表水受到污染。圖1為固化/穩定化產物對下游水體風險的影響模型圖。由于固化/穩定化產物中污染物的浸出導致流經的水中的污染物的濃度Cn為

式中：F為固化/穩定化產物中污染物的釋放速率，mg/（m2·s）；Aexp為固化/穩定化產物與水的接觸面積，m2；An為固化/穩定化產物在水流方向上的橫截面積，m2；q為水的線性流速，m/d。為了防止關注點的水質超標，固化/穩定化產物的最大浸出濃度Cmax為

式中，Cpoc為關注點的允許濃度，DAF為稀釋衰減系數。DAF跟污染物的存放位置、土壤的特性、污染物性質及水文地質條件等相關，綜合這些因素的影響，DAF的取值一般≥1且特定的污染場地往往具有不同的DAF，根據DAF取值以及保護目標的不同，世界各國制定了相應的浸出毒性評價標準。

2．1．1美國的浸出毒性標準

美國污染場地的浸出毒性標準采用了固體廢物的浸出標準。美國在制定TCLP浸出方法的同時制定了浸出毒性的評價指標。TCLP制定的項目標準值是在考慮人體慢性毒性參考劑量（Chronic Toxicity Reference Level，CTRL）和DAF的基礎上提出的：

CTRL值的制定主要參考飲用水最高污染物濃度標準，同時結合這些項目的致癌性和風險特定劑量，或非致癌性和參考劑量。DAF是在模擬污染場景的基礎上提出的。對于TCLP評價指標之外的污染物，評價指標一般為飲用水標準的100倍。表2總結了美國污染場地固化/穩定化修復項目中固化/穩定化產物的評價方法和評價標準，在污染場地修復實施過程中，修復標準是基于固化/穩定化產物的最終處置方式而定的。當異位填埋處置時，固化/穩定化產物的浸出毒性標準一般應符合TCLP的評價指標；當固化穩定化產物進行綜合利用或原地阻隔時，一般采用SPLP方法評價固化/穩定化產物的浸出毒性，主要目的是為了保護地下水，其浸出毒性的標準是基于現存的場地模型、場地修復目標值和關注點的空間位置確定的。對于復雜場地往往采用動態浸出方法評估污染物的長期釋放情況，或按處置和再利用真實場景設計浸出方案在現場進行浸出評估。

表2 美國超級基金污染場地固化/穩定化效果的評價方法、評價標準及產物的最終用途

2．1．2 歐盟的浸出毒性標準

歐盟的污染場地的浸出毒性標準同樣采用了固體廢物的浸出標準。歐盟委員會于2002年發布了關于建立填埋場接受固體廢物的相關法規和標準（指令2003/33/EC）。其詳細說明了不同類型的填埋場接受固體廢物的污染控制標準，包括惰性廢物填埋場、非危險性廢物填埋場、危險廢物填埋場和地下貯庫（例如用地質屏障、洞穴或工程建筑等結構對廢物的隔離）。該法規還規定了填埋場接受危險廢物的基本程序，程序的測試要求分為3個過程：基本特性描述、浸出毒性鑒別和現場查證。

2．1．3 日本的浸出毒性標準

日本頒布了專門針對污染土壤的浸出評價標準，日本的《土壤污染對策法》對城市和工業地域的土壤污染物質做了明確規定。將土壤中的污染物分為三大類25個項目并規定了其中24個有害物質的浸出標準限值（Cu未規定，見表3）。其標準與地下水標準和保護人類健康的水環境質量標準基本一致，要求十分嚴格。

表3 日本的土壤、地下水環境質量標準及保護人體健康的水環境質量標準

2．1．4 我國的浸出毒性標準

固化/穩定化技術已在國內污染場地修復中得到了一定的應用，但目前僅有湖南省頒布的DB43/T1165—2016《重金屬污染場地土壤修復標準》規定了重金屬的浸出毒性標準，還沒有制定國家級的浸出毒性標準。目前每個污染場地根據固化/穩定化產物的最終處置方式制定了特定的修復目標值。其浸出毒性標準主要參考固體廢物的浸出標準。表4列舉了我國部分污染場地采用固化/穩定化技術的案例，浸出毒性標準參考的標準主要有《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》、《地下水質量標準》Ⅳ類標準、《地表水環境質量標準》Ⅳ標準和《污水綜合排放標準》一級標準等。

表4 我國部分污染場地固化/穩定化的評價方法、評價標準及產物的最終用途

2．2 物理學評價標準

2．2．1 無側限抗壓強度

固化/穩定化產物的最終處置去向不同，所要求的固化/穩定化產物的機械強度也不同。固化/穩定化產物用作填埋處置時，USEPA建議標準養護28d的固化/穩定化產物的無側限抗壓強度＞350kPa；荷蘭和法國等建議標準養護28d的固化/穩定化產物的無側限抗壓強度＞1MPa；加拿大廢水技術中心建議采用衛生填埋場共處置固化/穩定化產物時，考慮到壓實固體廢物時固化/穩定化產物可能受到較大壓力，其無側限抗壓強度應＞3．5MPa；我國GB50869—2013《生活垃圾衛生填埋處理技術規范》中規定城鎮污水處理廠污泥經過預處理改善污泥的高含水率、高黏度、易流變、高持水性和低滲透系數的特性后需要滿足無側限抗壓強度≥50kPa。當固化/穩定化產物用作公路路基時，英國交通部要求7d養護的固化/穩定化產物的無側限抗壓強度分別為4．5～15MPa；荷蘭要求作為路基層的原材料的無側限抗壓強度值為3～5MPa；我國CJJ01—2008《城鎮道路工程施工與質量驗收規范》規定：水泥穩定土類材料7d抗壓強度：對城市快速路、主干路基層為3．0～4．0MPa，對底基層為1．5～2．5MPa；對其他等級道路基層為2．5～3．0MPa，底基層為1．5～2．0MPa。

2．2．2滲透系數

填埋處置時，USEPA等傾向于采用1．0×10－9m/s的滲透系數；我國GB50869—2013中規定城鎮污水處理廠污泥經過改性后滲透系數為10－8～10－7m/s時才能達到入場技術要求。GB16889—2008《生活垃圾填埋場污染控制標準》和HJ2035—2013《固體廢物處理處置工程技術導則》中規定防滲襯層的飽和滲透系數應小于1．0×10－9m/s。

3、我國固化/穩定化修復的評價方法與標準的發展建議

固化/穩定化技術在歐美各國已被廣泛應用于污染場地的修復工程中，已經建立起了相對完善的評價方法及評價標準體系。目前，固化/穩定化技術是我國污染場地特別是重金屬污染類場地的主要修復技術，然而我國還沒有統一和明確的評價固化/穩定化修復效果的方法和標準，也缺少固化/穩定化產物最終處置或再利用方式的管理規范，既可能導致固化/穩定化過程中的二次污染的發生，也可能限制了固化/穩定化技術的推廣應用。如表5所示，該研究提出了基于我國國情的污染土壤固化/穩定化浸出測試和評價標準體系。當污染土壤固化/穩定化后采用衛生填埋或一般工業固體廢物貯存、處置場處置時，可參考固體廢物填埋處置時的評價方法與標準；當污染土壤固化/穩定化后原址填埋時，則應增加繞流浸出方法（固化處置）或穿透浸出試驗方法（穩定化處置），其評價標準可參考《地下水質量標準》或根據關注點濃度的要求進行風險評估推算確定；當污染土壤固化/穩定化后再利用時，需根據再利用的具體情景選擇相應的評價方法與標準。今后應加強以下幾個方面的工作：

表5 我國污染場地固化/穩定化的評價方法及標準體系建議

a）加強固化/穩定化的基礎研究。雖然固化/穩定化技術在我國已有不少應用案例，但對固化/穩定化產物中污染物的最終歸趨缺乏跟蹤研究。應根據不同地域、場地特征和固化/穩定化產物的最終處置方式，開展污染物的環境歸趨研究，為建立全面、有效的固化/穩定化效果評價體系奠定理論基礎。

b）完善固化/穩定化修復效果的評價方法。目前人們逐漸認識到TCLP、SPLP等振蕩浸出試驗由于沒有考慮動力學和污染物遷移的因素的影響而與實際污染物釋放機理不符，美國已經制定了浸出環境評估框架（lea chinge nvironment alassessment framework），歐盟制定了穿透浸出試驗方法及評價標準。我國固化/穩定化修復效果的評價方法僅有少量振蕩浸出試驗的方法，還缺少動態浸出試驗的評價方法；浸出毒性測試普遍采用硫酸硝酸法浸出評估，忽略了砷、六價鉻等含氧陰離子在中性至弱堿性pH下溶解度達到最大的情況。因此，今后有必要建立完善的評價方法及標準體系，并制定相應的技術規范。對于砷和六價鉻污染的土壤應增加去離子水浸出測試，在原地阻隔或再利用土壤的浸出要求也應像日本一樣執行嚴格的地下水質量標準（Ⅲ、Ⅳ類），對污染物遷移影響大的復雜場地應進行動態浸出測試評估或現場模擬真實場景的浸出評估。

c）建立固化/穩定化修復效果的評價標準。固化/穩定化修復效果的評價標準是固化/穩定化產物最終處置方式的依據，目前，針對污染土壤固化/穩定化修復效果評價與處置，國內主要借鑒固廢毒性鑒別與管理方法。首先將修復后土壤進行浸出毒性危險廢物鑒別，如果不屬于危險廢物則要采用GB18599—2001《一般工業固體廢物貯存、處置場污染控制標準》進行固廢分類，屬于第Ⅰ類工業固廢（浸出液濃度均低于GB8978—1996《污水綜合排放標準》最高允許排放濃度，且pH為6～9）的則可進入Ⅰ類固廢處置場；屬于第Ⅱ類工業固廢（浸出液中任何一種或一種以上的污染物濃度超過GB8978—1996《污水綜合排放標準》最高允許排放濃度，或pH在6～9范圍外）的則要進入Ⅱ類固廢處置場。當污染土壤填埋處置時，該方法具有一定的參考價值，但該方法未規定污染土壤資源化再利用時的評價依據。另外，污染土壤和固體廢物的自身特性也有一定的差異。因此需要在借鑒固廢相關標準的基礎上，建立基于不同用途的污染土壤固化/穩定化效果的評價標準。

4、結論

ａ）固化/穩定化修復效果的評價方法主要包括浸出試驗和物理評價方法，振蕩浸出試驗是目前最常用的評價方法，常用的物理評價方法包括無側限抗壓強度試驗和滲透性試驗。

ｂ）固化/穩定化修復效果的評價標準是基于固化/穩定化產物的最終處置方式制定的，美國、歐盟和日本基于本國/本地區實際情況分別制定了固化/穩定化修復效果的浸出毒性評價標準和物理學評價標準。

ｃ）提出了基于我國國情的污染土壤固化/穩定化浸出測試和評價標準體系。當污染土壤固化/穩定化后采用衛生填埋或一般工業固體廢物貯存、處置場處置時，可參考固體廢物填埋處置時的評價方法與標準；當污染土壤固化/穩定化后原址填埋時，則應增加繞流浸出方法或穿透浸出試驗方法，其評價標準可參考GB/T14848—1993《地下水質量標準》或根據關注點濃度的要求進行風險評估推算確定；當污染土壤固化/穩定化后再利用時，需根據再利用的具體情景選擇相應的評價方法與標準。