2.1　固化/穩定化技術

固化（solidification）/穩定化（stabilization）技術（簡稱S/S技術）就是通過降低有毒物質在環境中的遷移速度、溶解度或進行化學反應改變其存在形態來降低對環境的影響，或者使有害的物質被無害的物質包裹形成牢固的固體結合形態，使重金屬等有害物質失去對環境的污染。具體操作就是通過投加常見的固化劑如水泥、瀝青、石灰、玻璃和塑料等，讓污泥與之充分混合，使污泥內的有害物質封閉在固化體內不被浸出，從而達到無害化、穩定化目的。因此，穩定化是將有毒有害的污染物轉變為低溶解度、低遷移性及低毒性的物質的過程。穩定化一般可分為化學穩定化和物理穩定化。化學穩定化是通過化學反應使有毒物質變成不溶性化合物，使之在穩定的晶格內固定不動；物理穩定化是將污泥或半固體物質與一種疏松物質（如粉煤灰）混合生成一種粗顆粒、有土壤狀堅實度的固體。固化技術與穩定化技術密不可分，實際上，固化技術是穩定化技術中的一種。到目前為止，已經得到開發和應用的穩定化/固化技術主要包括以下幾種類型：水泥固化、瀝青固化、塑料固化、石灰固化、自膠結固化和玻璃固化。其中，水泥和石灰固化/穩定化技術比較經濟有效，應用廣泛。

固化技術是危險廢物處理中的一項重要技術，在區域性集中管理系統中占有重要地位。和其他處理方法相比，它具有固化材料易得、處理效果好、成本低的優勢。美國、日本及歐洲一些國家對有毒固體廢物普遍采用固化處置技術，并且認為這是一種將危險物轉變為非危險物的最終處置方法。其中，水泥固化是國內外最常用的固化技術，但對于含水率較高的廢物，需要使用大量的水泥，致使廢物增容比較大，給后續的運輸和處理帶來困難，也極大地提高了處理費用。另外，若廢物中含有阻礙水泥固化的成分時，常發生固化體強度低、有害物質浸出率高等問題。

為改善電鍍污泥的固化效果，降低有害物質的溶出率，節約水泥用量，增強廢物中危險成分的固定能力或有效降低其毒性，常常加入不同種類的添加劑，這些添加劑往往起到穩定化的作用。添加劑種類繁多，作用也不同，常見的有活性氧化鋁、硅酸鈉、硫酸鈣、碳酸鈉、活性谷殼灰等，這些添加劑可以使水泥固化產生更好的效果。固化法最初使用時，沒有考慮危險成分的穩定化效果，處理的唯一目的是改變固廢的物理形態，使其適合運輸和填埋。后來，美國的CSI公司和Chemfix公司開始采用科學的方法固化各類危險廢物。如采用石灰/粉煤灰與廢物的硫酸鹽結合，可提高固化體的強度；Chemfix公司利用水溶性硅酸鹽和普通水泥處理機械制造、金屬表面處理和冶金等工藝產生的廢物以及高濃度重金屬污泥。

進入20世紀80年代以后，固化/穩定化技術得到迅猛發展，到目前為止，已經得到開發和應用的固化/穩定化技術除常規的水泥固化和石灰固化外，還有有機聚合物固化、塑性材料固化、大型包膠、自膠結固化和玻璃固化等。

2.1.1　水泥固化

水泥是一種無機膠結材料，加水產生水化反應，反應后形成堅硬的水泥塊。水泥固化是基于水泥的水合和水硬膠凝作用而對廢物進行固化處理的一種方法，它將廢物和普通水泥混合，形成具有一定強度的固化體，從而達到降低廢物中危險成分浸出的目的。

水泥固化法對含重金屬污泥的處理特別有效，固化工藝和設備簡單，設備和運行管理費用低，水泥原料和添加劑便宜易得，對含水量較少的廢物可以直接固化，操作可在常溫下進行，固化產品經過瀝青涂覆能有效降低污染物的浸出，固化體的強度、耐熱性、耐久性均好，有的產品可作為路基或建筑物基礎材料。不足之處是水泥固化體的浸出率高，固化體增容較大。

2.1.1.1　水泥固化的主要理論

水泥是一種以硅酸三鈣、硅酸二鈣為主要成分的無機膠結材料。水泥固化的作用機理，一般認為是水泥中的粉末狀水化硅酸鈣膠體（CSH）對有毒物質產生吸附作用，以及水泥中的水化物能與有毒有害物質形成固溶體，從而將其束縛在水泥硬化組織內，降低了有毒有害物質的可滲透性，并且達到穩定化、無害化的目的。水泥固化時將重金屬污泥與水泥充分混合，并且需要適量的水，可以保證水泥分子跨接所必需的水，以便發生水化反應，形成與巖石性能相近的、以水化硅酸鈣凝膠為主的堅硬石狀結構。固化過程有以下兩種。

（1）水化反應過程　水化反應過程主要是硅酸二鈣、硅酸三鈣的水化反應。

（2）水化、凝結及硬化過程　重金屬污泥中含有的重金屬與水泥或粉煤灰中的Al2O3、SiO2發生膠凝化學反應，形成主要由水泥、粉煤灰或石灰等組成的水泥膠結材料體系。固化體主要水化產物為水化硅酸鈣凝膠（CSH）和鈣礬石（AFt）。其過程中的水化及凝結、硬化經歷下面幾個階段。

① 水化初期　重金屬污泥、水泥和其他膠結材料均勻混合加水后，水泥、石灰等可溶解成分迅速溶解于水中，CaO快速溶解生成Ca(OH)2，釋放出大量的Ca2+和OH-。同時，石灰等在強堿性溶液中的離子下擴散到粉煤灰和細砂表面，侵蝕玻璃體結構，硅酸鹽水泥礦物和二水石膏隨之溶解。水泥熟料中C3A首先在Ca(OH)2水溶液中水化成C4AH13，接著與石膏反應形成鈣礬石；同時C3S和C2S水化形成水化硅酸鈣膠體（CSH）。隨著反應進行，生成的水化硅酸鈣、水化硫鋁酸鈣等水化產物沉積在粉煤灰、水泥表面逐漸包裹住玻璃體，在水泥、粉煤灰與細砂表面開始形成包覆膜。

② 誘導期　在包覆膜形成后，只有離子半徑小的OH-、Ca2+能擴散穿過包覆膜，水化反應速率減慢，擴散控制反應過程，進入誘導期。漿料中的凝聚結構也逐漸形成、增多，使得離子難以遷移擴散。由于游離水和空余空間減少，導致流動性降低，失去可塑性。漿料在這個階段初凝。

③ 加速水化期　隨著水化反應繼續進行，包覆膜逐漸增厚，包覆膜內外的滲透壓增加。當滲透壓足夠大時，包覆膜破裂，水化加速。漿料在這個階段終凝。

④ 緩慢水化期　漿體完全硬化，具有一定的強度；水化產物的包覆作用隨水化產物的不斷增加而增強，膠結材料的水化速率主要受擴散速率控制。進入減速期后，液相中Ca(OH)2濃度降低，形成的鈣礬石都是分散分布的單個晶體，填充在硬化體微結構孔隙中。

水化過程的主要產物是一種具有特定組分的非晶體水化硅酸鈣膠體（CSH）。在水合反應過程中，重金屬污泥中的重金屬固化形態各不相同。通過研究發現，Ni和Sn是以化學吸附的形式固化在CSH膠體中，其中Ni是以Ni(OH)2的形式存在的；Cd、Pb和Zn是通過它們的氫氧化物和碳酸鹽化合物的沉淀而達到固化的目的，Cd的形式是Cd(OH)2，Pb則以碳酸鹽的形式存在于水泥顆粒的表面上。Zn會取代CSH中的Ca或與CSH表面的Ca反應形成含Ca和Zn的氧化物。Cu通常形成不溶性的沉積物，Cr被吸收進了水化產物，特別是CSH凝膠中。同時一部分重金屬離子也以氫氧化物的方式被捕集，由于混合物中形成的氫氧化鋁為寬松的絮狀物，有比較大的比表面積，會吸附捕捉部分重金屬離子。

2.1.1.2　水泥固化的工藝

水泥的種類很多，最常用的是普通硅酸鹽水泥。為達到滿意的固化效果，在水泥固化操作過程中，要嚴格控制pH值、水灰比、凝固時間、水泥與廢物的比例、添加劑和固化塊的成型條件等工藝參數。在水泥固化過程中，由于廢物組成的特殊性，常會遇到混合不均勻，過早或過遲凝固，產品的浸出率較高、強度較低等問題。為了改善固化物性能，在固化過程中可適當加入一些添加劑，如沸石、黏土、緩凝劑或速凝劑、硬脂酸丁酯等。另外，在固化過程中，許多化合物會有干擾作用，如錳、錫和銅等金屬的可溶性鹽類會延長凝固時間，而且會大大降低固化體的物理強度。有些雜質如有機物、淤泥以及某些黏土也會延長凝固時間。電鍍污泥水泥固化處理工藝流程如圖2-1所示。

在固化操作中需要嚴格控制以下的各種條件，才能使各種組分之間得到良好的匹配性能。

（1）pH值　因為大部分金屬離子的溶解度與pH值有關，對于金屬離子的固定，pH值有顯著的影響。當pH值較高時，許多金屬離子將形成氫氧化物沉淀，而且pH值高時，水中的CO2-3濃度也高，有利于生成碳酸鹽沉淀。應該注意的是，pH值過高，會形成帶負電荷的羥基配合物，溶解度反而升高。例如，pH<9時，銅主要以Cu(OH)2沉淀的形式存在，當pH>9時，則形成Cu(OH)3-和Cu(OH)2-4配合物，溶解度增加。許多金屬離子都有這種性質，如Pb當pH>9.3時、Zn當pH>9.2時、Cd當pH>11.1時、Ni當pH>10.2時，都會形成金屬配合物，造成溶解度增加。

（2）水、水泥和重金屬污泥的量比　固化過程中，先要將水泥與重金屬污泥混合，為保證水化反應，這時需要一定的水量。水量過小，則無法保證水泥的充分水合作用；水量過大，則會出現泌水現象，影響固化塊的強度。水泥與重金屬污泥之間的量比應通過試驗方法確定，主要是因為在重金屬污泥中往往存在妨礙水合作用的成分，它們的干擾程度是難以估計的。

（3）凝固時間　為確保水泥廢物混合漿料能夠在混合以后有足夠的時間進行輸送、裝桶或者澆注，必須適當控制初凝和終凝的時間。通常設置的初凝時間大于2h，終凝時間在48h以內。凝結時間的控制是通過加入促凝劑（偏鋁酸鈉、氯化鈣、氫氧化鐵等無機鹽）、緩凝劑（有機物、泥沙、硼酸鈉等）來完成的。

（4）其他添加劑　為使固化體達到良好的性能，還經常加入其他成分。例如，過多的硫酸鹽會由于生成水化硫酸鋁鈣而導致固化體的膨脹和破裂，如加入適當數量的沸石或蛭石，即可消耗一定的硫酸或硫酸鹽。為減小有害物質的浸出速率，也需要加入某些添加劑。例如，可加入少量硫化物以有效地固定重金屬離子等。

（5）固化塊的成型工藝　主要目的是達到預定的機械強度。并非在所有的情況下均要求固化塊達到一定的強度。例如，對最終的穩定化產物進行填埋或貯存時，就無須提出強度要求。但當準備利用廢物處理后的固化塊作為建筑材料時，達到預定強度的要求就變得十分重要，通常需要達到10MPa以上的指標。

水泥固化法的主要優點有：水泥固化法對含高毒重金屬廢物的處理特別有效，適合重金屬污泥無害化處置。固化工藝和設備比較簡單，設備和運行費用低，水泥原料和添加劑便宜易得，對含水量較高的廢物可以直接固化，固化產品經過瀝青涂覆能有效地降低重金屬的浸出，固化體的強度、耐熱性、耐久性均好，產品適于投海處置，有的產品可作為路基或建筑物基礎材料。

水泥固化法的缺點是：重金屬污泥經固化處理后生成的固化產品體積都會有不同程度的提高，一般都比原體積增大1.5～2.0倍。為防止固化體的重金屬浸出，須做涂覆處理，并且隨著對固化體穩定性的提高和浸出率的降低等要求，在處理廢物時將會需要使用更多的凝結劑，相應地也提高了穩定化/固化技術的處理費用；在固化處置前，重金屬污泥需做預處理或需要加入添加劑，因而可能影響水泥漿的凝固，同樣也會使成本增加；若重金屬污泥中含有銨離子，則水泥的堿性能使銨離子變成氨氣釋放出。

另一個重要問題是廢物的長期穩定性，很多研究都表明，傳統的固化技術穩定廢物成分的主要機理是廢物和凝結劑之間的化學鍵合力、凝結劑對廢物的物理包膠以及凝結劑水合產物對廢物的吸附等共同作用，然而，確切的包容機理和對固化體在不同化學環境中長期行為的認識還很不夠，特別是包容機理，當包容體破裂后，危險成分會重新進入環境并造成不可預見的影響。

2.1.1.3　水泥固化技術的研究現狀

水泥固化技術是固化技術中應用最為廣泛的技術之一，已應用于處理電鍍污泥、砷渣、汞渣、鉻渣等。水泥固化不僅工藝和設備簡單、設備和運行費用低，而且水泥原料和添加劑便宜易得。水泥還可對含水量高的污泥直接固化，固化后的產品需經瀝青涂覆來進一步降低污染物的浸出，固化體的強度、耐熱性、耐久性較好。

通過研究發現，水泥固化后的固化體能保持穩定。如水泥固化法處理含砷污泥的研究中，固化塊浸出試驗中砷的浸出遠低于《危險廢物鑒別標準　浸出毒性鑒別》（GB 5085.3—1996）浸出濃度1.5mg/L的要求，隨著水泥比例的增加，浸出濃度進一步降低。澳大利亞Golder協會利用水泥固化處理含砷焙砂廢棄物，試驗浸出結果也達到要求。

由于添加劑的使用能改善電鍍污泥的固化效果，目前我國側重于水泥和添加劑的添加比例及選取不同添加劑等方面。如上海交通大學的科研人員通過一系列的試驗研究發現，在電鍍重金屬污泥中加入425號水泥，按混凝土與污泥為40∶1或50∶1進行固化試驗，所得樣品的強度（28天）可達到275號水泥的標準。固化體對Zn、Cu、Ni、Cr有很好的固化效果，通過進一步研究發現，對電鍍污泥進行鐵氧體化預固化，然后再與混凝土按1∶30的比例進行固化，對樣品及其浸出液進行分析，發現這一方法對Zn、Ni、Cu、Cr的固化和穩定效果更佳，而且產物強度可達到325號水泥標準。以水泥為固化劑，硫脲、硅酸鈉為添加劑，先將水泥與鉻泥按質量比為1.5∶1.0的比例混合，然后加入硫脲、硅酸鈉等添加劑，從而可降低鉻的浸出濃度，消除鉻泥中鉻對環境的污染。研究結果顯示，硫脲的穩定化效果優于硅酸鈉，二者存在一定的協同效應，而且硅酸鈉可顯著提高固化塊的強度。或者利用HAS土壤固化劑代替水泥來固化電鍍污泥，可得到具有良好抗浸出性、耐腐蝕性、抗滲透性、足夠機械強度的護坡磚。也有不少以粉煤灰作為添加劑的研究，粉煤灰的固化機理主要是通過減少固化物的滲透性，從而影響重金屬的溶解速率。這樣不僅節約了成本，而且以廢治廢。研究發現，固化處理時，覆蓋在膠凝材料表面上的電鍍污泥會抑制固化系統的水化作用，但粉煤灰的加入不僅能使這種抑制作用最小化，而且還能降低固化體中鉻的浸出率，原因可能是粉煤灰部分取代高堿度的水泥后，使混合系統的堿度降到了有利于重金屬氫氧化物穩定化的水平。有研究者認為，單一水泥處理電鍍污泥的抗壓強度優于水泥和粉煤灰混合系統，但只要水泥與粉煤灰的配比適宜，同樣能滿足對鉻的固化需要。對水泥、水泥和粉煤灰固化系統對于電鍍污泥的固化作用的研究表明，電鍍污泥能明顯降低兩系統最終固化塊體的抗壓強度。

國外的電鍍污泥的固化技術研究主要集中在固化塊體穩定化過程的機理和微觀機制等方面，有的研究者在固化體的抗壓強度、淋濾特性及微結構等的變化特性等方面進行研究。如對含銅電鍍污泥的水泥固化處理時，當以普通硅酸鹽水泥作為固化劑，發現干擾物質硝酸銅與含銅電鍍污泥對水泥水化產物的結晶性、孔隙度、重金屬的形態及pH值等微量化學和微結構特征都有重要的影響。

2.1.2　藥劑固化

近年來國際上提出了利用高效的化學穩定化藥劑進行固化的新方法，通過藥劑與廢物的物理化學作用，對廢物進行無害化處置，其增容比遠遠低于水泥固化，這就顯著降低了后續的運輸、貯存和處置費用，而且通過改進螯合劑等的結構和性能，可以使其與電鍍污泥中的重金屬間的螯合作用得到加強，從而提高穩定化產物的長期穩定性。該法具有價廉、工藝簡單、效果好等優點，已逐漸成為重金屬廢物無害化處理領域的研究熱點。

2.1.2.1　藥劑固化的研究現狀

根據廢物中所含重金屬種類的不同，常用的穩定化藥劑有無機穩定劑和高分子有機穩定劑（如重金屬螯合劑、磷酸鹽等）兩種。目前發展較快的是螯合型重金屬穩定藥劑。高分子螯合劑是一類具有螯合重金屬離子功能的高分子，不同的重金屬離子與重金屬螯合劑所形成的螯合結構是不相同的，但最終的結果都是形成高分子重金屬離子螯合物，達到重金屬廢物穩定化的目的。

（1）無機穩定劑的研究　國內外對無機穩定化藥劑研究得也比較多，無機穩定劑包括石膏、綠礬、漂白粉、硫化物、氫氧化鈉、磷酸、磷酸鹽和多聚磷酸鹽等。國內研究者采用無機穩定劑對重金屬廢棄物穩定化進行研究。有人用還原劑硫酸亞鐵對鉻渣固化，研究浸出毒性的影響。研究結果表明：硫酸亞鐵預還原后得到的鉻渣固化體浸出毒性比沒有預還原處理的固化體的浸出毒性要降低60%以上；用硫酸亞鐵的效果與用硫酸亞鐵銨的效果相差不大，而且前者價格便宜，使用中不會造成二次污染；硫酸亞鐵的加料方式對處理效果影響很大，適宜的加料方式是硫酸亞鐵先配成水溶液后與鉻渣進行攪拌，可以增大還原反應的程度；硫酸亞鐵的加入量以理論計算值的125%為宜。

（2）高分子螯合劑的研究與應用　高分子螯合劑對重金屬廢物穩定化效果好于無機藥劑，該技術在焚燒飛灰、污泥、鉻渣三個方面有應用。

① 在焚燒飛灰中的應用　重金屬污泥焚燒所產生的焚燒飛灰因其含有較高浸出濃度的鉛和鉻等重金屬而屬于危險廢物，在對其進行最終處置之前必須先經過穩定化處理。在日本，法律明確規定焚燒后飛灰必須進行填埋或其他方式處理利用。

國內研究開發了多胺類和聚乙烯亞胺類重金屬螯合劑，這種螯合劑可以通過采用不同種類的多胺或聚乙烯亞胺與二硫化碳反應得到。通過對這種重金屬螯合劑處理焚燒飛灰的工藝及處理效果的研究，與Na2S和石灰處理等效果進行了比較，結果表明，螯合劑投加量為0.6%，捕集飛灰中重金屬的效率高達97%上；為達到相同穩定化效果，螯合劑的使用量要比無機穩定化藥劑少得多；同時14個月的微生物影響試驗表明，重金屬螯合劑穩定化產物在填埋場環境下，其穩定性不受微生物活動的影響。

清華大學研究了用聚乙烯亞胺與二硫化碳反應得到重金屬螯合劑二硫代氨基甲酸或其鹽，該螯合劑對Cr3+、Cu2+、Ni2+、Ag+、Pb2+、Zn2+和Cd2+均有較好的捕集作用，而且捕集效果不受pH值的影響。

還有人進行了垃圾焚燒飛灰的新型穩定化藥劑——重金屬螯合劑的實驗室研究，探討了該螯合劑處理焚燒飛灰的穩定化工藝流程及處理效果。結果表明，該螯合劑對飛灰中重金屬的總捕集效率高達97%以上，其效果顯著優于無機穩定化藥劑Na2S和石灰，而且處理后的飛灰能達到重金屬廢物的填埋控制標準。同時，其處理后的飛灰的最大浸出量遠低于無機穩定化藥劑處理后的飛灰，而且能在較寬的pH值范圍內都具有好的穩定化效果，減少了穩定化產物在環境條件變化下二次污染的風險。

日本對氨基甲酸鹽類螯合劑對于飛灰中重金屬的處理進行了研究，合成了多種分子量的螯合劑，用于重金屬的穩定化/固化，以達到減少固廢中重金屬的二次污染的良好效果。

美國研究了用Ca(OH)2和多胺類添加劑來固定MSW飛灰，結果表明，Ca(OH)2水合物的加入使混合物的抗壓強度隨時間的增加而增加；有機添加劑的加入在短時間內（14天）混合物的抗壓強度是不加添加劑的2倍；重金屬的滲濾試驗表明，不加添加劑時Cr6+的滲濾超標，加入添加劑后Cr6+的滲濾滿足要求。

國外也有人用抑制型螯合劑來處理飛灰，即利用螯合劑與飛灰中的重金屬離子反應生成溶于水的螯合物。例如，以糖酸為原料的螯合劑，這種螯合劑可以有效地萃取飛灰中的Zn2+、Hg+、Cu2+等離子。也可用EDTA、NTA等螯合劑來溶解飛灰中的重金屬，結果表明，經過這些螯合劑處理后的飛灰浸濾液中的重金屬含量大大降低，都達到了相應的填埋標準。

② 在處理污泥上的應用　可利用有機配合劑來去除污泥中Cd、Pb、As、Cu和Zn等重金屬元素。其原理是：在一些難溶的金屬化合物中加入配合劑后，將其轉化為可溶態的金屬配合物予以去除。研究表明，有機配合劑EDTA、二亞乙基三胺五乙酸（DTPA）等在去除重金屬上非常有效。如EDTA能與許多重金屬元素形成穩定的化合物；用0.01～0.1mol/L的EDTA對Pb的去除率可達到60%；當EDTA的用量足夠時，不論在何種性質基質中，特定重金屬的去率不受pH值的影響；EDTA對重金屬的去除率與重金屬在污泥中的來源和分布有關。

通過研究螯合劑與表面活性劑等化學物質對Cd、Cr去除的影響，發現檸檬酸（CTA）、EDTA單一處理污泥Cd、Cr的去除效果要優于十二烷基磺酸鈉（SDS）；檸檬酸與SDS、EDTA與SDS復合，無論是順序處理還是共同處理，它們對去除污泥Cr的表現都為拮抗效應或獨立效應，而對Cd的去除則表現出復雜的復合效應。

③ 在處理鉻渣方面的應用　有人研究了以玉米淀粉為原料，利用環氧氯丙烷先對其進行交聯制得不溶性的交聯淀粉，然后再利用3-氯-2-羥丙基三甲基氯化銨（HTA）進行陽離子化得到交聯陽離子玉米淀粉，并且將它用于鉻渣的固化試驗，對固化體的浸出毒性、表面浸出率、抗壓強度等指標進行了測試。結果表明：添加高分子螯合劑后的固化體的浸出毒性降低66.4%，遠小于國家標準的1.5mg/L；28天后的表面浸出率僅為10-6數量級；抗壓強度有所下降，但28天養護后的抗壓強度大于30MPa，符合填埋或建筑綜合利用的強度要求。

國內有人用合成的含氮淀粉醚高分子螯合劑應用于鉻渣的固化試驗，并且對固化體的浸出毒性、表面浸出率、抗壓強度等指標進行了測試，試驗表明，螯合劑能有效降低鉻渣中的浸出毒性。

還有人采用藥劑穩定化、水泥固化二者結合等方法對鋅渣進行了處理研究。結果表明，重金屬螯合劑的藥劑穩定化和水泥固化相結合的方法處理鋅渣，其重金屬含量可以低于固體廢物毒性浸出標準的限值，能有效控制對周圍環境的污染。所以，采用藥劑穩定化和水泥固化結合的方法處理鋅渣是完全可行的。

2.1.2.2　藥劑固化技術的優勢

① 固化時間短，可以在短期內（1～2天）使污泥凝固。

② 添加量少，僅為污泥量的5%～8%，對污泥pH值改變較小，同時可以抑制臭氣的產生。

③ 一種綠色的污泥調理劑，不對污泥造成二次污染，并且能改進污泥的性能，促進污泥的穩定化。

④ 固化過程簡化，易于生產和施工。

⑤ 可持續使用。固定化處理的污泥經過在填埋場內2～3年的穩定期后，形成一種類土壤物質，可進行開采利用，實現污泥填埋場的可持續使用。

2.1.3　其他固化技術

水泥固化具有對電鍍污泥等重金屬廢物處理十分有效、投資和運行費用低、水泥及其他添加劑價廉易得、操作簡單、固化體穩定等優點，因而得到了廣泛的應用。但水泥固化體中重金屬的長期穩定性問題和水泥固化的高增容率一直是許多研究者密切關注的問題。隨著固化體浸出率法規要求的日益嚴格以及填埋場建設費用的提高，水泥固化的費用會急劇增加而失去廉價的優勢。因此，近年來，又有其他的固化技術越來越多地應用到重金屬污泥處置中。

2.1.3.1　石灰固化技術

石灰固化技術的應用不如水泥固化應用廣泛。石灰固化是將氫氧化鈣（熟石灰）和重金屬污泥以及其他材料（如水泥窯灰、熔礦爐渣）進行混合，通過催化反應將危險廢物中的重金屬等有害成分吸附于所產生的膠體結晶中，從而使污泥得到穩定。與其他穩定化過程一樣，向石灰固化中加入少量添加劑，可以獲得額外的穩定效果。石灰固化法的優點是使用的填料來源豐富，價格低廉，填料豐富，操作簡單，不需要特殊的設備，處理費用低，被固化的廢渣不要求脫水和干燥，可在常溫下操作等。缺點是石灰屬于高堿性物質，很容易與酸發生作用，因此受外界酸雨等一些環境條件的作用而易喪失固化效果。但由于這項技術所需處理費用低，所以是一種很有潛力的固化技術。

國內有人研究了硫酸錳廢渣的主要金屬元素組成及浸出毒性，并且采用錳渣加石灰混合的方法進行無害化處理，研究結果表明，硫酸錳廢渣浸出液中Mn、Cd超標，錳渣加石灰混合處理的方法能有效降低廢渣的浸出毒性，錳渣與石灰的質量比為25∶2最佳。

2.1.3.2　塑性材料包膠技術

（1）熱塑性包膠技術　熱塑性材料是指在加熱和冷卻時能反復軟化和硬化的有機材料，常用的有瀝青、聚乙烯等。采用熱塑性包膠技術時，需要對廢物進行干燥或脫水等預處理，以提高廢物的固化含量。然后與聚合物在較高溫度下混合。熱塑性包膠技術可以用于處理電鍍污泥及其他重金屬廢物、涂料、煉油污泥、焚燒灰、纖維濾渣和放射性廢物等。

（2）熱固性包膠技術　熱固性材料是指在加熱后變成固體并硬化的材料，而且在再加熱和冷卻時仍保持其固體狀態。目前，用于廢物處理的熱固性材料主要包括甲醛、聚酯及聚丁二烯等，酚醛樹脂及環氧樹脂也在小范圍內有使用實例。

2.1.3.3　大型包膠技術

大型包膠技術是用一種不透水的惰性保護層將經過處理或經初步處理的廢物封起來，這種處理的穩定性通常比較可靠。該技術已經用于處理電鍍污泥。廢物在大型包膠前一般都先進行穩定化、固化處理，而外部的覆蓋成為克服穩定化/固化缺陷的補救辦法。從安全性的角度考慮，該技術是比較有前景的穩定化/固化技術。

2.1.3.4　玻璃固化法

該法也稱為熔融固化技術，是將待處理的危險廢物與細小的玻璃質（如玻璃屑、玻璃粉）混合，經造粒成型后，在1000～1100℃高溫熔融下形成玻璃固化體，借助玻璃體的致密結晶結構，確保固化體的永久穩定。這種技術的一種改進方法是將石墨電極埋到廢物中，并且進行現場玻璃化。但此技術能耗大、成本高，因此一般在處理高劑量放射性廢物或劇毒性廢物時才考慮。