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原位化学固定修复因简便、快速而成为当今土壤重金属污染治理的研究热点。筛选出一种投入低、效率高、稳定的化学固定剂是化学固定修复的关键。本文采用了两类有机改良剂：一类是污泥和餐厨垃圾两种市政固体废物分别经热解、堆肥以及干化三种处理制备产物；另一类是腐植酸和松木生物质炭的混合物。通过室内培养方法，在人工污染的含镉（Cd）土壤中添加改良剂培养60d和330d后，研究Cd的各形态以及土壤理化特征的变化情况，并结合黑麦草种子发芽试验和土壤柱淋溶试验，探讨了几种有机改良剂对Cd污染土壤的原位修复效应。得出以下结论：（1）有机改良剂对土壤Cd形态分布变化影响污泥和餐厨垃圾热解、堆肥处理产物按5%投加量添加到土壤中培养60d后，使土壤酸可提取态Cd含量较对照降低了5.9~7.6个百分点，残渣态Cd含量较对照升高了10.8~25.0个百分点，热解和堆肥产物对土壤Cd的固定效果显著。干化产物在一定程度上增加了土壤中Cd的移动性。添加改良剂培养330d后土壤中Cd的活性均不同程度的回升，幅度大小呈现：干化产物＞堆肥产物＞热解产物。培养60d后，FT-2（5%腐殖酸+5%松木生物质炭）和FT-3（5%腐殖酸+10%松木生物质炭）的添加使土壤酸可提取态Cd比例较对照分别降低9.3和15.2个百分点；残渣态Cd比例分别升高12.0和16.8个百分点，FT-1（5%腐殖酸+1%松木生物质炭）的添加在一定程度上增加了土壤中酸可提取态Cd的比例，对土壤Cd的固定效果随着松木生物质炭添加量的增加而增加。添加改良剂培养330d后土壤中Cd的活性均不同程度的回升。（2）有机改良剂对土壤理化性质变化影响室内培养60d后，污泥和餐厨垃圾热解、堆肥产物使土壤pH值较对照升高0.43~0.83个单位，有机质含量较对照升高5.27~12.20g/kg，热解产物使土壤阳离子交换量较对照升高2.83~4.53个单位。通过相关性分析可知，有机改良剂施加改变了土壤pH是引起土壤Cd形态分布差异的主要原因之一。培养330d后，土壤pH值、有机质含量、阳离子交换量均较60d时有不同程度的降低，降低程度大小排序均呈现：干化产物＞堆肥产物＞热解产物，表明土壤理化性质变化与土壤Cd的有效性变化具有较好的对应关系。FT-1、FT-2、FT-3添加到土壤中培养60d后，土壤的pH值从5.29分别变为4.98、5.27、5.46，有机质含量从12.52g/kg分别变为42.10g/kg、46.30g/kg、50.78g/kg。阳离子交换量从18.51cmol/kg分别变为22.98cmol/kg、25.01cmol/kg、29.05cmol/kg。随着投加量的增加，土壤的理化性质得到进一步的改善，土壤中Cd的有效性也随之降低。但培养330d后土壤的pH值、有机质含量、阳离子交换量有不同程度的降低，土壤中Cd的移动性有所增加。（3）有机改良剂对土壤Cd固定效果的评估室内培养360d后，污泥和餐厨垃圾热解、堆肥产物改良的土壤，黑麦草种子发芽率较对照升高了17.3~22.0个百分点。土壤柱淋溶试验表明，污泥和餐厨垃圾热解、堆肥产物改良土壤淋出液pH值高于对照，相应的淋出液中Cd的浓度和释放积累量低于对照，而添加干化产物的土壤呈现相反的结果。室内培养360d后， FT-1、FT-2和FT-3改良的土壤中，黑麦草种子的发芽率较对照分别增加了7.3、22.0和28.0个百分点。添加不同混合比改良剂后，土壤淋出液pH值的大小呈现：FT-3＞FT-2＞FT-1，土壤淋出液Cd的浓度以及释放积累量大小排序呈现：FT-1＞FT-2＞FT-3。淋出液pH值与重金属释放量具有较好的对应关系，对Cd固定效果随着生物质炭含量的增加而增加。