【概念】稳定化　固化 　　　　 浸出率　增容比 浸出速率

【方法原理 】

重金属稳定化方法及适用对象； 有机污染物的氧化解毒处理方法及适用对象； 固化处理的方法原理及优缺点； 稳定化／固化效果的评价指标。

本章重点

第六章 固体废物固化处理技术第六章 固体废物固化处理技术

6.1 固化处理的原理和步骤 6.2 药剂稳定化处理6.3 固体废物固化处理 6.3.1 水泥固化 6.3.2 石灰固化 6.3.3 沥青固化 6.3.4 塑性材料固化 6.3.5 玻璃固化 6.3.6 自胶结固化6.4 化学稳定化处理6.5固化 / 稳定化产物性能的评价方法

内 容 提 要

6.1 概述

1 、定义（ 1 ）固化技术：是利用物理或化学方法将有害废

物与能聚结成固体的某些惰性基材混合，从而使固体废物固定或包容在惰性固体基材中，使之具有化学稳定性或密封性的一种无害化处理技术。固化所用的惰性材料称为固化剂。有害废物经过固

化处理所形成的固化产物称为固化体。

或者固化 (Solidification)，在危险废物中添加固化剂，使其转变为不可流动固体或形成紧密固体的过程。

（ 2 ）稳定化 (Stabilization) , 将有毒有害污染物转变为低溶解性、低迁移性及低毒性的过程。化学稳定化和物理稳定化。

（ 3 ）包容化技术。是指用稳定剂、固化剂凝聚，将有毒物质或危险废物颗粒包容或覆盖的过程。

固化和稳定化技术在处理危险废物时通常无法截然分开，固化的过程会有稳定化的作用发生，稳定化的过程往往也具有固化的作用。而在固化和稳定化处理过程中，往往也发生包容化的作用。

•2 、 特点及应用•固化 / 稳定化处理技术已经被广泛应用于危险废物的管理中，主要如

下：

•（ 1 ）对于具有毒性或强反应性等危险性质的废物进行处理，使其满足填埋处置的要求。

•（ 2 ）其他处理过程所产生的残渣，例如焚烧飞灰的无害化处理。

•（ 3 ）对被有害污染物污染的土壤进行去污。与其他方法（例如封闭与隔离）相比，稳定化具有相对永久性的作用。

•危险废物固化 / 稳定化处理的目的，是使危险废物中的所有污染组分呈现化学惰性或被包容起来，以便运输、利用和处置。减少后续处理与处置的潜在危险。

3 、固化处理的基本要求 （ 1 ）有害废物经过固化处理后所形成的固化体应具有良 好的抗渗透性、抗浸出性、抗干湿性、抗冻融性及足够的 机械强度等，最好能作为资源加以利用。 （ 2 ）固化过程中材料和能量消耗要低，增容比要低。 （ 3 ）固化工艺过程简单，便于操作。 （ 4 ）固化剂来源丰富，价廉易得。 （ 5 ）处理费用低廉。

4 、固化效果评价指标固化处理效果常用浸出率、增容比、抗压强度等物理、化学指标予以评价。 （ 1 ）浸出率：是指固化体浸于水中或其它溶液中时，其中有毒（害）物质的浸出速度。 浸出率的数学表达式如下：

式中： Rin――标准比表面的样品每天浸出的有害物质的浸出量， g/(d·cm2)

ar――浸出时间内浸出的有害物质的量， mg

Ao――样品中含有的有害物质的量， mg

F――样品暴露的表面积， cm2

M――样品的质量， g

t――浸出时间， d

tMF

AaR rin )/(

/ 0

（ 2 ）增容比 是指所形成的固化体体积与被固化有害废物体积的比值，

它是鉴别处理方法好坏和衡量最终成本的一项重要指标。 即 ：

式中： Ci――增容比

V2――固化体体积， m3

V1――固化前有害废物的体积， m3

1

2

V

Vci

（ 3 ）抗压强度是保证固化体安全贮存的重要指标。 对于一般的危险废物，经固化处理后得到的固化体，若进

行处置或装桶贮存，对抗压强度要求较低，控制在 0.1 ～

0.5MPa即可；作为填埋处理无侧限抗压强度大于 50kPa；作为建筑填土无侧限抗压强度大于 100kPa 。作建筑材料：作建筑材料：

>10MPa>10MPa 。。对于放射性废物，其固化产品的抗压强度，前苏联要求大于 5MPa，英国要求达到 20MPa。一般情况下，固化体的强度越高，其中有毒有害组分的浸出率也越低。

评 价 指 标

具备一定的性能：①抗浸出性； ②抗干湿性、抗冻融性； ③耐

腐蚀性、不燃性； ④抗渗透性（固化产物）； ⑤足够的机械强度（固化产物）。

浸出浸出速率速率 抗压强度抗压强度

体积变化因数体积变化因数2

1

V

VCR

n

nn tVF

AaR

)/(

/ 0

装桶贮存装桶贮存 :0.1:0.1～～ 0.5MPa 0.5MPa

作填埋处理：作填埋处理： >50kPa>50kPa

作建筑填土：作建筑填土： >100kPa>100kPa

作建筑材料：作建筑材料： >10MPa >10MPa

放射性固化体：前苏联 放射性固化体：前苏联 >5MPa, >5MPa, 英国英国 >20MPa>20MPa

5 、固化处理的基本步骤（ 1 ）废物预处理对收集到的固体废物必须进行预处理，如分选、干燥、中和、

破坏氧化物等物理和化学的处理过程，因为废物中所含的许多化合物都会干扰固化过程。例如用水泥为固化剂时，锰、锡、铜、铝的可溶性盐类会延长凝固时间并降低固化体的物理强度。过量的水也会阻碍固化过程，含酸性物质过多则会使固化剂用量增加等。

（ 2 ）加入填充剂及固化剂其用量一般根据实验结果来确定。 （ 3 ）混合和凝硬将废物和固化剂在混合设备中均匀混合，然后送到硬化池或

处置场地中放置一段时间，使之凝硬完成硬化过程。 （ 4 ）固化体的处理•根据所处理废物的特性将固化体填埋或加以利用（如做建

筑材料）。

6.2 有毒有害物质的稳定化处理

6.2.1 重金属离子的稳定化技术 （ 1 ）中和法 （ 2 ）氧化还原法 （ 3 ）化学沉淀法 ① 氢氧化物沉淀法 ② 硫化物沉淀法 ③ 硅酸盐沉淀法 ④ 碳酸盐沉淀法 ⑤ 共沉淀法 ⑥ 无机及有机螯合物沉淀法 （ 4 ）吸附法 （ 5 ）离子交换法

酸碱泥渣 中和剂 罐式机械搅

拌 / 池式人工搅拌

将固体废物中可以发生价态变化的某些有毒有害组分通过氧化还原反应转化为无毒 / 低毒化学性质稳定的组分

吸附剂 可逆 吸附具有选择性：活性炭 - 有机物；活性氧化铝 - 镍离子

氢氧化物沉淀 硫化物沉淀 硅酸盐沉淀 碳酸盐沉淀 共沉淀

无机 / 有机螯合物沉淀

重金属

溶出法

离子交换

中和法

氧化还原法

吸附法

化学沉淀法

离子交换树脂、天然或人工合成沸石、硅胶 昂贵 可逆

重 金 属 化 学 稳 定 化

6.2.2 有机污染物的氧化解毒技术 向废物中投加某种强氧化剂，可以将有机污染物转化为 CO2

和 H2O ，或转化为毒性很小的中间有机物，以达到稳定化目的。

常用的氧化剂有臭氧、过氧化氢、氯气、漂白粉等。1 、臭氧氧化解毒 如用臭氧处理氰化物时发生反应： NaCN+O3 一

NaCNO+O2

2 、过氧化氢氧化解毒 如用过氧化氢处理氰化物时发生下列反应： NaCN +H2O2 一 NaCNO+H2O

3 、氯氧化解毒 如果废物是液态的，则可以将氯气直接通入其中发生水

解反应生成次氯酸： Cl2+H2O 一 HOCl+H++Cl-

次氯酸 HOCl是一种弱酸，又进而在瞬间离解： HOCl－ H++OCl-

Cr 、 Cd 、 Hg 、 Pb 、Cu 、 Zn 等重金属的化学稳定化技术

有 毒 有 害 物 质

含氯的挥发性有机物、硫醇、酚类、氰化物等有机污染物的氧化解毒技术

利用化学药剂通过化学反应 , 具有相对持久性 。

药 剂 稳 定 化 处 理药 剂 稳 定 化 处 理

氧化还原剂氧化还原剂硫酸亚铁 / 硫代硫酸钠 / 亚硫酸氢钠 /二氧化硫 / 煤炭 / 纸浆废液 / 锯木屑 /谷壳Cr6+

Hg2+

As3+

Cr3+

Hg

As5+

氧化还原反应氧化还原反应

无毒

有毒

重 重 金 金 属 属 离 离 子 子 的 的 稳 稳 定 定 化化

氧 氧 化 化 还 还 原原法 法

药剂稳定化处理

吸 附 剂 活性炭 ; 粘土 ;

金属氧化物：氧化铁、氧化镁、氧化铝 ;

天然材料：锯末、沙、泥炭、沸石、软锰矿、 磁铁矿、硫铁矿、磁黄铁矿等 ;

人工材料：飞灰、粉煤灰、高炉渣、活性氧化铝、有机聚合物。

重 重 金 金 属 属 离 离 子 子 的 的 稳 稳 定 定 化化

吸吸 附附

法法

氢氧化物沉淀法 碱性物质：氢氧化钠、石灰、碳酸钠等 固化基材：硅酸盐水泥、石灰窑灰渣、碳酸钠等

硅酸盐固化（ pH 2～ 11） 水和金属离子与二氧化硅或硅胶不同比例结合

碳酸盐沉淀 钡、镉、铅碳酸盐溶解度比其氢氧化物低，

应用不广泛—— pH低， CO2溢出；即使最终的 pH很高，最终

产物也只能是氢氧化物而不是碳酸盐沉淀。

重 重 金 金 属 属 离 离 子 子 的 的 稳 稳 定 定 化化

化化学学沉沉淀淀法法

pH～溶解度

硫化物沉淀法 无机硫化物沉淀：应用仅次于氢氧化物沉淀法——大多

数金属硫化物溶解度低。一般保持 pH大于 8 。有机硫化物沉淀：较高的分子质量——沉淀物易沉降、脱水和过滤；沉淀彻底，适用 pH范围广。

含汞废物及含重金属的粉尘（焚烧灰及飞灰等）

共沉淀

永久磁铁吸住。碳酸钙也可产生共沉淀

6322 )()(6)3( OHFeMOHFexxM xx

重 重 金 金 属 属 离 离 子 子 的 的 稳 稳 定 定 化化

化化学学沉沉淀淀法法

43263 )( OFeMOOHFeM xxxx 铁氧体铁氧体 Ⅱ Ⅱ : =1:1Ⅲ: =1:1Ⅲ ～～1:21:2

Mn2+Zn2+Ni2+Mg2+Cu2+Cd2+

溶解度

无机及有机螯合物沉淀 废物中含有的配合剂：磷酸酯、柠檬酸盐、葡萄糖酸、氨

基乙酸、 EDTA等形成稳定可溶螯合物。

螯环

Pb2+、 Cd2+、 Ag+、Ni2+、 Cu2+,98% Co2+、 Cr2+,85%； 优于 Na2S

重 重 金 金 属 属 离 离 子 子 的 的 稳 稳 定 定 化化

化化学学沉沉淀淀法法

强氧化剂、高温破坏 高 pH破坏

螯合效应

有机 污染物 氧化解毒

臭氧氧化 解毒

过氧化氢 解毒

氯氧化解毒

理论上 1058g 臭氧 / 度电 实际 150g/ 度电，费用高 自由能高，强氧化剂

有紫外线照射时：

OHRCOOHOOHRCH 232 3323

23ONaCNOONaCN

2333 OCOOHCHOCHOCH

氯和漂白粉。用氯的氧化物破坏剧毒的氰化物是一种经典方法：在 pH 〉 10 ClCNOClOCN

NaClOHNaCNONaOHCNCl 22

NaClCNClClNaCN 2

OHNaClCONNaOHClNaCNO 2222 262432

铁做催化剂产生 OH· 35%～ 50%，紫外线

功率 500W/L

五氯酚污染的土壤，99.9%，有机碳

ROHOHOHR 22

OHRRHOH 2

6.3 固体废物的固化处理

6.3.1 水泥固化技术 (Cement solidification) 水泥固化：是以水泥为固化剂将有害废物进行固化

的一种处理方法。 水泥固化原理：水泥是一种无机胶结剂，经水化

反应后可形成坚硬的水泥块，能将砂、石等骨料牢固地凝结在一起。水泥固化有害废物就是利用水泥的这一特性。

常用作固化剂的水泥：硅酸盐水泥和火山灰质硅酸盐水泥 。 在水泥固化处理过程中，为了改善固化条件，提高固体 的质量，有时掺入适宜的添加剂。常用的添加剂有： 吸附剂：如活性氧化铝、粘土、蛭石等； 缓凝剂：如酒石酸、柠檬酸、硼酸盐等； 促凝剂：如水玻璃、铝酸钠、碳酸钠等； 减水剂：如表面活性剂等。

固化材料

废物被掺入水泥的基质中 , 水泥与废物中的水分或另外添加的

水分 , 发生水化反应后生成坚硬的水泥固化体 水泥主要成分：铝、硅、铁、钙的氧化物 固化基材 : 普通硅酸盐 \ 矿渣硅酸盐 \ 火山灰硅酸盐 \ 矾土 \ 沸石等水泥 无机添加剂：蛭石、沸石、多种粘土矿物、水玻璃、 无机缓凝剂、无机速凝剂和骨料等 有机添加剂：硬脂肪酸丁酯、 δ- 糖酸丙酯、柠檬酸 水泥固化过程硅酸三钙、硅酸二钙、铝酸三钙等的水合反应产

生 Ca(OH)2

基基 本本 理理 论论

水水 泥泥 固固 化化

危险废物、水泥、水、添加剂危险废物、水泥、水、添加剂

固 化固 化

效 果效 果

固 化固 化

效 果效 果

添加剂添加剂

pHpH

凝 凝 固 固

时 时 间间

配 配

料 料

比比

改善固化体质量。吸附剂——沸石或蛭石加入含硫酸盐的废物中防止其与水泥成分反应生成硫酸铝钙导致体积膨胀和破裂。蛭石还是骨料。

投加促凝剂、投加促凝剂、缓凝剂来控缓凝剂来控制凝结时间，制凝结时间，一般初凝时一般初凝时间间 >2h,>2h, 终终凝凝 >24h>24h ，，保证混料后保证混料后有足够时间有足够时间输送、装桶输送、装桶或浇注或浇注

水、水泥和水、水泥和废物的量比 废物的量比 水分过少，水分过少，不能保证水不能保证水泥的充分水泥的充分水合作用；水合作用；水分国大，出分国大，出现泌水现象现泌水现象

pH pH 过高，氢氧化物沉淀，碳酸盐沉淀。过高，带负电荷过高，氢氧化物沉淀，碳酸盐沉淀。过高，带负电荷 的羟基络合物，溶解度↑。的羟基络合物，溶解度↑。 CuCu ，， 99 ；； ZnZn ，， 9.3 9.3 ；；CdCd ，， 11.111.1

水水 泥泥 固固 化化

水水泥泥固固化化影影响响因因素素

图图 66 －－ 1 1 电镀污泥水泥固化处理工艺流程图电镀污泥水泥固化处理工艺流程图

6.3.2 沥 青 固 化 技 术 （ Pitch

solidification） 1 、基本概念沥青固化：是以沥青类材料作为固化剂，与有害废物在一

定的温度、配料比、碱度和搅拌作用下产生皂化反应，使有害废物均匀地包容在沥青中，形成稳定的固化体。

沥青属于憎水性物质，具有良好的黏结性和化学稳定性与一定的弹性和塑性，对大多数酸、碱、盐类有一定的耐腐蚀性。此外，它还具有一定的辐射稳定性，一般被用来处理具有中、低放射性的蒸发残渣及有毒有害废物。

沥青固化体的性质：沥青固化体的主要性能指标是它在水中的浸出率、辐照稳定性和化学稳定性。它们分别受到沥青种类、加入的废物量、废物的化学组分和残余水分等因素的影响。

2 、沥青固化的基本方法

• 放射性废物沥青固化的基本方法有高温熔化混合蒸发法（如图 6 － 2） 、暂时乳化法和化学乳化法三种。

• （ 1 ）高温熔化混合蒸发法

• 操作步骤：将已熔化的沥青送入混合槽，并通过混合槽的加热装置使其维持在一定的温度范围内，然后将放射性废液以一定的速率加入混合槽内，在约 220℃ 条件下高速搅拌，使沥青和废液充分混合，使其中水分和其它挥发组分排出。当加入的盐分与沥青的重量比达 40%

时，即可把混合物排至贮存桶内，待其冷却硬化后即形成沥青固化体。

• 混合蒸发过程产生的二次蒸汽含有一定量的油质。其中的重油组分可返回混合槽，轻油组分随二次水蒸汽进入冷凝器，待冷凝后予以排放。残余的含油废气通过油雾过滤器或静电除尘器进一步净化，最后经过木炭过滤后排入大气环境。

图 6 － 2 高温熔化混合蒸发沥青固化流程示意图

• （ 2 ）暂时乳化法

• 放射性泥浆的暂时乳化法沥青固化分三个步骤进行：

• ① 将污泥浆、沥青与表面活性剂混合成乳浆状；

• ② 分离除去大部分水分；

• ③ 进一步升温干燥，使混合物脱水。

• 图 6-3 为双螺杆挤压机的暂时乳化法沥青固化流程。其工作过程是放射性污泥浆经转鼓真空过滤机除去部分水分，与沥青、表面活性剂一起加入双螺杆挤压机。

• 双螺杆挤压机分三段：

• 第一段温度为 90℃ ，固体废物在此与沥青产生混合和包容两种作用，分离出 90%左右的水分；

• 第二段将分离出的水分除去；

• 第三段混合物被升温至 105-110℃ ，由双螺杆挤压机得到的混合物尚有 5-7% 的水分，再送入螺旋干燥器，在

140-150℃ 下使水分进一步减至 0.5% 以下。

图 6-3 暂时乳化法工艺流程

• 根据所处理的泥浆性质不同，需采用的表面活性剂也不相同。当处理中放污泥浆时，可采用含 20% 活性成分（ 1/3 烷基磺酸钠和 2/3 烷基苯磺酸钠）的阴离子乳化剂溶液，表面活性剂与干污泥的重量比约为6： 1000 。当处理高放污泥浆时，可采用含有 90% 活性成分（主要是椰子壳中的氨基丙酮）的阴离子乳化剂。活性剂与干污泥的重量比约为 5： 100 。

• 在暂时乳化法沥青固化中，其主要设备是双螺杆挤压机（图 6-4 ）它主要由包括加料段、压缩段及蒸发段的两根不等距螺杆和沥青与料液加料口、二次蒸汽排出口、产品出口和分段加热的外筒组成。

图 6-4 双螺杆挤压机示意图

• 双螺杆挤压机的优点：

• ① 蒸发、固化和干燥在同一设备中进行，有利于简化流程

• ②设备所占空间较小；

• ③ 沥青停留时间短（约 1.7min ），避免沥青因长期受热而降解及硬化等；

• ④混合物在挤压机内呈薄膜状分布，减少了蒸发时的夹带现象；

• ⑤强烈的挤压推送可使固化体有较高的含盐量（ 60% ），从而大大降低运行费用。其主要缺点是结构复杂，设备制造要求高，价格较贵。

• （ 3 ）化学乳化法

• 化学乳化法的操作步骤也分三步进行：

• ① 将放射性废物在常温下与乳化沥青混合；

• ② 将混合物加热，脱去水分；

• ③ 将脱水干燥后的混合物排入废物容器，待冷却硬化后即

形成沥青固化体。

• 3 、影响沥青固化体浸出率的因素

• （ 1 ）沥青的种类

• 用不同类型的沥青所得固化体的浸出率不同，实验表明，采用直馏沥青效果较好。较软的沥青比较硬的沥青所得固化体浸出率低。

• （ 2 ）废物量、化学组成及混合状况

• 过高的废物量将导致固化体浸出率的急剧上升，一般应控制加入的废物量与沥青的重量比在 40-50% 。

• （ 3 ）残余水分

• 一般认为残余水分的存在将增加沥青中的细孔数量。为此，固化体中残余水分的重量百分数应控制在 10% 以下，最好小于 0.5% 。

• （ 4 ）某些表面活性剂的影响

• 加入某些表面活性剂可导致固化体浸出率的升高。

• 4 、影响沥青固化体化学稳定性的因素

• 在沥青固化过程中，沥青会与某些掺入的化合物、氧化剂等发生化学作用，从而影响固化体的化学稳定性。例如纯沥青的燃点一般为 420℃左右，而在掺入硝酸盐、亚硝酸盐后，其燃点降至 250-330℃ ，因而增加了燃烧的危险性。

概念 以塑料为固化剂，与危险废物按一定的比例配料，

并加入适量催化剂和填料进行搅拌混合，使其共聚合固化，将危险废物包容形成具有一定强度和稳定性固化体的过程。

塑塑性性材材料料固固化化

概概念念及及原原理理

热固性塑料固化（脲醛树脂、聚酯、聚丁二烯、酚醛树脂、环氧树脂）用热固性有机单体和经过粉碎处理的废物充分混合，在助凝剂和催化剂的作用下产生聚合以形成海绵状的聚合物质，从而在每个废物颗粒的周围形成一层不透水的保护膜。 部分液体废物遗留，需干化。颗粒度、含水量等以及进行聚合的条件。热塑性材料固化（沥青、石蜡、聚乙烯、聚丙烯等）：是用熔融的热塑性物质在高温下与干燥脱水危险废物混合，以达到对废物稳定化的目的的过程。

6.3.3 塑料固化处理

•热塑性材料是指那些在加热后冷却时能反复转化和硬化的有机材料，如沥青、聚乙烯、聚氯乙烯、聚丙烯、石蜡等。这些材料在常温下为坚硬的固体，而在较高温度下有可塑性和流动性，从而可以利用这种特性对固体废物进行固化处理。

•热固性材料是指在加热时变成固体并且硬化，且再进行加热或冷却时仍保持其固体状态不变的物质。目前常用的热固性材料有尿醛树脂和不饱和聚酯等，酚醛树脂及环氧树脂也在小范围内使用。

•尿醛树脂使用方便，固化速度快，与有害物质形成的固化体有较好的耐水性、耐腐蚀性、价格也较便宜，使用较为广泛。不饱和聚醋树脂在常温常压下即可固化。

•日本冈山公害防治中心利用不饱和聚醋树脂固化处理电镀污泥，所形成的固化体抗压强度大，重量轻，表面光泽，可以作为建筑材料使用。

玻璃原料为固化剂，将其与危险废物以一定的配料比混合后，在 1000 ～ 1500℃ 的高温下熔融，经退火后形成稳定的玻璃固化体。

钠钾玻璃溶解度高，硅酸盐玻璃熔点高，制造困钠钾玻璃溶解度高，硅酸盐玻璃熔点高，制造困

难。难。

磷酸盐：磷酸盐：含盐量低、放射性极高的如普里克斯废液（见图含盐量低、放射性极高的如普里克斯废液（见图 6-36-3 ） ）

硼酸盐玻璃：硼酸盐玻璃：高放废液高放废液 ++ 固化剂固化剂————煅烧，升温煅烧，升温 11001100 ～～ 1150 ℃1150 ℃ ，，

退火（见图退火（见图 6-46-4 ）。 ）。

浸出速率最低、增容比最小、高温操作，烧结过程需配浸出速率最低、增容比最小、高温操作，烧结过程需配

备尾气净化系统、成本高、稳定性和耐久性差 。备尾气净化系统、成本高、稳定性和耐久性差 。

概 概 念念固 固 化化剂剂特特点点

玻 玻 璃 璃 固 固 化化

概念

固化剂

特点

6.3.4 玻璃固化处理

• 1 、基本概念

• 玻璃固化是用玻璃原料（如氧化硅等）作为固化剂和待处理废料混合均匀，先在高温下煅烧，然后升温至 1100—1150℃保温数小时，形成熔融的玻璃体，冷却后再经退火处理即可得到坚固而稳定的固化体。

• 玻璃的种类繁多，普通的钠钾玻璃熔点较低，制造容易，但在水中的溶解度较高，因而不能用于高放废液的固化。硅酸盐玻璃腐蚀能力强，但熔点高，制造困难。通常在高放废液的玻璃固化中，研究较多的是磷酸盐和硼酸盐玻璃固化过程。

• 2 、玻璃固化方法• 玻璃固化的方法可分为间歇式和连续式两种。

• （ 1 ）间歇式固化法

• 间歇式固化法，是一罐一罐地将高放废液和玻璃原料一起加入罐内，使蒸发干燥、煅烧、熔融等几步过程都在罐内完成。熔融成玻璃后，将熔化玻璃注放贮存容器内成型。熔化罐可以反复使用，也可以采用弃罐方式，即熔化罐本身兼作贮存容器或最终处置容器用。

• （ 2 ）连续式固化法

• 连续式固化法是将蒸发、煅烧过程与熔融过程分别在煅烧炉和熔融内完成，蒸发煅烧过程采用连续进料和排料的方式，而熔融过程既可连续进料和排料，也可连续进料和间歇排料。

• （ 2 ）玻璃固化的工艺流程• ①磷酸盐玻璃固化的工艺流程

• ②②硼酸盐玻璃固化工艺流程硼酸盐玻璃固化工艺流程

图图 66 －－ 3 3 磷酸盐玻璃固化工艺流程磷酸盐玻璃固化工艺流程

图图 66 －－ 4 4 硼酸盐玻璃固化工艺流程硼酸盐玻璃固化工艺流程

• 玻璃固化法的优点：• ①玻璃固化体致密，在水及酸、碱溶液中的浸出率小，大约为 10-7g/

（ cm2•d ）；

• ②增容比小；

• ③ 在玻璃固化过程中产生的粉尘量少；

• ④玻璃固化体有较高的导热性、热稳定性和辐射稳定性。

• 玻璃固化法的缺点：• ① 装置较复杂；

• ② 处理费用昂贵、工作温度较高、设备腐蚀严重；

• ③ 操作过程中会产生较多的废气，必须加以收集处理，以防止二次污染的产生。

以石灰和具有火山灰活性的物质（如粉煤灰、垃圾焚烧灰渣、水泥窑灰等）为固化基材对危险废物进行稳定化与固化处理的方法。重金属被吸附于胶体结晶中，包裹起来的粘结性物质

概概念 念 应应用 用 及 及 特特点点

石 石 灰 灰 固 固 化化

　　　 　　　 适用于稳定石油冶炼污泥、重金属污泥、氧化物、废酸适用于稳定石油冶炼污泥、重金属污泥、氧化物、废酸

等无机污染物。等无机污染物。

　　　　 　　　　

　 　 　 　 简单，物料来源方便，操作不需特殊设备及技术，比水泥简单，物料来源方便，操作不需特殊设备及技术，比水泥

固化法便宜，并在适当的处置环境，可维持反应的持续进行。固化法便宜，并在适当的处置环境，可维持反应的持续进行。

石灰固化处理得到固化体的强度较低，所需养护时间较长，并石灰固化处理得到固化体的强度较低，所需养护时间较长，并

且体积膨胀较大，增加清运和处置的困难，因而较少单独使用。且体积膨胀较大，增加清运和处置的困难，因而较少单独使用。

概念

应用

特点

6.3.5 石灰固化处理

利用废物自身的胶结特性来达到固化目的的方法。 利用废物自身的胶结特性来达到固化目的的方法。

该技术主要用来处理含有大量硫酸钙和亚硫酸钙的废物，如该技术主要用来处理含有大量硫酸钙和亚硫酸钙的废物，如

磷石膏、烟道气脱硫废渣等。磷石膏、烟道气脱硫废渣等。

CaSOCaSO44 2H﹒2H﹒ 22OO 或或 CaSOCaSO33 2H﹒2H﹒ 22OO 经煅烧成具自胶结作用的经煅烧成具自胶结作用的亚亚

硫酸钙或半水硫酸钙硫酸钙或半水硫酸钙，遇水后迅速凝固和硬化。 ，遇水后迅速凝固和硬化。

不需要加入大量添加剂，废物也不需要完全脱水，工艺简单；固不需要加入大量添加剂，废物也不需要完全脱水，工艺简单；固

化体化学性质稳定，具有抗渗透性高、抗微生物降解和污染物浸化体化学性质稳定，具有抗渗透性高、抗微生物降解和污染物浸

出速率低的特点，并且结构强度高；但只限于含有大量硫酸钙的出速率低的特点，并且结构强度高；但只限于含有大量硫酸钙的

废物，应用面较为狭窄。此外还要求熟练的操作和比较复杂的设废物，应用面较为狭窄。此外还要求熟练的操作和比较复杂的设

备，煅烧泥渣也需要消耗一定的热量备，煅烧泥渣也需要消耗一定的热量 Terra-CreteTerra-Crete 技术（见图技术（见图

6-56-5 ））

自自胶胶结 结 固 固 化化

原原理 理 应应用 用 及 及 特特点点

特点

原理

应用概念

6.3.6 自胶结固化处理

图 6-5 烟道气脱硫泥渣自胶结固化的工艺流程

6.3.7 水玻璃固化 水玻璃固化：以水玻璃为固化剂，无机酸类（如硫酸、硝

酸、盐酸和磷酸）为助剂，与有害污泥按一定的配料比进行中和与缩合脱水反应，形成凝胶体，将有害污泥包容，经凝结硬化逐步形成水玻璃固化体。

水玻璃固化电镀污泥时的配比为：水玻璃（ 3 号硅酸钠）∶混酸（纯硫酸与纯磷酸之比为 9∶1 ）∶污泥为5.85∶0.55∶93.6。

技术 适用对象 主要优点 主要缺点

水泥固化法

重金属、氧化物、废酸

1.水泥搅拌，技术已相当成熟； 2.对废物中化学性质的变动承受力强 ;3. 可由水泥与废物的比例来控制固化体的结构缺点与防水性； 4.无需特殊的设备，处理成本低；5.废物可直接处理，无需前处理。

1.废物如含特殊的盐类，会造成固化体破裂； 2. 有机物的分解造成裂隙，增加渗透性，降低结构强度； 3. 大量水泥的使用可增加固化体的体积和质量

石灰固化法

重金属、氧化物、废酸

1 所用物料来源方便，价格便宜；2 操作不需特殊设备及技术；3.产品通常便于装卸，渗透性有所降低

1.固化体的强度较低，需较长的养护时间； 2. 有较大的体积膨胀，增加清运和处置的困难

沥青固化法

重金属、氧化物、废酸

1.有时需要对废物预先脱水或浓缩；2. 固化体空隙率和污染物浸出速率均大大降低； 3.固化体的增容较小

1.需高温操作，安全性较差；2.一次性投资费用与运行费用比水泥固化法高

塑性固化法

部分非极性有机物、氧化物、

废酸

1 固化体的渗透性较其他固化法低；2 对水溶液有良好的阻隔性3 接触液损失率远低于水泥固化与石灰固化。

1.需特殊设备和专业操作人员；2.废物如含氧化剂或挥发性物质，加热时会着火或逸散，在操作前先对废物干燥、破碎

玻璃固化法

不挥发高危性废物，核废料

1 固化体可长期稳定；2 可利用废玻璃屑作为固化材料；3 对核能废料的处理已有相当成功的技术

1 不适用于可燃或挥发性的废物2 高温热融需消耗大量能源；3 需要特殊设备及专业人员

自胶结固化法

硫酸钙和亚硫酸钙的废物

1 烧结体的性质稳定，结构强度高；2 烧结体不具生物反应性及着火性

1 应用面较狭窄；2 需要特殊设备及专业人员

6.4 化学稳定化处理的基本方法

• 6.4.1 概述• 物理包容是传统水泥固化的主要机理，然而：• （ 1 ）确切的包容机理和对固化体在不同化学环境中的长期学位的认识还很不够，特别是包容机理，当包容体破裂后，废物会重新进入环境 ，造成不可预见的影响。

•（ 2 ）固化体中微观化学变化也 没有找到合适的监测方法。•（ 3 ）对固化试样的长期化学浸出学位和物理完整性还没有客观的评价。•（ 4 ）融融固化和高温烧结固化则存在投资和处理成本昂贵的问题。•因此针对不同种类的危险废物选择不同种类的稳定化药剂进行化学稳定化处理成为当前研究热点。

•用化学稳定化技术处理危险废物，可以在实现废物无害化的同时，达到废物少增容或者不增容，从而提高危险废物处理处置系统的总体效果和经济性。同时，可以通过改进化学药剂的构造和性能，使之与废物中危险成分之间的化学作用得到强化，进而提高稳定化产物的长期稳定性，减少最终处置过程中稳定化产物对环境的二次污染。

•化学稳定化技术以处理含重金属的危险废物为主，例如，焚烧飞灰、电镀污泥、重金属污染土壤等，当然，化学稳定化技术在处理含有机物的危险废物时也能取得较好的效果，如可以利用氧化还原的原理处理危险废物中的有机物，使其实现解毒的目的。

•到目前为止，基于不同的原理已经发展了许多化学稳定化技术，这些技术主要包括：基于 pH值控制原理的化学稳定化技术、基于氧化 /还原电势控制原理的化学稳定化技术、基于沉淀原理的化学稳定化技术、基于吸附原理的化学稳定化技术及基于离子交换原理的化学稳定化技术等，其中，前三类技术特别是基于氧化 /还原电势控制原理和基于沉淀原理的化

学稳定化技术是危险废物稳定化处理中最重要的应用方向。

•6.4.2 化学稳定化技术的基本原理•1、 pH控制原理•其原理为：加入碱性药剂，将废物的 pH值调整至重金属离子具有最小溶解度的范围，从而实现其稳定化。常用的 pH

调整剂有石灰 [CaO或 Ca（ OH） 2] 、苏打 (Na2CO3) 、氢

氧化钠 (NaOH) 等，另外，除了这些常用的强碱外，大部分固化基材，如普通水泥，石灰窑渣、硅酸钠等也都是碱性物质，它们在固化废物的同时，也有调整 pH值的作用。另外，石灰及一些类型的黏土可用作 pH缓冲材料。

•2 、氧化还原解毒原理•（ 1 ）技术原理•某些金属元素的不同价态离子具有不同毒性，因此为了使某些重金属离子更易于沉淀且毒性最小，常常需要将其还原或者氧化为最有利的价态，最典型的是将 6 价铬（ Cr6+ ）还原为 3 价铬（ Cr3+ ）、 3 价砷（ As3+

）氧化为五价砷（ As5+ ）。而对于氰化物和一些有机物，可以采用强氧化剂进行氧化处理，或者强氧化剂结合 UV 、臭氧、催化剂、加热等进行处理，达到解毒的目的。常用的还原剂有硫酸亚铁、硫代硫酸钠、亚硫酸氢钠、二氧化硫等，常用的氧化剂有臭氧、过氧化氢、氯气等。

• （ 2 ）氧化法• 氰化物废物大都来自电镀车间的电镀槽漂洗污泥，因此通常含有有毒

重金属。常用的处理方法是在碱性溶液中用氯或者次氯酸盐氧化，其反应可用下式表示：

• (6-9a ）•

• （ 6-9b ）

• 式（ 6-9a ）反应产生的 CNCl 毒性比氰化物强，必须在强碱性条件下（ pH值大于 10 ）使之迅速转化为氰酸盐 [见式（ 6-9b） ] 。

•上述反应生成的氰酸盐被过量氯进一步氧化：

• （ 6-9c ）

•由上述反应式可用提供计算所需要氯量的方法。但是由于在废物中还含有相当数量的其他物质，例如金属和还原剂等，它们会消耗一定数量的氯。当氰化物以铁或镍的络合物的形式存在时，对氰化物的破坏就

有一定困难。亚铁氰酸盐 {[Fe(CN)6] 4-}会转化为铁氰酸盐 {[Fe(CN)6] 3-}

，此时，氧化效率是很低的。当存在镍时情况要好一些，例如，可以增加 20%氯的投量来得到解决。

•砷渣是一种毒性较大的物质，在对其进行处理时，可以采用氧化法把三价砷氧化为五价砷，然后利用沉淀方法使其解毒，也可以结合固化法对此进行处理，常采用的氧化剂有

过氧化氢和 MnO2 。

•用 H2O2氧化处理砷渣的反应如下：

• 用MnO2氧化处理砷渣的反应如下：

• 另外，对于一些被有机物污染的土壤，用过氧化氢进行现场处理可以取得很好的效果。实验证实，当土壤被五氯酚污染时，利用过氧化氢作为氧化剂，可以使 99.9% 的五氯酚得到降解。

•（ 3 ）还原法铬酸是一种广泛用于金属表面处理及镀铬过程的有腐蚀性的极毒物质，铬酸在化学上可被还原成毒性较低的三价铬状态。许多种化学品均能作为有效地还原剂，其中包括：二氧化硫

（ SO2 ）、亚硫酸盐（ SO32- ）、酸式亚硫酸盐类（ HSO3

2- ）

以及亚铁盐类（ Fe2+ ）。其典型的还原反应过程如下式所示：

2Na2CrO4+6FeSO4+8H2SO4=Cr2(SO4)3+3Fe2(SO4)3 +2Na2SO4+8H2O （ 6-

12a ）

•此反应在 pH值为 2.5～ 3.0之间进行，然后可溶性铬（ Cr3+

）一般按下式通过碱性沉淀法除去：

Cr2(SO4)3+3Ca(OH)2→2Cr(OH)3+3CaSO4 (6-12b)

Cr6+ 经化学还原后再进行碱性沉淀会产生大量残渣。按

Cr(OH)3得化学计量计算，每处理 1Kg Cr6+预计会产生 2Kg

污泥。 Cr3+不用石灰而用氢氧化钠沉淀时产生的污泥较少。

3 、沉淀原理利用沉淀技术对危险废物进行稳定化处理是目前应用相当广泛的一项技术，对于溶解度较低的化合物可以采用沉淀方法进行稳定化处理（典型难溶化合物的溶解积见附录 2 ）。常用的沉淀技术包括氢氧化物沉淀、硫化物沉淀、硅酸盐沉淀、磷酸盐沉淀、共沉淀、无机络合物沉淀和有机络合物沉淀等。

4 、吸附原理作为处理重金属废物的常用吸附剂有：活性炭、黏土、金属氧化物（氧化铁、氧化镁、氧化铝等）、天然材料（锯末、沙、泥炭等）、人工材料（飞灰、活性氧化铝、有机聚合物等）。研究发现，一种吸附剂往往只对某种或某几种污染物具有优良的吸附性能，而对其他污染物成分则效果不佳。例如，活性炭对吸附有机物最有效，活性氧化铝对镍离子的吸附能力较强，而其他吸附剂对金属离子却表现出无能力。

5 、离子交换原理最常见的离子交换剂是有机离子交换树脂、天然或人工合成的沸石、硅胶等。用有机树脂和其他的人工合成材料去除水中的重金属离子通常是非常昂贵的，而且和吸附一样，这种方法一般只适用于给水和废水处理。另外，还需要注意的是，离子交换和吸附都是可逆的过程，如果逆反应发生的条件得到满足，污染物将会重新逸出。可以大规模应用的重金属稳定化的方法是比较有限的，但由于重金属在危险废物中存在形态的千差万别，具体到某一种废物，根据所需达到的处理效果，处理方法和实施工艺的选择是很值得研究的。

6.4.3 氢氧化物化学稳定化技术

1 、技术原理 图 6-10 表示不同重金属在不同 pH值下的氢氧化物和

硫化物的溶解度情况（更多的重金属化合物的溶度积见附录2 ），从图中可以看出，不同的金属在不同 pH值下具有最低的溶解度。因此，通过投加碱性药剂来调节溶液的 pH值来去除溶液中的重金属。

2 、应用实例

表 6-7显示了用 NaOH溶液浸出后的飞灰浸出液和飞灰残渣中重金属 Pb和 Cd 的浓度。随着 NaOH浓度的增加， Pb

的浸出量也在增加。

Pd 的无机盐，特别是氧化物、碳酸盐、磷酸盐、砷酸盐等在强酸和强碱的溶液中都会溶解，但是 Cd 的提取浓度却不随 NaOH 的浓度改变而改变。与表 6-8 的数据作对比， Cd 的浸出浓度在 pH值为 9mol/L和 5mol/L的 NaOH溶液是一致的。

综合表 6-7 和表 6-8 可以明显看出，随着 pH值或 NaOH

浓度的增加， Pb 的浸出浓度显著增加，而 Cd 的浓度却减小了。

浸出液残渣中 Pb和 Cd 的浓度为 628mg/kg和 20.19mg/kg ，甚至用 5mol/L的 NaOH 来浸出。通过表 6-7 和表 6-8 可以看出，大约 16.42%的 Pb和 49.2%的 Cd 可能被浸出。残渣的浸出液浓度中 Pb 的浓度为 10.3mg/L， Cd 的浓度为 0.998mg/L ，接近了浸出浓度标准。因此， NaOH溶液处理更适合 Pb和 Zn

的萃取和修复，而不适用于飞灰的最终处置。

• 3 、用途与限制

• 这种方法可以使某些不溶于水的重金属变为可溶，但通常会由于逆反应的存在而无法使浸出残渣达到浸出毒性标准，甚至使污染物重新释放。

6.4.4硫化物化学稳定化技术

在重金属稳定化技术中，有三类常用的硫化物沉淀剂，即可溶性无机硫沉淀剂，不可溶性无机硫沉淀剂和有机硫沉淀剂（见表 6-9 ）。

1 、无机硫化物沉淀

除了氢氧化物沉淀外，无机硫沉淀可能是应用最广泛的一种重金属化学稳定法。与前者相比，其优势在于大多数重金属硫化物在所有 pH值下的溶解度大大低于其氢氧化物（见图 6-9 ）。

但是需要强调的是，为了防止 H2S 的逸出和沉淀物的再溶

解，仍需要将 pH值保持在 8 以上，也正是因为该原因，有些国家 ( 如日本 ) 已经明确限制使用无机硫化物作为稳定化药剂处理重金属废物。我国也正在制定类似的标准来限制无机硫化物特别是硫化钠在危险废物稳定化方面的应用。

另外，由于易与硫离子反应的金属种类很多，硫化剂的添加量应根据所需达到的要求由实验确定。而且硫化剂的加入要在固化基材的添加之前。这是因为废物中的钙、铁、镁等会与重金属竞争硫离子。

2 、有机硫化物沉淀

从理论上讲，有机硫稳定剂有很多无机硫化剂不具备的优点。由于

有机含硫化合物普遍具有较高的分子量，因而与重金属形成的不可溶性沉淀具有相当好的工艺性能，易于沉降、脱水和过滤等操作。在实际应用当中，它们显示了其独特的优越性，例如，可以将废水和固体废物中的重金属浓度降低到很低，而且适应的 pH 范围较大等。在美国，这种稳定剂主要应用于处理含汞废物，在日本，主要用于处理含重金属的粉尘（焚烧灰及飞灰），我国也已经成功开发有机硫化物螯合剂，并已取得好的应用效果。相对于其他的稳定化药剂而言，用高分子有机硫化物作为稳定化试剂

处理危险废物，其运行成本高出数倍。

用硫脲来处理飞灰，也可以沉淀其中的重金属，形成一种有机沉淀，硫脲处理飞灰中重金属的结果见表 6-10 。当硫脲的量增加到 0.076g（ 0.76% 的飞灰质量）和 0.046g 的飞灰质量），稳定化产品的浸出性能指标值已经低于标准限值了。当达到同样稳定化效果时，硫脲的用量要小于硫化钠。

研究表明， 5%的 Na2S·H2O （每 10g 飞灰中加入

0.00208mol ）与（ 0.76% 的硫脲（每 10g 飞灰中加入

0.001mol的 H2NCSMH2 ）对飞灰中 Cd和 Pb 的处理效果达

到一致。因此，硫脲的稳定化能力要强于硫化钠。硫脲和重金属之间的化学反应推理为以下过程（以 Pb 为例）。

6.4.5 硅酸盐化学稳定化技术

1 、技术原理 这种技术反应原理并不是溶液中的重金属与硅酸根发生反

应而生成盐，而是生成一种可看作由水合金属离子与二氧化硅或硅胶按不同比例结合形成的混合物。这种混合沉淀在很宽的pH值范围内（ 2～ 11 ）有较低的溶解度。但也有部分重金属是以硅酸盐沉淀的方式稳定下来的。若采用的是硅酸盐矿物（如沸石），则技术原理主要是以离子交换和离子吸附为主。

2 、应用实例

（ 1 ）改性沸石对焚烧飞灰中 Pb2+ 的稳定化处理 首先对处理剂进行前期制备，工艺为：原料—选别—粉

碎—化学处理—焙烧。 先将沸石粉碎至 100 目以下，再进行化学处理和焙烧。

化学处理一般采用无机酸（如硫酸）对矿物浸渍，再用水冲洗至中性并干燥，焙烧温度一般在 300～ 600℃ 。

经过处理后的矿物以一定比例加入到飞灰中，再加入一定量的水，充分搅拌均匀后静置 5～ 7d ，使反应充分进行，即得到稳定化产物。

（ 2 ）硅酸钠对垃圾焚烧飞灰中重金属的稳定化处理

首先根据飞灰中重金属的浓度情况，将硅酸钠与水按一定比例混合，得到硅酸钠水溶液，再与飞灰按照一定的比例混合，充分搅拌以使其混合均匀，静置 24h 后即得到稳定化合物。具体步骤见图 6-11 。

3 、用途与限制

改性沸石法主要以离子交换和吸附为主，存在长期稳定性问题，而且前处理过程比较复杂，加药量较大，使得废物处理后增重大，增大填埋成本。而且固定重金属比较单一，不能对所有的重金属元素固定，总体效果不好。硅酸钠稳定重金属法对各种重金属离子均有较好的稳定效果，但同样需要较大的加药量，存在着经济性问题。

改性沸石法对含有 Pb2+较多而含其他重金属离子较少的污染物会有较好的出来效果。 Pb2+ 与其他重金属污染物的相对含量是设计的主要依据。

6.4.6 碳酸盐化学稳定化技术

碳酸盐与重金属发生化学反应生成沉淀，从而去除其中的可溶性重金属离子。以二价金属使用碳酸盐进行沉淀的反应方程式说明如下：

对某些金属如 Cd及 Pb 等，碳酸盐沉淀方式可获得较氢氧化物沉淀方式更佳的效果。较低的 pH值或浓度及更具渗透力的污泥也可以用这种方法使其沉淀。例如 pH及 Cd 的沉淀以氢氧化物法处理其 pH值要达到 10 以上方可沉淀，但是以碳酸盐法 pH值只要 7.5～ 8.5 即可沉淀。

这种方法比起氢氧化物沉淀法，虽然不需要较高的 pH

值，但其对 Zn和 Ni 的处理效果并不如氢氧化物沉淀处理技术效果好。

一些重金属，如钡、镉、铅的碳酸盐的溶解度低于其氢氧化物，但传统的碳酸盐沉淀法并没有得到广泛应用。原因在于，当低于沉淀限值的 pH值时，二氧化碳会逸出，即使最终 pH很高，最终产物也只能是氢氧化物而不是碳酸盐沉淀。

6.4.7 利用 CO2 的加速碳酸化技术

•1 、加速碳酸化作用•加速碳酸化技术来源于人们对水泥的重金属固化作用的

研究，它模仿了自然界中 CO2 的矿物吸收过程，即 CO2 与

含有碱性或碱土金属氧化物的矿石反应，生成永久的、更为稳定的碳酸盐这样一系列过程，但在自然界中，碳酸化过程

是自然发生的，过程非常缓慢。加速碳酸化应用于 CO2 固定

需要通过过程强化，加速 CO2 气体与废物之间的化学反应，

达到工业上可行的反应速率并使工艺流程更加节能。

•2 、碳酸化体系的反应动力学与机理•研究发现，含钙化合物具有较高的反应活性，其反应速

率一般大于含镁化合物，因而更多的机理研究在于含镁化合物，特别是含镁硅酸盐矿石的湿法碳酸化过程的研究。

•3 、加速碳酸化反应的影响因素

•CO2 含量：反应气氛中 CO2 含量是加速碳酸化技术中最重要

的影响因素，根据已有研究经验，纯 CO2 可以使碳酸化反应速度

最快，并且可以用来快速确定焚烧飞灰对 CO2 的吸附容量；对于

一般焚烧厂产生烟气中 CO2 含量约为 12% ，利用这个浓度的二

氧化碳可以模拟利用延期对焚烧飞灰进行酸化处理的效果；由于

空气中 CO2 的含量很低，通常为 0.03%～ 0.06% ，所以在空气

条件下的碳酸化进程是很缓慢的。

•反应温度：反应温度是化学反应中的关键控制因素，对于加速碳酸化反应这种吸热反应来说，温度越高，反应越快，但是过高的反应温度是需要消耗大量能量的。

•反应压力：反应压力也是化学反应中重要的影响因素，对加速碳酸化反应这种体积减小的反应来说，反应压力越大，反应速率越快。

•含水率：水是一种重要的反应物，在加速碳酸化反应过

程中，水可以帮助 CO2 电离出 CO32- ，也可以帮助重金属电

离出相应的阳离子与 CO32- ，加速反应进程，但是，添加过

量的水又会增加处理成本。

4 、利用加速碳酸化技术进行废物稳定化处理的应用

•目前，国外已有一些学者用 CO2 固定底灰和飞灰中的重

金属，并研究 CO2 与重金属反应影响因素和反应机理。同时

，研究者还发现，加速碳酸化的效果还与 CO2 在气体中的分

压、底灰 / 飞灰的吸附表面积、反应时间、温度以及含水率有着密切的联系。

6.4.8 磷酸盐化学稳定化技术

•1 、技术原理•磷酸盐沉淀技术是利用磷酸根与可溶的重金属离子反应

，生成不溶的金属磷酸盐，如 Pb3(PO4)2、 Cd3(PO4)2 ，或

者具有较高稳定性的磷灰石族矿物，如

Pb5(PO4)3Cl、 Pb5(PO4)3OH ，从而达到稳定化重金属的目

的。•（ 1 ）可溶性磷酸盐。对于二价重金属稳定化，可溶性

磷酸盐是一种有效的稳定剂。

•（ 2 ）磷灰石。 磷灰石用于去除重金属离子的作用机理，目前普遍认为存在以下三种：离子吸附和离子交换机理、溶解 -沉淀机理、表面络合与无定形物质的形成机理。

•离子吸附和离子交换机理：在金属浓度较低时，磷灰石会快速吸附 Cd2+、 Cu2+、 Pb2+和 Zn2+ 等重金属离子。而离子交换是指磷灰石晶格中阳离子与重金属离子发生离子交换，重金属离子进入磷灰石晶格形成新的物相。如：

•Ca10(PO4)6(OH)2 + xPb2+ → Ca10-xPbx(PO4)6(OH)2+XCa2+ (6-30)

•溶解 -沉淀机理：随着金属浓度的增加，磷灰石表面会生成金属磷酸盐沉淀物（这个过程主要是针对 Pb2+ ，而较少发生在 Cd2+和 Zn2+上）。当 Pb2+浓度继续增高

时， Ca5(PO4)OH就会溶解，并形成更稳定的沉淀

Pb5(PO4)3OH 。

•表面络合机理：如 Cd2+ 与磷灰石表面的官能团进行络合，形成表面络合作用，化学式为：

• ≡POH + Cd2+ → ≡POCd+ + H+ (6-31)

•≡PO- + Cd2+ → ≡POCd+ (6-32)

•≡CaOH + Cd2+ → ≡CaOCd+ + H+ (6-33)

•2 、用磷酸盐处理焚烧飞灰•焚烧飞灰中由于含有大量的重金属而被列为危险废物名

录，规定在进行填埋之前必须经过一定的处理。在垃圾焚烧飞灰处理中，正磷酸盐被证明可有效控制其中的金属溶解性，在实现废物的少增容甚至不增容的同时，将飞灰中可溶的重金属离子转变为自然界中长期稳定存在的矿物质以及不溶的金属磷酸盐，从而大大降低了重金属的渗滤特性。

•WES-Phix 技术即为通过添加正磷酸盐与重金属形成不溶的金属磷酸盐，如

Pb3(PO4)2、 Pb5(PO4)3Cl、 Pb5(PO4)3OH ，控制飞灰中重

金属的浸出。在美国和日本都有相当数量的焚烧厂使用WES-Phix 技术处理其产生的飞灰。

•3 、用途与限制•磷酸盐沉淀技术通过将可溶性的重金属离子转变为不溶的金属磷酸盐或者稳定的磷灰石族矿物，从而达到稳定化目的。并且，在处理过程中，不会产生有毒有害的气体，与硫化物沉淀技术相比，更加安全。•但是这种方法受到金属磷酸盐沉淀溶解度以及所产生矿物稳定性的限制。同时，对于不同的重金属离子，其处理效果有一定差异。一般来说，对铅离子的去除效果优于其他金属离子。•磷酸盐沉淀技术可以用于含重金属废水的处理、铅污染土壤的修复和焚烧飞灰中重金属的稳定化。

•6.4.9 亚铁盐化学稳定技术•在非二价重金属离子与 Fe2+共存的溶液中，投加等量的

碱调节 pH值，则有反应：

•生成暗绿色的混合氢氧化物，再用空气氧化使之再溶解，经络合：

•而生成黑色的尖晶石型化合物（铁氧体） 。

•在铁氧体中，三价铁离子和二价金属离子（也包括二价铁离子）之比是 2:1 ，故可试以铁氧体的形式投加 Mn2+、 Zn2+

、 Ni2+、Mg2+、 Cu2+ 。该技术实际是利用了二价重金属和Fe2+、 Fe3+ 发生共沉淀而达到稳定化的目的。

•6.4.10 无机和有机螯合物化学稳定化技术•所谓螯合物，是指多齿配体以两个或者两个以上配位原

子同时和一个中心原子配位所形成的具有环状结构的络合物。如乙二胺与 Cu2+ 反应得到的产物即为螯合物。络合剂的种类有磷酸酯、柠檬酸盐、葡萄糖酸、氨基乙酸、 EDTA 及许多天然有机酸等 。

6.5 固化 / 稳定化产物性能的评价方法

•6.5.1 概述•废物在经过固化、稳定化处理以后是否真正达到了标准，

需要对其进行有效测试，以检验经过稳定化的废物是否会再次污染环境，或者固化以后的材料是否能够被用作建筑材料等等。对稳定化的效果进行全面评价是一个相当复杂的问题。需要通过对固化、稳定化处理后的废物进行物理、化学和工程方面的测试。

•为了达到无害化的目的，要求固化、稳定化的产物必须具备一定的性能，这些性能包括：

•①抗浸出性；•②抗干—湿性、抗冻融性；•③耐腐蚀性、不燃性；•④抗渗透性（固化产物）；•⑤足够的机械强度（固化产物）。

•6.10.2 固化 / 稳定化处理效果的评价指标•固化 / 稳定化的基本要求是：•① 所得到的产品应该是一种密实的、具有一定几何形状

和较好的物理性质、化学性质稳定的固体；•② 处理过程必须简单，应有有效措施减少有毒有害物质

的逸出，避免工作场所和环境的污染；•③ 最终产品的体积尽可能小于掺入的固体废物的体积。

•④产品中有毒有害物质的水分或其他指定浸提剂所浸析出的量不能超过容许水平（或浸出毒性标准）；

•⑤处理费用低廉；•⑥对于固化放射性废物的固化产品，还应该有较好的导

热性和热稳定性，以便用适当的冷却方法就可以防止放射性衰变热使固化体温度升高，避免产生自熔化现象，同时还要求产品具有较好的耐辐照稳定性。

•1 、浸出率•固化体在浸泡时的溶解性能，即浸出率，是鉴别固化体

产品性能最重要的一项指标。•2 、体积变化因数•体积变化因数定义为固化 / 稳定化处理前后危险废物的体

积比，即：• (6-36)

•式中， 为体积变化因数； V1 为固化前危险废物体积， V2

为固化后产品体积。

•3 、抗压强度•为使危险废物能安全贮存，它们必须具有起码的抗压强

度，否则会出现破碎和散裂，从而增加暴露的表面积和污染环境的可能性。

•对于一般的危险废物，经固化处理后得到的固化体，如进行处置或装桶贮存，对其抗压强度的要求较低，控制在10～ 50kgf/cm2 便可；如用作建筑材料，则对其抗压强度要求较高，应大于 100kgf/cm2 。对于放射性物质，其固化产品的抗压强度，前苏联要求＞ 50kgf/cm2 ，英国要求达到 200 kgf/cm2 。

6.10.3 固体废物的浸出机理

•影响废物中污染物分子扩散的化学动力学因素主要有：•①颗粒表面孔隙溶液废物的积累；•②颗粒表面孔隙溶液中反应组分的浓度（例如 H+ 、络合剂） ;

•③浸出孔隙溶液或固化体中废物或反应组分的总体化学扩散 ;

•④浸泡溶液和固化体的极性；•⑤氧化 /还原条件以及并行反应动力学特性。

•因为实验室浸出试验经常利用标准水溶液（中性溶液、缓冲溶液或者稀酸溶液）而不是现场溶液。因此，实验室结果不能直接代表现场浸出情况。如前所述，利用标准溶液进行的实验室浸出试验在相似的试验条件下并且采用相似的浸取溶液时可以比较废物组分的相对浸出率。

•浸出试验大都采用静态实验的方法，通过强化实验条件，使废物中的有害物质在短时间内溶入溶剂中，然后根据浸出液中有害物质的浓度，判断其浸出特性。这些方法都需要将试样破碎到一定尺寸，并且以溶液的最终浓度表示，与时间无关。但实际的浸出过程是一个动态的过程，其浸出速率与时间有关，往往开始时速度快，随着时间的推移，其浸出速率渐渐减小。此外，在实际处置场中，固化体不可能破碎得很小。

6.10.4 浸出率的定义和浸出实验

•1 、浸出率的国际标准定义•（ 1 ）国际原子能机构（ IAEA ）关于浸出率的定义•国际原子能机构（ IAEA ）把标准比表面积的样品每日浸出放射性物

质的质量（即污染物质量）定义为浸出率，即：

• （ 6-40 ）

•式中： 为浸出率， cm/d ； 为第 n 个浸提剂更换内浸出的污染物质量， g ； 为样品中原有的污染物质量， g； F 为样品暴露出来的表面积， cm2； V 为样品体积， cm3 ； 为第 n 个浸提剂更换期的时间历时， d

。

n

n

n

tV

FA

a

R

0

•IAEA 定位的浸出率实际上是“递增浸出率”，它能反映浸出率的实际变化趋势，即固化体中污染物的浸出率通常不是恒定的，它取决于固化体与水接触的持续时间。固化体开始与水接触时浸出率最大，然后渐渐降低，最后几乎趋于恒定。浸出率降低量及其达到恒定值所需要的时间，不同的固化体是不一样的。由于浸出率通常随时间变化，因此表示为浸泡数据与时间的关系，通常以增值浸出率对时间绘图。

•IAEA推荐的浸泡实验结果的另一种表达法是用样品累计的浸出分数对总的浸泡时间作图，即：

• 对 或 对

•如果成直线关系，则说明污染物质的浸出规律可用费克（ Fick ）扩散定律来近似。对半无限情况，扩散系数 D 可表示为：

V

FA

an

0

nt0A

an nt

•在研究固化体的浸泡性能时，扩散系数 D 的主要用途是：它是一个重现性很好的常数，与样品的浸泡面积或有效体积无关，仅与温度有关，因此可将其应用于外推计算各种几何形状的危险废物固化体长期浸泡时的性能情况。假定污染物质固化体中的浸出为扩散控制机理，便可推导出污染物质长期累计释放的数学模型。

•（ 2） ISO （国际标准化组织）关于浸出率的定义及表示

•要求固化体中各组分 i 的浸出实验结果以增量浸出率与累计浸出时间t 的关系来表示，即：

•式中， 为第 i 组分的增量浸出率， kg·m2/s ； 为第 n 次浸出周期浸出的 i 组分的质量， kg ； 为原始样品中 i 组分的质量浓度， kg/kg

； F 为样品被浸泡的表面积， m2; 为第 n 个浸出周期延续时间， s； n

为浸出周期序号。

imR

ima

imA

•图 6-13 表示了浸取溶液的速率对发生在颗粒表面的污染物浸出速率的影响。浸取溶液速率（ ν ）为单位时间（ T ）内单位表面积（ ）上与废物接触的浸出溶液的体积（ V ）：

•图 6-13 中浸出曲线的斜率为浸出液中废物的浸出浓度，即 M/V 。如图 6-13 所示，在浸取溶液高流速时（通过固化体的流动较快），浸出速率接近最大值 Lr 。而且，如果该种废物的浸出是由扩散控制的，浸出液的浓度就非常低（接近 0 ），在浸出溶液高流速时，颗粒表面产生高浸出速率和低浸出液浓度，这是因为颗粒表面保持了不平衡条件。在实验室研究中，当不断用新溶液补充浸出溶液时，就会得到高浸出速率。

•在浸取溶液低流速时（即静水条件下），浸出的废物量接近饱和极限 SI ，或最大浸出溶液浓度。当浸取溶液得不到补充时，浸取溶液便与废物达到平衡，因而形成浸取溶液的低流速和最大浸出溶液浓度。

•浸出液浓度和浸泡溶液流速之间的这些关系对于理解并解释浸出试验结果很重要，因为随浸出溶液流速、接触表面积、浸取溶液体积以及浸出时间的不同，浸出试验情况也大不相同。浸取溶液的化学成分变化范围也很广，既可能是中性溶液，也可能是强酸性溶液或强碱性溶液。

•2 、几种不同的浸出试验方法•（ 1 ）提取（或间歇提取）试验•提取（或间歇提取）试验是指一种浸出试验，在这个浸出

试验中，一般要在浸取溶液中对粉状的废物进行搅拌。浸取溶液是酸性的或是中性的，而且在整个提取试验过程中可以变化。提取试验包括一次提取和多次提取。对每一种情况，都假定在提取结束时浸出达到平衡，因此，浸出试验一般被用来确定在给定的试验条件下的最大或饱和浸出液的浓度。

•（ 2 ）浸泡试验•浸泡试验是另一种类型的浸出试验，试验过程中没有搅拌。这些试

验是评价整块（非压碎的）废物的浸出性质。浸出可以在静态或动态条件下进行，这取决于浸取溶液更新的速率。在静态浸出试验中，不更换浸取溶液，因此，浸出实在静水条件下进行的（低浸取液流速，浸出液浓度达到最大）。在动态浸出试验中，浸取溶液定期以新溶液更换，因此这个试验模拟了在不平衡条件下对整块废物进行的浸出。在这个试验中，浸出速率很高，而浸出液没有达到最大饱和极限。因此说来，静态和动态指的是浸取溶液的流速，而不是其化学组分。

•（ 3 ）动态浸出试验•动态浸出试验的结果通常以流量或质量迁移参数（即浸出速率）来

表达，而提取试验的数据是用浸出溶液或总浸出质量占总含量的份额来表达。这两种浸出试验之间的另一个重要的区别在于：提取试验是短期试验，时间为几个小时到几天；而浸泡一般需要几周或者几年的时间。由于在提取试验中（即使是短期的），废物被压碎，可以得到较大的浸出表面积，因而它被用来模拟最大情况浸出条件。对整块废物进行浸泡试验（即使是长期的）经常被用来模拟在妥善管理的短期情况下的浸出，在这种情况下废物块是完整无损的。

•（ 4 ）浸出柱试验•浸出柱试验是另一种实验室浸出试验。在这个试验中，

将粉末状的废物装入柱中，并使之与特定流速的浸取溶液连续接触，因此柱试验比间歇提取试验要能体现现场浸出条件。然而由于试验过程中出现的沟流效应，废物的不均匀放置，生物生长以及柱的堵塞等问题，使得试验结果的可重复性不是很好。表 6-14列出了间歇提取试验和浸出柱试验各自的优缺点的比较。

6.5.5 国内外固体废弃物标准浸出毒性方法及其应用

•固体废物浸出液的制备是对其浸出毒性进行鉴别的重要程序，不同国家都有不同的浸出毒性方法（如表 6-15 所示）。对于同一种固体废物采用不同的浸出毒性方法所得最终结果会有显著差别，在具体应用中，必须采用标准浸出毒性方法制备浸出液，再根据浸出液中污染物的测定值，与相应的浸出毒性鉴别标准值进行比较，然后对该固体废物进行特性判断。

•需要特别指出的是，我国在 1997年颁布实施的标准浸出毒性方法（ GB5086 ）分为翻转法和水平振荡法， 2007年国家又颁布了新的标准浸出毒性方法——硫酸硝酸法（ HJ/

T299 ）和醋酸缓冲液法（ HJ/T300 ）。

•对废物进行固化 / 稳定化的主要目的是使之达到填埋场的入场要求。除去废物的毒性浸出标准之外，尚有一系列其他标准需要达到。例如在各种废物之间的相容性、废物与防渗层之间的相容性、废物的物理性质等等。对于这些方面，将在废物的最终处置部分加以更详细的介绍。填埋处置关于固化体的机械强度主要是测定其抗压强度，作为填埋处置一般无须对固化体提出高强度要求，但在填埋时为防止产生局部沉降，要求稳定化后的废物被压实到最大密度的 90%～ 95% ，为此必须要严格调整废物中的含水量。如果是作为建筑材料加以利用时，则通常要求其抗压强度大于 100kgf/cm2 。目前均参照原有对建筑材料的标准方法进行测试。

•1 、我国国家标准毒性浸出试验（翻转法和水平振荡法）•（ 1 ）翻转法•将样品制成 5mm 以下粒度的试样，取出部分试样进行水

分测定（进行水分测定后的样品，不得用于浸出毒性实验）。翻转法所用浸出剂为去离子水或同等纯度的蒸馏水，称取干基试样 70.0g ，装入 1L 具密封高型聚乙烯瓶中，并按照液固比 10:1 的比例加入浸取剂，然后固定在转速为（ 30±2

） r/min 的翻转式搅拌机搅拌 18h ，静止 30min 后用0.45μm微孔滤膜或中速蓝带定量滤纸过滤。收集全部的滤出液进行分析。

•如果样品的含水率大于等于 91% 时，则将样品直接过滤，收集其全部滤出液，供分析用。

•如果样品的含水率较高但是小于 91% 时，则在浸出试验时应根据样品中的含水量，补加与按规定的固液比计算所需浸取剂量相差数量的浸取剂后，重复上述步骤。

•翻转法主要适用于固体废物中无机污染物（氰化物、硫化物等不稳定污染物除外）的浸出毒性鉴别。

•（ 2 ）水平振荡法•将样品制成 9mm 以下的粒度的试样，取部分试样进行水分测定（

进行水分测定后的样品，不得用于浸出毒性试验）。在水平振荡法中有两种醋酸缓冲溶液可供选择，Ⅰ号浸取剂的 pH值为 4.93±0.05 ，Ⅱ号浸取剂的 pH值为 2.88±0.05 。称取干基试样 100g ，置于 2L 具密封 广口玻璃瓶中 ，按照液 固 比 10:1 加 入浸取剂 ， 固 定 在频率 为（ 110±10 ）次 /min 的往复式水平振动器上，在室温下振荡 8h 后静止 16h ，用 0.8μm微孔滤膜或中速蓝带定量滤纸过滤，收集其全部滤出液进行分析。

•水平振荡法适用于固体废物中有机污染物的浸出毒性鉴别与分类。

•2 、我国颁布标准浸出毒性浸出方法（硫酸硝酸法和醋酸缓冲液法）

•2007年国家环保总局颁布了《固体废物浸出毒性浸出法——硫酸硝酸法》（ HJ/T299—2007 ）和《固体废物浸出毒性浸出方法——醋酸缓冲液法》（ HJ/T300—2007 ），前者适用于固体废物及其再利用产物以及土壤样品中有机物和无机物的浸出毒性鉴别，后者适用于固体废物及其再利用产物中有机物和无机物的浸出毒性鉴别（但不适用于氰化物的浸出毒性鉴别）。对于非水溶性液体样品，两个标准都不适用。

• 样品破碎

• 样品颗粒应可以通过 9.5mm孔径的筛子，对于粒径大的颗粒可以通过破碎、切割或碾磨降低粒径。

• 测定样品挥发性有机物时，为避免过筛时待测成分有损失，应使用刻度尺测量粒径，样品和降低粒径所用工具应进行冷却，并尽量避免样品暴露在空气中。

•（ 1 ）硫酸硝酸法•本标准以硝酸 /硫酸混合溶液为浸提剂，模拟废物在不规范填埋处置

、堆存或经无害无处理后废物的土地利用时，其中的有害组分在酸性降水的影响下，从废物中浸出而进入环境的过程。

•1#浸提剂用浓硫酸和浓硝酸的混合液配置，其 pH为 3.20±0.05 ，用于测定样品中重金属和半挥发性有机物的浸出毒性。采用 2L 标准广口瓶，称取 150～ 200g 干样品，按照液固比 10:1配入，在转速（ 30±2

） r/min 的翻转式振荡器振荡 18h±2h（ 23 ±℃ 2℃），取过滤后液体试样分析。

•2#浸提剂为试剂水，用于测定氰化物和挥发性有机物的浸出毒性。采用标准零顶提取器 ZHE （见标准附图），称取干基质量为 40～ 50g 的样品，快速转入 ZHE ，按照液固比 10:1 加入 2#浸提剂，在 23 ±℃ 2℃下振荡 18h±2h ，取过滤后液体样分析。

•（ 2 ）醋酸缓冲溶液法•本标准以醋酸缓冲溶液为浸提剂，模拟工业废物在进入

卫生填埋场后，其中的有害组分在填埋场渗滤液的影响下，从废物中浸出的过程。

•用冰醋酸、氢氧化钠和试剂水配置不同 pH值的浸提剂：•1#浸提剂的 pH值为 4.93±0.05 ，•2#浸提剂的 pH值为 2.64±0.05 。

•浸提剂的使用方法如下：取 5.0g样品到 200ml 烧杯或锥形瓶中，加入 96.5ml试剂水，盖上皿，用磁力搅拌器猛烈搅拌 5min ，测定 pH ，如果 pH﹤5.0 ，用浸提剂 1# ，如果 pH﹥5.0 ，加 3.5ml1mol/L浓度盐酸，盖上表面皿，加热到 500C ，并在此温度下保持 10min ，冷却到室温后测pH ，如果 pH﹤5.0 ，用浸提剂 1# ，如果 pH﹥5.0 ，用浸提剂 2# 。对于挥发性物质的浸出只用浸提剂 1# 。

•对于挥发性有机物的浸出，采用 ZHE ，称取干基质量20~25g 的样品，按照液固比 20： 1 加入浸提剂，在转速（ 30±2） r/min 的翻转式振荡器上振荡18h±2h（ 230C±20C ），收集浸出液分析。对于除挥发性有机物以外的其他物质的浸出，采用 2L提取广口瓶，称取 75

～ 100g 干基试样，按照液固比 20:1配入相应的浸提剂在转速（ 30±2） r/min 的翻转式振荡器上振荡18h±2h（ 230C±20C ），去过滤后液体样分析。

•3 、美国固体废物 TCLP 毒性浸出程序•将废物粉碎，并用 9.5mm 的筛子筛分来制备废物样品，

并且用硼硅玻璃纤维过滤器在 50psi 的压力下进行过滤，•（ 1 磅 力 / 英 寸 2 （ psi ） =6.895 千 帕

（ kPa） =0.0703千克力 /厘米 2（ kg/cm2 ） =0.0689巴（ bar） =0.068 大气压（ atm ） ）

•将液体从固相中分离出去。在该毒性浸出程序（ TCLP

）中有两种酸性缓冲浸泡液可供选择，这取决于废物碱性以及缓冲容量。

•这两种都是醋酸缓冲溶液，两种浸取液的 pH值同我国固体废物毒性浸出方法的水平振荡法。在充满式提取器中加入浸泡溶液，使得液固比达到 20:1 ，并且采用美国国家标准局（ NBS ）回转搅拌器，以 30r/min 的速度将废物样品搅拌 18h 。将浸出溶液进行过滤并从固体中分离出去的那一部分溶液一起进行分析（ TCLP 流程图见图 6-14 ）。

废物代表样

湿废物样品含不可过滤固体＞0. 5%

湿样

液/固分离0. 6~0. 8μ m玻璃纤维滤膜过滤

干废物样品

固相

固相TCLP浸取

液固分离0. 6~0. 8Μm滤膜过滤

液体4℃下贮存

固体，弃去

液相

浸出液 分析测试

图 6-14 毒性浸出程序（ TCLP ）流程图

•美国 EPA提出这个实验一是为了取代过去过程毒性实验（ EP Tox ）作为危险废物或无害废物的判断标准，二是应用于一些废物作为危险废物处理的标准依据。利用ZHE仪器， TCLP 可以用来测定挥发性或半挥发性有机化合物的浸出，还可以用来评估现场所能达到的最不利情况下的浸出液的最大浓度。

•4 、日本固体废物毒性浸出程序•日本针对固体废物浸出液的制备方法（环告 13 ）有两种，以下分别

介绍。•（ 1 ）方法一•本 方 法 使 用项目 包括：烷基汞、汞、 Cd 、 Pb 、 有 机磷化 合

物、 Cr(Ⅵ)、 As 、氰、 PCBs 、秋兰姆、西玛嗪、 Se 等。•将样品制成 5mm 以下粒度的试样，浸取剂采用 pH值为 5.8～ 6.3

的盐酸溶液，液固比采用 10:1 ，试验用混合液要大于 500ml 。在常温、常压下用频率 200r/min 、振幅 4～ 5cm 的振荡器连续振荡 6h ，用孔径 1μm 的滤膜过滤，收集一定量的滤液用于测定。过滤有困难时，在3000r/min 下，将试样离心分离 20min ，取上清液用作测定液。

•（ 2 ）方法二•本方法适用于项目主要为挥发性的物质，包括三氯乙烯、四氯乙烯

、二氯甲烷、四氯化碳、 1,2- 二氯甲烷、 1,1- 二氯乙烯、顺 -1,2- 二氯乙烯、 1,1,1- 三氯乙烷、 1,1,2- 三氯乙烷、 1,3- 二氯丙烷、苯。

•将样品制成 5mm 以下粒度的试样，浸取剂配制同方法一，在预先放入搅拌子的具塞 500ml 三角瓶中，将试样与浸取剂按 1:10 比例加入，加盖密封。混合液要大于 500ml ，且尽量减少顶空。在常温下，用磁力搅拌器连续搅拌 4h 。静止 10～ 30min ，经预先装有滤纸并与滤支架相连的玻璃制注射器轻轻地吸取约 20ml 的上清液，推内筒排出空气及初始的数毫升液体后，正确分取 10ml 于具塞试管（ 250）ml 中，作为检液。

本章结束！谢谢！