王　鹏　唐朝生　孙凯强　陈志国　徐士康　施　斌

(南京大学地球科学与工程学院　南京　210046)



污泥处理的固化/稳定化技术研究进展*

王鹏唐朝生孙凯强陈志国徐士康施斌

(南京大学地球科学与工程学院南京210046)

固化/稳定化(S/S)是目前比较有效的一种污泥处置技术，是通过向污泥中添加固化剂材料，与污泥发生一系列的物理化学反应，提高污泥的力学强度和稳定污泥中的重金属污染物，从而达到污泥安全处置和资源化利用的目的，因此，探索高效、低廉和低碳的S/S技术一直是该领域的重点。根据近些年来国内外学者对该领域研究所取得的成果，着重从污泥的种类、固化剂种类、主要技术指标、关键影响因素及固化/稳定化机理等几个方面总结了该课题的研究现状及进展。得到以下主要认识：污泥按来源可分为河湖污泥、市政污泥和工业污泥3大类，由于不同来源污泥成分差别很大，处置方式也不尽相同；对于污泥的S/S处理，常用的固化剂可分为无机和有机两大类，且无机固化剂占主导，目前最流行的是水泥和石灰，还包括一些工业矿渣、黏土等作为辅助材料；S/S的优劣主要通过两个关键技术指标进行评价：固化体的无侧限抗压强度及浸出毒性；污泥的固化/稳定化效果主要受初始含水率、养护时间、固化剂种类、掺入量、pH值和Eh值等因素的影响；固化剂及其产物在污泥中形成骨架，并通过物理化学作用与污泥颗粒胶结和填充大的孔隙，从而起到固化增强作用；固化剂及其产物主要通过物理包裹、沉淀和吸附作用，将污泥中的有害物质封闭在固化体内，从而达到无害化、稳定化目的。最后，针对目前污泥S/S技术研究的不足，提出了今后该课题的研究重点及方向，主要包括：改善污泥的前期脱水效率、进一步掌握固化体的变形特性、开发针对多种重金属离子的综合S/S技术、建立重金属离子固定/溶出模型和迁移模型、研发新型固化剂等。

污泥固化/稳定化技术指标影响因素固化/稳定化机理

0　引　言

污泥是水处理过程中产生的漂浮物和沉淀物，是一种由细菌菌体、有机残片、无机颗粒、胶体等组成的成分极复杂的非均质体。污泥具有颗粒较细、密度较小、含水率高且不易脱水，且堆放易腐化和恶臭等特点，同时还含有大量的铜、锌、铬和铅等有毒重金属以及病原微生物(杨国清，2000)。若处理不当，将随雨水进入土壤和地下水体，对地质环境及生态环境造成严重的污染和破坏，并危害人体健康。

图1　污泥对环境造成的严重危害Fig.1　Serious damage to the environment caused by sludge

随着我国经济的快速发展，城市污水处理率逐年攀升，受重水轻泥思想的影响，导致污泥产量急剧增加。有数据显示，截至2013年底，我国城镇污水处理量达到454×108t·a-1，湿污泥(含水率80%)年产生量突破4000×105t。受处置技术和处理能力限制，我国污水处理厂所产生的有毒有害污泥80%以上未得到有效处理，污泥随意弃置堆放对环境造成的污染与再污染问题已经逐渐凸显出来。近年，全国多地都报道了严重的污泥污染事件，如2006年北京某污泥处置公司将约6000t的污泥直接倾倒在某村庄附近的砂石坑内，造成当地空气、土壤和地下水严重污染，直接经济损失达上亿元。2010年无锡某污泥处置公司将2700t污泥倾倒在长江中，造成了长江泰兴市段水域水质严重劣化，对工农业生产造成直接危害。此外，一些污泥处置场地发生渗漏、失稳的例子在国内也有较多报道，引起了业内和社会的广泛关注。

因此，寻找安全高效的污泥处理处置途径是当前建设资源节约型、环境友好型社会的迫切任务。目前我国污泥的最终处置方式主要以转为农用、焚烧、填埋等为主。但是由于污泥含水率高、污染物含量高、力学性质差等特点，这些处理方式往往存在二次污染、处理成本过高或容易引起填埋场工程灾害等问题，难以满足日益增长的污泥处理处置需求(Mingot et al.，1995)。根据我国污泥处理处置的现状，同时借鉴国外发达国家的经验，从经济可行性的角度出发，通过固化/稳定化(S/S)技术将污泥作为填埋处置的预处理手段或转化为可再生利用的岩土工程材料，是符合我国目前污泥处置现状的有效途径之一。

S/S技术起源于20世纪50年代对放射性废物的处理，随着时代的发展，S/S技术慢慢趋于成熟，也被广泛的用于污泥的处置方面。其中固化是指在废弃物中添加固化剂，使其变为相对稳定不可流动的状态或固体的过程；稳定化是指将废弃物中的有害污染物转变为低毒性、低移动及低溶解性的物质，减少其对环境危害的技术(李磊等，2006)。S/S技术可以通过化学反应形成稳定的固化物，能够对重金属类污染物形成封闭效应，对生物化学条件进行控制，最大程度防止二次污染的发生，并使固化体的物理力学性质满足相关工程要求，成为新的材料资源，或者达到填埋标准。国内外学者围绕污泥S/S技术已经开展了较多的研究，且该技术在我国污泥处理中也得到了一些应用，但同发达国家相比还有一定差距。

为此，本文基于过去20年来国内外围绕S/S技术处理污泥所取得的研究成果，着重从污泥的分类、固化剂种类、固化/稳定化污泥的物理化学性质、主要技术指标、关键影响因素及机理等方面对该课题的研究进展进行了系统的总结和分析，并对S/S技术的优缺点及该课题今后的研究方向、工作重点提出了见解，为后续相关研究提供参考。

1　污泥的分类

污泥目前的分类方法比较多，如：按组分、性质、来源及污泥从污水中分离的过程等。

污泥组分及性质比较复杂，因此对其处置方式产生了重要的影响，污泥组分及性质一样或者比较接近时，可以采用相同或相似的处置手段，因此以性质来对污泥分类，对污泥的处置方式有着重要的参考意义。其次，污泥的性质受来源影响很大，相同来源的污泥组分及性质差别不大，处置方式也不尽相同，因此从理论上而言，对污泥按来源进行分类，是比较符合实际处置需要的分类方式(冯智星等，2014)。

按污泥的来源不同，可将污泥分为河湖污泥、市政污泥及工业污泥3大类。河湖污泥是来自江河、湖泊的一类污泥，一般在河湖环境整治及清淤过程中产生，该类污泥有机质含量高，颗粒较细，比重液限相对较小，有害有毒物质含量很少，对环境的危害也相对较小，且在固化处理过程中，力学性质为主要的参考指标。市政污泥是指自来水厂或生活污水处理过程中产生的污泥，其产量是3类污泥中最大的，该类污泥有机质含量一般较高，但有毒有害物质的浓度却相对较低，主要由于产量很大，难以集中处理，而采用固化的处置方法会浪费大量的固化剂，不够经济，效果也不能达到预期，因而常常经过简单的脱水消化堆积于垃圾填埋场或污泥库中，且比较容易发生侧滑、失稳等事故，严重影响当地的环境。工业废水污泥主要是指工业废水处理过程中产生的污泥，该类污泥中的有机物及各种有毒有害污染物成分差别较大，其中重金属离子含量较大、种类复杂，这也是在稳定化过程中难以综合处理的原因所在。对工业污泥进一步根据来源细分，可分为造纸污泥、皮革污泥、印染污泥、金属加工污泥、食品加工污泥和电镀污泥等。一般工业污泥对环境的危害最大，因为其中的污染物和有毒重金属含量较多，不仅需要保证固化体的强度，且在稳定化过程中，也需要选择合适的固化材料对污泥中的各类污染物和重金属的浸出浓度进行控制。相比河湖污泥和市政污泥，工业污泥在处理处置过程中更需慎重对待，处理不当将会导致严重的二次污染。针对于不同类型的污泥，采用固化/稳定化技术进行处理时，可通过选择不同的固化剂及改变固化剂和污泥的配比来优化处置效果。

2　污泥固化剂

目前常用的污泥固化/稳定化材料分无机和有机两大类，包括石灰固化(Tyagi et al.，1996)、大型包胶(Mingot et al.，1995)、专用药剂固化(Wang Y M，2001)以及水泥固化等，但总体上以无机类材料为主，如水泥和石灰等，此外还包括粉煤灰、矿渣、底灰、氯化钙、黏土矿物等辅助材料。一般的无机固化剂加入到污泥当中能够形成坚硬的网格骨架，起到骨架构建体的作用，中和污泥的电荷及吸附架桥，改善絮体的形成面。加入固化剂后其一方面可以改变污泥的脱水性能，另一方面在后期的固化中起到一定的强度支撑作用(时亚飞等，2011)。基于经济性、技术可行性及污染物稳定效果，美国环保局已将水泥S/S技术推荐为处理有毒有害物废物的最佳处理技术(Gougar et al.，1996)。但是各类固化材料都有优缺点，如以碱性固化材料为主的固化剂前期作用比较明显，以硅酸盐水泥为主的固化材料则在一定的养护期后，其强度才能完全发挥，且用该类固化剂固化/稳定化后产物浸出液的pH值过高，会产生一定的环境问题。而其余辅助固化材料则主要是为了填充固化/稳定化后产物的孔隙形成完整的胶结体，使之能够获得更高的强度，以及对于重金属的封存起到增强的作用，而本身并不能够独立的对污泥起到固化/稳定化作用(郑修军等，2008)。

对于污泥的固化/稳定化而言，固化剂的选择是决定污泥固化/稳定化效果的重要因素，大体遵循以下几个原则：①污泥在经固化/稳定化处理后所形成的固化体应具有良好的抗浸出性、抗冻融性、抗干湿性、抗渗透性及足够的力学强度等；②固化/稳定化过程中材料和能量消耗要低，增容比要低；③固化/稳定化工艺过程简单、便于操作；④固化剂来源丰富，价廉易得；⑤处理费用低等(万辉，2001)。因此，为了达到理想的固化/稳定化效果，实际工程中常常将多种固化材料混合使用。考虑到污泥的特殊性和不断提高环境指标要求，开发新型高效固化剂一直是该领域学者的重要研究内容。

3　S/S技术衡量指标

根据污泥成分极其复杂的特点，及传统重水轻泥思想的影响(处理投资少)，通过固化/稳定化(S/S)技术将污泥填埋或作为填埋场覆盖材料是现阶段污泥处置比较经济适用的一种方式。这就需要污泥在经过固化/稳定化后，需要满足一般填埋物的要求。一是污泥本身的性质，主要是力学性质，即承载力要求；二是填埋后对环境可能造成的不良影响，需要对污泥填埋的环境安全性进行控制，以免污泥填埋后对地下水产生污染和散逸出刺激性气味而影响周围的环境(查甫生等，2008)。污泥经过固化/稳定化后，固化效果以无侧限抗压强度为参考指标；稳定化效果则采用毒性浸出试验测浸出体的重金属浓度来衡量。因此，这两点也是衡量污泥固化/稳定化效果的两个主要技术指标(朱伟等，2007)。

3.1无侧限抗压强度

目前，大多数国家都没有具体的脱水污泥填埋强度指标，只有德国对污泥填埋做出了强度上的要求，即无侧限抗压强度不小于50kPa(姚刚，2000)。然而污泥经预脱水后含水率居高不下(80%以上)，抗压强度只有10kPa左右，对于填埋的强度要求还远远不够。为此一些学者用水泥、石灰等固化剂来进行固化，但研究表明，某些情况下即使大幅增加某一种固化剂的掺量，也不能取得预期的固化/稳定化效果，根本原因是污泥中有机质含量高，无机固体颗粒成分少，一般得到的产物疏松多孔，无法构建有效的骨架(朱伟等，2007)。因此，大多数研究人员都不以单一材料作为固化剂，而是通过将几种材料混合进行固化，以满足强度标准。如林城等(2006)以膨润土为添加剂辅助硅酸盐水泥对污泥进行了固化试验研究，结果表明：在适宜的配比下，28d养护期后，抗压强度可以达到50kPa的填埋要求，且强度随着膨润土与水泥含量的增加呈增长趋势。李磊等(2005)用淤泥代替了部分水泥发现其固化效果比单独添加水泥的固化效果要好，其无侧限抗压强度明显增加。这可能是由于添加淤泥使固化体形成了较为坚固的骨架，从而增加了固化污泥的强度。国外的学者也用了一些辅助材料来进行固化，如Chu et al.(2002)利用铜渣辅助水泥对污泥进行了固化；Asavapisit(2005)等用燃烧灰辅助硅酸盐水泥作为固化材料来固化氰化锌电镀污泥；Cheilas(2007)用水泥和黄钾铁矾/明矾石的沉淀物混合来固化污泥，发现其经过适宜的养护期后强度都能达到填埋的要求。但是对于上述这些辅助材料，费用一般比较高，同时来源也不够丰富，不适用于大规模污泥的固化处理。

除以水泥作为主要固化剂外，一些学者还尝试了其他固化材料，也取得了不错的效果。如曹永华等(2006)以石灰为主要固化剂，通过对石灰+土+污泥、石灰+粉煤灰+污泥这两组试验方案来进行研究，发现在石灰含量达到20%、粉煤灰超过30%、土超过20%时，25d养护期后，固化试样刚刚能够达到填埋要求。石灰固化的主要原理是石灰加入污泥中后，干化过程中伴有大量复杂的化学反应，能够显著降低污泥的含水率和有机物含量，促进其强度发展。此外，Zheng et al.(2011)用5%的铝盐和10%的硫酸钙与污泥混合养护7d后测得其固化物的含水率为50%～60%，抗压强度为51.32±2.9kPa，也能够达到卫生填埋的强度要求。

由此可见，上述一些固化材料在特定的环境和试验条件下对污泥进行固化后，强度基本上可以达到50kPa，满足填埋要求，但在大规模应用方面还存在一些问题。尤其是很多学者发现了固化污泥的强度受污泥的初始含水率、养护时间、固化材料的种类和掺量等许多因素的影响(Dong et al.，2007)。

3.1.1初始含水率对固化强度的影响

污泥含有大量微生物菌体和有机胶体物质，粒径大多小于10-4m，因而污泥黏度大，孔隙小，水力渗透系数低，机械脱水困难(O’kelly et al.，2006；Glendinning et al.，2007)。污泥的高含水率是制约污泥处理效果的一个重要因素，众多学者围绕污泥的含水率对固化强度的影响进行了研究。张华等(2008)研究了污泥摊开自然风干时含水率变化对无侧限抗压强度影响，发现随着含水率的降低，污泥抗压强度呈线性增加。可见，在污泥未经固化之前，对其进行脱水，可以有效增加其抗压强度，这对后期固化有很好的铺垫作用。此外，初始含水率对污泥固化后的强度也有非常显著的影响，林城等(2006)分别对初始含水率为314%和357%的两种污泥进行了固化试验，发现前者的强度明显高于后者，最大差距达50～60kPa。常方强等(2010)也开展了类似试验，用石灰-黏土或水泥-黏土固化两种含水率的污水处理厂污泥，得到图2所示结果。当含水率从92.1%降到53.1%时，固化强度增大了2～10倍。污泥初始含水率的高低对污泥固化强度影响很显著的原因主要有以下两点：(1)含水率高加大了污泥颗粒间结合水化膜的厚度，减小了静电引力；(2)增大了污泥颗粒间的润滑作用，减小了摩擦力，从而导致强度降低。因此，鉴于强度对污泥固化后利用的重要性，通过降低污泥的初始含水率是可取的方法之一。

图2　固化强度与污泥含水率的关系(常方强等，2010)Fig.2　The relationship between strength of solidified sludge and water content of sludge(Chang et al.，2010)

3.1.2养护时间对固化强度的影响

大多数污泥在固化后都需要一定的养护时间以达到强度要求。掌握固化污泥强度随养护时间的变化规律对研究固化机理及指导工程实践有重要意义。曹永华等(2006)通过以石灰为主要固化剂再添加土和粉煤灰辅助固化，发现固化试样的强度随养护时间的增加而增加，养护25d后的强度是养护5d强度的10倍左右。常方强等(2010)也得到了类似的结论，相关结果如图2所示，不管以石灰还是水泥为主要固化剂，养护强度都是随养护时间的增加而增加，这主要是因为固化剂与水和污泥发生化学反应后，需要一定时间来生产骨架产物。此外，一些研究人员发现固化污泥强度与养护时间的关系与使用的固化材料有关。Ma et al.(2010)和Sun et al.(2014)分别用氯氧化镁水泥和硫代铝酸盐水泥代替硅酸盐水泥进行污泥固化研究，发现它们几乎在一天时间内就能达到填埋的标准强度(50kPa)，但后期强度增加相对较缓慢。但需要指出的是，养护时间并不是越长越好，很多学者发现基于水泥固化的污泥强度在28d后随养护时间的进一步增加无显著增大(李磊等，2005；林城等，2006)。试验研究的固化时间大多以28d为临界参考值。对于市政污泥的处理需要与实际相结合，应根据选用的固化剂种类确定合适的养护时间，以便达到最佳的固化效果。

3.1.3固化剂种类及掺入量对固化强度的影响

众多学者的研究成果表明，在强度方面水泥比石灰的固化效果要好，而且水泥相对容易获得，所以目前污泥固化基本以水泥为主要固化剂，同时辅以其他骨架材料。其中固化材料的配比对固化体的强度具有决定性作用。王宇峰等(2010)研究了不同水泥及本地土掺量对污泥固化强度的影响，试验所用污泥的初始含水率为79.01%，养护龄期为7d，以本地土为辅助添加剂，将水泥与本地土按不同配比进aa行混合，掺入量都是从0.05～0.25kg·kg-1，试验结果如图3，图4所示(其中a代表水泥的掺入量，b代表本地土的掺入量)。由图可以看出，当本地土掺量一致时，污泥固化强度随水泥掺量的增加而增加(图3)。但当水泥掺量一定时，本地土存在一个最优掺量，对应固化强度达到最大值(图4)。根据试验结果进行综合分析，得出污泥、水泥及本地土的最佳掺入量比为110：12：30。朱伟等(2007)在研究水泥和膨胀土固化污泥时，发现污泥、水泥和膨胀土的比例在7：2：1时，其固化产物的无侧限抗压强度能够达到最大值。曹永华等(2006)对石灰、土以及污泥的固化组合进行研究后，得出三者的比例1：4：5时固化体的无侧限抗压强度最高。尽管许多学者发现水泥掺入量的增加有利于提高污泥的固化强度，但同时也会导致固化成本攀升，且过多的水泥掺量会使浸出液的pH值显著增高，不利于某些污染物的稳定。因此，在确定固化污泥力学性质满足要求的前提下，应尽可能选择最优的固化剂配比，使固化效果达到最佳。

图3　水泥掺入量与强度的关系(王宇峰等，2010)Fig.3　The relations between cement amount and solidification intensity(Wang et al.，2010)

图4　本地土掺入量与无侧限抗压强度的关系(王宇峰等，2010)Fig.4　The relations between clay amount and solidification intensity(Wang et al.，2010)

影响污泥固化强度的因素还有很多，如污泥中有机质及重金属含量等。通常情况下，污泥中的有机质和重金属能够抑制固化剂的水化反应，影响污泥与固化剂的黏合，阻止水化产物形成一个完整的固结矩阵，3%污泥重量的有机质和重金属含量能够使固化体的强度降低90%以上，且含量越高，对水化反应的抑制越显著，固化污泥的力学强度则越低(Rachana et al.，2006)。通过对这些影响因素开展研究，有利于在实际工程中采取针对性措施对固化效果进行优化。

3.2浸出毒性

浸出毒性是评价S/S技术处理污泥有效性的另一个重要指标。浸出毒性是指采用规定的浸出液及浸出流程，对固体废弃物进行浸取所测定浸出液中污染物的浓度。固体废弃物是否具有浸出毒性的评价准则是浸出液中污染物的浓度是否超过规定的标准，如果超过说明该废弃物具有浸出毒性，则可能对环境造成潜在的污染。由于污泥经过固化后，并不是一个十分密实的整体，而是一种疏松多孔的材料，在渗滤液(主要是雨水和地下水)的物理冲刷和化学溶蚀作用下，固化体的渗透性不断增强，导致重金属的氢氧化物不断流失，重金属离子可能会再次溶出，危害土壤及地下水(Lombardi et al.，1998；Stanforth et al.，2005)。此外，污泥固化后堆置环境的渗滤液中一般含有大量的微生物，当渗滤液渗透过固化体时，污泥固化体中的有机物逐渐被微生物代谢消耗，致使固化体的稳定性不断降低，因而增加了重金属再溶出的可能性。所以，为了保证环境的安全，对污泥固化体浸出毒性的研究不可或缺。浸出毒性同时也是选择废弃物处理、处置方法的重要依据(Idachaba et al.，2003；李磊，2006)。

一般情况下，污泥中不同的重金属元素，存在的主要形式也可能存在较大的差异，即使是同一金属元素，在不同来源的污泥中存在的形态也有可能不同(Brown et al.，1979)。污泥中重金属主要以化合物的形式存在，有氧化物、氢氧化物、硫化物、硅酸盐、不可溶盐及有机络合物等，以自由离子形式存在的极少(Angelidis et al.，1989)。同时，不同形态的重金属离子对环境构成的威胁也不同，可溶态的重金属活动性强，对环境造成的威胁更大。对于污泥中不同的重金属元素经过固化后的浸出问题，国内外的学者进行了大量的试验研究。

如Phenra et al.(1999)用水泥稳定化污泥中的含砷污染物，试验结果表明，当水泥作为主要的固化剂时，与水或者石灰、水反应所形成的固化环境下可以有效阻止砷离子的溶出。Chang et al.(1999)利用废弃的火山灰作为添加剂结合水泥稳定化工业制革污泥，试验中污泥与固化剂的质量混合比例控制在5：3，经28d养护后，溶出的重金属浓度控制在浸出的标准以下，远远小于起始浓度。吴芳等(2003)研究了水泥稳定化电镀污泥中的Cu和Ni离子，发现Cu离子的浸出浓度只有未经固化时浓度的15‰，由 7810mg·L-1降到 115mg·L-1；而Ni离子由初始的 22415mg·L-1下降到 2212mg·L-1，降低了90%左右，稳定化效果相当显著。除了最常用的水泥固化剂之外，涂洁等(2003)采用以工业废渣为主要原料制成HAS土壤固化剂，对电镀污泥进行稳定化处理，经过一定的养护期后进行浸出试验，浸出液中不同的重金属离子的浓度均在浸出标准以内。由以上的试验结果可以看出，污泥中的重金属经过稳定化处理后，大多被稳定在固化体中，对环境的危害大大降低。这主要是化学反应的结果，固化剂与污泥混合后，固化剂中的盐类与污泥中的重金属离子反应生成了难溶于水的重金属盐(主要为氢氧化物)，从而使固化体中的重金属离子难于溶出。此外，固化剂与污泥水化反应的产物(水化硅酸钙)能够填充固化体中的孔隙，是固化体结构更致密，也能有效阻碍重金属离子的溶出(金艳等，2011)。对于重金属离子的浸出浓度，其值也并非一定，受很多因素影响。对此，很多学者也开展相关研究，发现pH、Eh值和固化剂的掺入量等是影响重金属溶出的主要因素。

表1　固化块重金属浸出浓度与水溶液pH值的关系(王继元，2006)

Table 1　The relations between heavy metals leaching concentration of solidified body and pH value of aqueous solution(Wang，2006)

pH值36781012成分浸出浓度浸出率浸出浓度浸出率浸出浓度浸出率浸出浓度浸出率浸出浓度浸出率浸出浓度浸出率总Cr0.210.0220.210.0220.160.0150.200.0190.260.0270.210.015Cr(Ⅵ)0.100.0230.170.0290.100.0230.110.0250.150.0380.140.022Ni<0.010.015<0.01<0.01<0.01<0.01Cu0.180.00510.040.00090.030.00050.070.00160.040.00010.050.0011Zn0.030.00310.010.0006<0.01<0.01<0.01<0.01

浸出浓度单位mg·L-1；浸出率10-2

3.2.1pH及Eh对重金属溶出的影响

一般认为pH值是控制重金属活动性的首要因素。在生产实践中，重金属污泥经固化剂稳定化后，常置于露天的环境中，可能会遇到不同pH值水溶液的浸泡，因此很有必要对此开展针对性研究。王继元(2006)通过试验对固化块的重金属浸出浓度与pH值的关系进行了研究(合适配比下，12d浸泡时间)，试验结果(表1)。从表1可以看出，在不同pH值浸出液的浸泡下，大部分重金属离子的浸出浓度极低，只有6价铬与总铬的浸出浓度略偏高(所有重金属的浸出浓度都在浸出标准以下)，说明采用水泥作为主要固化剂处置含重金属污泥的稳定化效果比较理想。此外，从表格还可以看出，水溶液的pH值为7.0时，重金属浸出浓度相对最低，水溶液pH值偏高或偏低均会使重金属浸出浓度升高。钟玉风等(2007)在试验中也得到了类似的结论，他们发现当pH为酸性条件时，随着pH值的升高，总Cr和Ni的浸出浓度逐渐减小，当pH为碱性条件时，随着pH的升高，总Cr和Ni的浸出浓度增大，在中性条件时，则相对最小。与此同时，pH值对不同重金属浸出的影响也是不一样的，如pH值对Cr的浸出影响较大，但对Ni的影响较小，Ni的浸出浓度和对应浸出率基本都小于 0.01mg·L-1和0.01%。此外，国外的学者Carmalin et al.(2005)及Malviya et al.(2006)的研究也证实了上面的结论。因此，在实际工程中，将处理污泥的pH环境控制在中性条件下，比较有利于限制重金属的溶出。

与pH值类似，Eh值是影响重金属活动性的另一个重要因素。针对pH值、Eh值，李磊等(2006)采用试验研究了这两种因素对固化污泥中重金属稳定性的影响，结果表明在低pH值和高Eh值时，Cu离子的浸出率最大；而在高pH值和低Eh值时，Cu离子的浸出率明显减小，说明低Eh值和高pH值时(相对于较低的pH值而言)对抑制固化物的浸出性有较好的效果。此外，微生物的活动也能引起pH与Eh值的变化，并直接影响重金属离子的溶出，但目前对于这方面的研究还十分薄弱，有待加强。

3.2.2固结剂掺量对重金属溶出的影响

如同固结剂掺量对固化污泥强度的影响一样，固化剂掺量对重金属的浸出性影响也是十分显著的。通常情况下，固结剂掺量越高，重金属浸出浓度越低。钱春军(2010)将污泥与固化剂以不同的比例混合养护一段时间后，对固化块进行了浸出毒性试验，所得到的结果(表2)，结果表明随着添加固化剂的比例逐渐增加，浸出的重金属离子浓度明显降低，且在规定的环境浸出标准以下。王继元(2006)研究了水泥掺量对Cr离子浸出的影响，发现随水泥掺量的增加，Cr的浸出率降低，

表2　稳定化污泥浸出液中重金属离子浓度(mg·L-1) (钱春军，2010)

Table 2　The concentration of heavy metal ion of solidified sludge leaching solution(Qian，2010)

M：mCuZnCdCrNi95：50.584.810.0070.120.10290：100.654.410.0060.110.09380：200.021.890.0020.050.04070：300.021.730.0020.050.036

M为化学污泥；m为固化剂

当水泥与电镀重金属污泥的比值为1：0.8的时候，可取得最佳的稳定化效果，但当水泥减少10%的时候，Cr的浸出率增加了1.6倍。赵萌等(2003)研究了水泥掺量对含砷污泥稳定化后砷离子的浸出性，他们发现：在试验初期，随着水泥掺量的增加砷离子的浸出浓度降低非常明显，但当水泥掺量到30%的时候，砷离子浸出浓度降幅变缓，到后期基本上随水泥掺量的增加无明显变化。这些结果表明，合适的固化剂掺量对重金属的浸出性有重要影响。尽管增加固化剂掺量对固化体的强度及重金属的溶出控制有一定的正面作用，但同时也会导致处理成本和固体增容比的增加。所以一味的提高固化剂的掺量并不是万全之策。

除了pH值、Eh值以及固结剂掺量，其他因素如固化体的养护时间、浸出液浸泡时间等都对固化污泥中的重金属离子浸出有一定的影响。在实际工程中，应综合考虑污泥中重金属的种类和污泥处理环境条件，选择最佳的固化/稳定化方案。但从本质上来讲，污泥经过固化/稳定化后，固化块的强度及重金属的浸出问题都可以通过选择不同的固化/稳定化材料和优化污泥与固化剂的配比得到有效控制。

4　S/S机理分析

在污泥的S/S技术研究与应用中，不仅需要合理地选择固化剂，更应该掌握不同固化剂的固化/稳定化机理，这也是本课题研究的关键所在。

首先是污泥的固化机理，主要为物理改性和化学加固两个方面。本文以目前应用范围最广的水泥基固化剂为主要对象，重点阐述这类无机S/S技术的固化和稳定机理。一般而言，固化机理主要有以下4个方面(李磊等，2006)：污泥自身具有一定的强度；污泥颗粒的团粒化运动；固化剂反应产生的胶凝性物质使污泥颗粒胶结成一体；水泥水化以及石灰干化生成氢氧化钙后，与污泥颗粒中的一些胶凝性物质反应，进一步胶结污泥颗粒，增加强度。其次，稳定化机理主要是由以下两点来解释：污泥经过水泥和石灰稳定化后，一般具有较高的pH值，在碱性条件下，污泥中的重金属离子能够生成难溶于水的碳酸盐和氢氧化物等；此外，由于水泥的水化反应生成了很稳定的晶格，重金属离子被封存在晶格中难于浸出(董兴玲等，2008)。由于污泥具有高含水率及高有机物含量的特点，自身强度极低。在自然脱水以及加入固化剂的情况下，能使污泥的含水率降低，结合水化膜厚度变薄，增加粒子间的吸附力，从而提高其强度。其次，当污泥中掺入水泥或石灰等固化剂及粉煤灰等辅助材料后，污泥中会发生一系列的化学反应，生成硅酸钙、氢氧化钙等一些次生矿物，这些化学反应的产物能够填充污泥中的大孔隙，使结构更加紧凑，强度得到提高。再者，水化产物的凝胶作用可以团粒化污泥中的土颗粒，进一步增加其固化体的强度。但是由于污泥中的有机质以及重金属含量比较高，会阻止一部分反应，使污泥得不到充分的固化，导致固化块强度普遍不高。

水泥或石灰的水化产物(氢氧化钙、水化硅酸钙及铝酸钙等)能够吸附、包裹和沉淀污泥中的重金属离子，这是水泥稳定污泥中重金属的最主要的原因。用固化剂处置后，污泥中的重金属及其他有害物质被封闭在固化体内，从而达到在复杂的环境中不易溶出的目的(王月香，2011)。而添加一些黏土矿物、粉煤灰、矿渣以及铜渣等，其一方面能够填充污泥固化体中的一部分孔隙，使其结构更加致密，其次，它们能够对污泥中的重金属离子起到一定的包裹作用，使其重金属离子更加不易溶出。

为了更好地掌握上述基于水泥与石灰等无机类材料的污泥固化/稳定化机制，国内外的学者进行了大量的微观结构研究，主要以X-射线衍射(XRD)分析和扫描电镜(SEM)分析为主。

XRD分析是基于不同的矿物晶体具有不同的晶格排列，呈现不同的衍射特征，从而来了解固化反应中生成的水化产物种类及含量的一种有效手段(Siham et al.，2008；Chrysochoou et al.，2010)。Cheng et al.(2013)基于水泥固化剂开展了详细的研究，指出水泥的水化程度对固化/稳定化污泥的强度及化学污染物的稳定效果起决定性作用。他们用XRD探测污泥中的C3S和C2S或者水化产物的含量，可以分析水泥的水化程度，为研究水泥水化程度对固化/稳定化效果的影响提供了重要的参考指标，根据固化体的成分可进一步分析固化/稳定化机理。金艳等(2011)采用XRD对水泥、氯化钙等材料混合固化污泥的成分进行了研究，发现固化块的主要成分为原硅酸钙、碳酸钙、水化硅酸钙等，它们结构致密，并含有大量的颗粒状结晶，推测为水化硅酸钙等凝胶物质。水化硅酸钙等物质的生成能极大提高固化块的抗压强度，并能有效地阻碍重金属离子的溶出。国外关于XRD分析固化体矿物组成的研究比较普遍，如Katsioti et al.(2008)采用膨胀土-水泥混合物对重金属污泥进行固化/稳定化并开展了XRD分析，结果显示几乎所有试样的XRD图都出现了相同的峰值，固化/稳定化产物的主要成分是钙-硅-氢、氢氧化钙和钙矾石、硅酸钙等。当水泥的主要成分硅酸钙水化后，几乎同时生成了钙-硅-氢、氢氧化钙和钙矾石等，这些水化产物的生成直接导致水泥硬化，形成一个比较完整的整体，从而有效提高固化体的强度并封闭重金属离子。Cheilas(2007)采用用黄钾铁矾与明矾混合物作为辅助剂对重金属污泥固化/稳定化，他们的XRD分析结果与上述研究基本一致。

SEM分析是一种获取微观结构图片的方法，可以观察固化/稳定化污泥的微观结构，并根据反应产物的微观结构特点分析所生成的反应产物(王星华，1999；白冰等，2001)。曹永华等(2006)对基于水泥基材料固化/稳定化污泥前后的微观结构进行了SEM对比分析，污泥固化/稳定化前，即使龄期达到25d，孔隙含量依然很高，而固化/稳定化后污泥的孔隙含量明显降低，固化块的密实性得到了显著提高。对于同一试样，随着时间的推移，其密实性也逐渐提高，这是导致固化体强度增加的一个重要原因。钱春军等(2010)也采用SEM对水泥基材料固化/稳定化污泥的微观结构进行了分析，结果表明：在污泥的固化/稳定化过程中，污泥中的Al、Ca、Fe、Mg和Zn等离子与固化剂发生胶凝反应，生成针状和长柱状的晶体，且这些晶体相互交叉成网状结构，为固化体提供了坚硬的骨架，从而提高固化体的密实性和强度。Ma et al.(2010)用镁氧氯水泥(MOC)固化污泥，然后用扫描电镜分析，在固化产物的表面发现了针状和蜂窝状的微观结构晶体，晶体之间相互连接，形成一个均匀的网格。在Mg-Si-Al和MgO-MgCl2-H2O的联合作用下，固化体有较高的力学特性，对重金属的包裹作用也较强。此外，其他学者对固化/稳定化污泥的微观结构研究也得到了类似结论，即固化/稳定化后污泥的密实度增加，孔隙减少，并在内部形成比较完整的骨架结构，这些是导致固化/稳定化污泥强度和重金属包裹能力增加的主要原因。

5　总结及展望

采用S/S技术对污泥进行处理具有重要的工程及环境意义。本文结合国内外在该领域所取得的成果，着重从固化剂种类、S/S污泥的物理化学性质、主要技术指标、关键影响因素及机理等方面的研究现状进行了总结，取得如下主要认识：

(1)污泥主要包括河湖污泥、生活污泥和工业污泥3大类，由于不同种类的污泥成分差别很大，处置方式也不尽相同。

(2)污泥固化/稳定化材料有很多种，但总体上以水泥和石灰等无机类固化材料为主，取得的效果也更理想。为了进一步优化固化/稳定化效果，往往需要再添加一些辅助类材料。

(3)固化体的无侧限抗压强度和浸出毒性是衡量污泥固化/稳定化效果的两大关键技术指标。前者体现的是力学性质，后者体现的是环境安全性。

(4)影响污泥固化/稳定化效果的因素有很多，如污泥的初始含水量、养护时间、固化剂的种类、配比、后期固化体所处的环境等。

(5)固化剂及其产物在污泥中形成骨架，并通过物理化学作用与污泥颗粒胶结和填充大的孔隙，从而起到固化增强作用；固化剂及其水化产物主要通过吸附、包裹和沉淀作用，将污泥中的重金属及有害物质封闭在固化体内，从而达到在复杂的环境中不易溶出的目的。

(6)在实际工程中，通过选择合适的固化剂材料，优化配比，合理控制固化/稳定化时间、外部环境条件等，可使污泥的处理效果达到最佳。

尽管国内外学者围绕污泥的固化/稳定化处置这个课题开展了很多有意义的研究工作，但在制约S/S技术大规模应用的某些关键点的研究深度和广度还远远不够，为此笔者进行了总结，认为今后应该在以下几个方面开展重点研究：

(1)改善污泥的前期脱水效率。由于污泥含有大量有机质，颗粒细小，渗透系数低，虽然出厂时采用机械方式进行脱水，但效率并不高，初始含水率通常大于80%，极大增加了后期处理的难度。因此，如何从工艺上和技术上改善污泥的前期脱水效率，对提高污泥固化/稳定化效果和降低处理成本具有非常重要的意义。

(2)进一步掌握固化体的变形特性。当前关于固化体的工程性质研究主要局限于力学强度方面，而与力学强度同等重要的变形性质却未得到应有重视，往往会导致固化体填埋和资源化利用过程中出现安全隐患。

(3)开发针对多种重金属离子的综合S/S技术。不同的固化剂对污泥中不同的重金属离子的稳定能力并不一样，目前大多数的S/S技术只能对一种或两种主要重金属离子具有较好的稳定效果。但在我国，污泥中往往同时存在多种含量较高的重金属离子，从而极大增加了处理难度，因此，开发出能同时对多种重金属离子均具有较好的稳定能力的S/S技术是接下来的研究重点。

(4)污泥经过固化/稳定化处理后，后期处置环境大多比较复杂，尤其对于填埋处置，关于二次污染的现场追踪及观测试验研究资料甚少，不利于环评工作的开展。其次，相关理论研究工作还有待深入，建立适当的模型来模拟重金属离子在固化体中的溶出过程及其在土壤、地下水中的迁移扩散规律，对指导污泥处理处置具有重要参考意义。

(5)研发新型固化剂。目前已有的固化剂虽然在污泥固化/稳定化方面具有一定的效果，但传统的水泥、石灰等固化剂在生产过程中会排放大量二氧化碳，产生间接环境问题。因此，研发新型高效尤其是低碳节能的固化剂是该课题今后的重要研究方向之一，一些发达国家已经在这方面进行了较大的投入。

Angelidis M, Gibbs K J.1989.Chemistry of metals in anaerobically treated sludge[J].Water Research，23(1)：29～33．

Asavapisit S, Naksrichum S, Harnuajanawong N.2005.Strength，leachability and microstructure characteristics of cement-based solidified plating sludge[J].Cement and Concrete Research，35(6)：1042～1049．

Bai B，Zhou J.2001.The applications and advances of SEM in geotechnical engineering[J].Journal of Chinese Electron Microscopy Society，20(2)：154～160．

Brown M J, Lester J N.1979.Metal removal activated sludge：the role of bacterial extracellular Polmers[J].Water Research，13(9)：817～837．

Cao Y H，Yan S W，Zhao L J.2006.Engineering properties and microstructure feature of solidified sludge[J].Rock and Soil Mechanics，27(5)：740～744．

Carmalin S A，Kanchana S.2005.Assessment of the mechanical stability and chemical leachability of immobilized electroplating waste[J].Chemosphere，58(1)：75～82.

Chang F Q，Tu F，Luo C S.2010.Sewage sludge solidification and its influencing factors[J].Journal of Fujian University of Technology，8(3)：258～261．

Chang J，Lin T，Ko M，et al.1999.Stabilization/solidification of sludge containing heavy metals by using cement and waste pozzolans[J].Environ Sci.Health：Toxi.Hazard.Subst.Environ.Part(A)，35(5)：1143～1160．

Cheilas A，Katsioti M，Georgiades A，et al.2007.Impact of hardening conditions on to stabilized/solidified products of cement-sewage sludge-jarosite/alunite[J].Cement & Concrete Composites，29(4)：263～269．

Chrysochoou M，Grubb D G，Drengler K L，et al.2010.Stabilized dreged material.Ⅲ：mineralogical perspective[J].Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering，136(10)：1037～1050．

Chu J，Lim T，Goi M.2002.Potential use of stabilized sewage sludge for land reclamation[J].Journal of the Institution of Engineers，Singapore，42(6)：36～42．

Dong W K，Feng J H，Yang X Q.2007.Synthesis and crystal structure of a five-coordinated Cu(Ⅱ)dimer with 4，4′ dibromo-2，2′ethylenedioxybis(nitrilomethylidyne) diphenol[J].Synthesis and Reactivity in Inorganic，Metal—Organic，and Nano-Metal Chemistry，37(3)：189～192．

Dong X L，Zhang H Y，Wang J F，et al.2008.Leaching hazardness of the heavy metals from cement solidified sludge[J].Environmental Engineering，26(2)：74～75．

Feng Z X，Du D H，Xie Q W，et al.2014.The research of the sludge classification and recycling technology[J].Guangdong Chemical Industry，41(10)：186～188．

Glendinning S，Lanmont-Black J，Jones C J F P.2007.Treatment of sewage sludge using electrokinetic geosynthetics[J].Journal of Hazardous Materials，139(3)：491～499．

Gougar M D，Scheetz B Z，Roy D M.1996.Ettringite and C-S-H Portland cement phases for waste ion immobilization：A review：Waster Management，16(4)：295～303．

Idachaba M A，Nyavor K，Egiebor N O.2003.Microbial stability evaluation of cement-based waste forms at different waste to cement ratio[J].Journal of Hazardous Materials，96(2-3)：331～340．

Jin Y，Song F Y，Zhu N W，et al.2011.Experiments on solidification of sludge with different solidifying agents[J].Environmental Pollution and Control，33(2)：74～78．

Katsioti M，Katsiotis N，Rouni G.2008.The effect of bentonite/containing heavy metals[J].Cement & Concrete Composites，30：1013～1019．

Li L, Zhu W，Lin C.2005.Experimental study on sludge solidification by using skeleton construction method[J].Chinese Water & Waste Water，21(6)：41～43．

Li L，Zhu W，Lin C.2006.Effect of Thiobacilli on the leaching of heavy metal from solidified sludge[J].Environmental Science，27(10)：2105～2109．

Li L.2006.Study on sludge solidification technology and heavy metal pollution control[D].Nanjing：Hohai University．

Lin C, Zhu W，Han J.2013.Strength and leachability of solidified sewage sludge with different additives[J].Journal of Materials in Civil Engineering，25(11)：1594～1601．

Lin C，Zhu W，Li L.2006.Basic mechanical behaviors of cement-solidified sludge using calcium-bentonite as additive[J].The Second National Academic Conference on geotechnical and Engineering.(10)：313～317．

Lombardi F，Mangialardi T，Piga L，et al.1998.Mechanical and leaching properties of cement solidified hospital solid waste incinerator fly ash[J].Waste Management，18(2)：99～106．

Ma J L，Zhao Y C，Wang J M，et al.2010.Effect of magnesium oxychloride cement of stabilization/solidification of sewage sludge[J].Construction and Building Materials，24(1)：79～83．

Malviya R，Chaudhary R.2006.Factors affecting hazardous waste solidification/stabilization：A review[J].Journal of Hazardous Materials，137(1)：267～276．

Mingot J，Obardor A，Manuc J，et al.1995.An extraction sequential fraction of heavy metals in water treatment sludge[J].Environment Technology，(9)：869～876．

O’kelly B C.2006.Geotechnical properties of municipal sewage sludge[J].Geotechnical and Geological Engineering，24(4)：833～850．

Phenrat T，Marhaba T F，Rachakornkij M.2007.XRD and unconfined compressive strength study for a qualitative examination of calcium-arsenic compound retardation of cement hydration in solidified/stabilized arsenic-iron hydroxide sludge[J].Journal of Environmental Engineering，133(6)：595～607.

Qian C J.2010.Development of engineering technology of sewage sludge solidification and its application[J].Environmental Sanitation Engineering，18(06)：55～61．

Rachana M，Rubina C.2006.Leaching behavior and immobilization of heavy metals in solidified/stabilized products[J].Journal of Hazardous Materials，137(1)：207～217．

Shi Y F，Yang J K，Li Y L，et al.2011.Review on sludge dewatering and solidification based on skeleton builders[J].Environmental Science & Technology，34(11)：70～75．

Siham k，Fabrice B，Edine AN，Patrick D.2008.Marine dredged sediments as new materials resoruce for road construction[J].Waste Management，28(9)：19～28．

Stanforth R，Yap C F，Nayar R.2005.Effects of weathering on treatment of lead contaminated soils[J].Journal of Environmental Engineering，131(1)：38～48．

Sun X H，Zhu W，Qian X D，et al.2014.Exploring cementitious additive for pretreatment of high-early-strength sewage sludge from the perspective of the rapid generation of nonevaporable water[J].Journal of Materials in Civil Engineering，26(5)：878～885．

Tu J，Hou H B.2003.Study on the effect of electroplating sludge stabilized by HAS solil￣hardening agent[J].Environmental Engineering，21(4)：44～47．

Tyagi R D，Meunier N，Blais J F.1996.Simultaneous sewage sludge and metal leaching：effect of temperature[J].Applied Microbiology and Biotechnology，46(4)：422～43．

Wan H.2001.Analysis of cement solidification technique and technology of sludge[J].Construction and Design for Project, 6：21～22.

Wang J Y.2006.Research on cement solidification experiment of electroplation heavy metal sludge[J].Chemical Industry Times，20(1)：44～47.

Wang X H.1999.SEM study of hardening processes of clay-hardening grouts[J].Chinese Journal of Geotechnical Engineering, 21(1)：34～40．

Wang Y F，Li R H，Wang X Q，et al.2010.Research on municipal sewage sludge solidification treatment[J].Applied Chemical Industry，39(6)：854～856,859．

Wang Y M.2001.Stabilization of an elevated heavy metal contaminated site[J].Journal of Hazardous Materials，88：63～74．

Wang Y X.2011.Overview of solidification/stabilization of sludge[J].Sichuan Building Science，37(5)：206～210．

Wu F, Luo A P，Li N.2003.Experimental study on solidification and soaking test of sewage sludge containing heavy metal ion[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control，4(12)：40～43．

Yang G Q.2000.Solid waste disposal engineering[M].Beijing：Science Press．

Yao G.2000.Sewage sludge treatment，use and disposal in Germany(Ⅱ)[J].Urban Environment & Urban Ecology，13(2)：24～26.

Zha F S，Cui K R，Xi P S，et al.2008.Discussion on disposal and utilization of technologies of sludge[J].Rock and Soil Mechanics，29(S1)：555～558,562.

Zhang H，Fan J J，Zhao Y C.2008.GeotechnicaI characterization of dewatered sewage sludge for landfilling[J].Journal of Tongji University(Natural Science)，36(3)：361～365．

Zhao M，Ning P.2003.Treatment of arsenical sludge solidification[J].Journal of Kunming University of Science and Technology(Science and Technology)，28(5)：100～104．

Zheng G Y，Yan X F，Zhou H Y，et al.2011.Effects of calcined aluminum salts on the advanced dewatering and solidification/stabilization of sewage sludge[J].Journal of Environmental Sciences，23(7)：1225～1232．

Zheng X J，Zhu W，Li L，et al.2008.Optimization experiment study of sludge solidifying materials[J].Rock and Soil Mechanics，29(S1)：571～574．

Zhong Y F，Wu S L，Dai Y F，et al.2007.A study on solidification and soaking toxicity of galvanized sludge[J].Nonferrous Metals Engineering & Research，28(23)：95～97．

Zhu W，Lin C，Li L，et al.2007.Solidification/stabilization(S/S) of sludge using calcium-bentonite as additive[J].Environment Science，28(5)：1020～1025．

白冰，周健.2001.扫描电子显微镜测试技术在岩土工程中的应用与进展[J].电子显微学报，20(2)：154～160．

曹永华，闫澍旺，赵乐军.2006.固化污泥的工程性质及微观结构特征[J].岩土力学，27(5)：740～744．

查甫生，崔可锐，席培胜.2008.污泥的处置及利用技术探讨[J].岩土力学，29(增刊)：555～558，562．

常方强，涂帆，罗才松.2010.污水处理厂污泥固化及影响因素的试验研究[J].福建工程学院学报，8(3)：258～261．

董兴玲，张虎元，王锦芳，等.2008.水泥固化污泥中重金属的浸出危害性研究[J].环境工程，26(2)：74～75．

冯智星，杜道洪，谢庆文，等.2014.污泥分类处置及其资源化再生利用技术的研究[J].广东化工，41(10)：186～188．

金艳，宋繁永，朱南文，等.2011.不同固化剂对城市污水处理厂污泥固化效果的研究[J].环境污染与防治，33(2)：74～78．

李磊，朱伟，林城.2005.骨架构建法进行污泥固化处理的试验研究[J].中国给水排水，21(6)：41～43．

李磊，朱伟，林城.2006.硫杆菌对固化污泥中重金属浸出的影响[J].环境科学，27(10)：2105～2109．

李磊.2006.污泥固化处理技术及重金属污染控制研究[D].南京：河海大学．

林城，朱伟，李磊.2006.固化污泥的基本力学性质研究——以膨润土为辅助添加剂[J].第二届全国岩土工程学术大会论集，(10)：313～317．

钱春军.2010.城市污泥固化处理工程技术研发与应用[J].环境卫生工程，18(6)：55～61.

时亚飞，杨家宽，李亚林，等.2011.基于骨架构建的污泥脱水/固化研究进展[J].环境科学与技术，34(11)：70～75．

涂洁，侯浩波.2003.HAS土壤固化剂对电镀污泥处理效果的研究[J].环境工程，21(4)：44～47．

万辉.2001.浅析污泥水泥固化技术和工艺[J].工程建设与设计，6：21～22．

王继元.2006.电镀重金属污泥的水泥固化处理试验研究[J].化工时刊，20(1)：44～47．

王星华.1999.黏土固化浆液固结过程的SEM研究[J].岩土工程学报，21(1)：34～40．

王宇峰，李瑞红，王小强，等.2010.城市污水污泥固化处理试验研究[J].应用化工，39(6)：854～856，859．

王月香.2011.污泥的固化稳定化技术综述[J].四川建筑科学研究，37(5)：206～210．

吴芳，罗爱平，李楠.2003.含重金属水处理污泥的固化和浸出毒性研究[J].环境污染治理技术与设备，4(12)：40～43．

杨国清.2000.固体废物处理工程[M].北京：科学出版社.

姚刚.2000.德国的污泥利用和处置(Ⅱ)[J].城市环境与城市生态，13(2)：24～26．

张华，范建军，赵由才.2008.基于填埋处置的污水厂脱水污泥土工性质研究[J].同济大学学报(自然科学版)，36(3)：361～365．

赵萌，宁平.2003.含砷污泥的固化处理[J].昆明理工大学学报(理工版)，28(5)：100～104．

郑修军，朱伟，李磊，等.2008.污泥固化材料优选试验研究[J].岩土力学，29(增)：571～574．

钟玉凤，吴少林，戴玉芬，等.2007.电镀污泥的固化及浸出毒性研究[J].有色冶金设计与研究，28(23)：95～97．

朱伟，林城，李磊，等.2007.以膨润土为辅助添加剂固化/稳定化污泥的试验研究[J].环境科学，28(5)：1020～1025．

ADVANCES ON SOLIDIFICATION/STABILIZATION OF SLUDGE DISPOSAL

WANG PengTANG ChaoshengSUN KaiqiangCHEN ZhiguoXU ShikangSHI Bin

(School of Earth Sciences and Engineering，Nanjing University，Nanjing210046)

Solidification/stabilization(S/S) is an effective technique to disposal sewage sludge.It adds solidifying materials to the sludge.The solidifying materials and sludge occurs a series of physical and chemical reactions.It improves the mechanical strength and stabilizes the heavy metal pollutants in the sludge and can achieve the purpose of the safe disposal of sludge and resource utilization.It is therefore of significance to develop new technology for the treatment and disposal of sludge.This paper is based on the achievements at home and abroad for the recent years in this field and summarizes the advances of several important aspects on this topic.They include the types of sludge，species of solidifying agent，main measures of solidified sludge effect，factors that affects the solidified effect and solidifying/stabilizing mechanisms.The following important knowledge can be drawn：Sludge can be classified into river/lake sludge，municipal sludge and industrial sludge by the source.Due to the big differences of the sludge composition，the corresponding disposal methods are also different.For the widely used S/S technique，the most commonly used solidification agent can be divided into two categories：inorganic and organic agents.The dominant inorganic solidifying agent includes cement，lime，and uses some industrial slag，clay as auxiliary material.the two important indexes are the unconfined compressive strength and leaching toxicity in terms of main measure indexes.The initial moisture content，curing time，and the species of solidifying agent and ratio and the pH and Eh values are the main types of factors which affects the solidifying/stabilizing effect.Solidifying agent and its products form the skeleton in the sludge.The sludge particle is cemented and its pore is filled by the physical and chemical reactions，to achieve treatment effect.Harmful substances will be enclosed in the curing body by physical package，precipitation and absorption between solidifying agent and its products，to achieve the purpose of harmless and stabilization.Finally，based on the above understanding and current research shortages in this topic，some important research topics that should be well investigated in future are proposed.They include increasing the permeability coefficient of sludge，understanding the deformation properties of the cured body，development of new technology for multiple heavy metal ions stabilization，models for simulating and predicting the dissolution and migration of heavy metal ions and development of new solidifying agent．

Sludge，Solidification/stabilization，Technical indicators，Influencing factors，Solidifying/stabilizing mechanism

10.13544/j.cnki.jeg.2016.04.022

2015-03-26;

2015-10-13.

优秀青年科学基金项目(41322019)，国家自然学科基金项目(41572246)，国家自然科学基金重点项目(41230636)，江苏省自然科学基金项目(BK2011339)，“青蓝工程”资助.

简介：唐朝生(1980-)，男，博士，教授，主要从事工程地质与环境岩土工程方面的教学和研究工作.Email: tangchaosheng@nju.edu.cn

P642.16+4

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