張俊杰，劉 波，沈漢林，溫 泉，劉 穎，張柏林，張深根?

1) 北京科技大學新材料技術研究院，北京 100083

2) 北京科技大學順德研究生院，佛山 528399

3) 新疆有色金屬研究所，烏魯木齊 830009

垃圾焚燒技術憑借減量化、無害化和資源化已成為我國城市生活垃圾的主要處置方式，2020年全國生活垃圾清運量高達23511.7 萬噸，其中焚燒處理14607.6 萬噸，占當年生活垃圾無害化處理量的62.29%[1].然而生活垃圾焚燒會產生占原生垃圾總量2%～15%的垃圾焚燒飛灰（簡稱飛灰）[2].飛灰成分十分復雜，包括二噁英、呋喃等持久性有機物和重金屬鹽等，屬于HW18 類危險廢棄物，若處置不當將對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成嚴重威脅.隨著垃圾焚燒技術的發(fā)展，飛灰的無害化處置、資源化利用已經成為亟需研發(fā)的重要課題.

目前飛灰主要經螯合劑穩(wěn)定重金屬或水泥固化，滿足《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB-16889—2008）要求后進行填埋處置.國內飛灰填埋場的建設和運行費用高，缺乏針對飛灰填埋的規(guī)范與環(huán)保標準，存在二次污染風險，且飛灰產生量大，螯合穩(wěn)定和水泥固化不能實現飛灰減容化，因此占用了大量土地資源，一些大城市危險廢物填埋場庫存已趨于飽和.

熔融處理對飛灰的減容、重金屬固化、二噁英降解效果極其顯著，被認為是實現飛灰無害化的有效選擇之一[3].飛灰經與富含硅鋁氧化物的固廢協同熔融處理后，可轉化為鈣硅鋁體系熔渣，冷卻后形成玻璃體，重金屬可在原子尺度固化在玻璃體的硅酸鹽網絡中，更重要的是，飛灰中二噁英類物質（PCDD/Fs）受熱發(fā)生脫氯和分解反應得到徹底地降解，毒性當量降低，實現飛灰的無害化，玻璃體可通過形核、析晶等熱處理制備陶瓷材料，也可作為摻和料制備膠凝材料.

1 垃圾焚燒飛灰產生及環(huán)境風險

根據國家統計年鑒中2009～2020 年我國生活垃圾清運量數據，由2009 的15734 萬噸增長到了2019 年的24206 萬噸[1]，并且自2015 年開始生活垃圾清運量的增長率均在5%以上（圖1 所示）.較2019 年數據，2020 年全國生活垃圾清運量增長率為-2.86%，但總量依然高達23511.7 萬噸.

圖1 2009～2020 年我國生活垃圾清運量及增速趨勢Fig.1 Growth trend of domestic waste removal in China from 2009 to 2020

我國生活垃圾焚燒爐型主要分為爐排爐和循環(huán)流化床，飛灰主要產生于焚燒爐的煙氣凈化過程，集中在煙氣管道、除塵裝置和凈化裝置，產生量分別占原生垃圾總量的2%～5%（爐排爐）和8%～15%（循環(huán)流化床）[2].以產生量占原生垃圾總量5%計算，2020 年全國飛灰的產生量為730.4 萬噸，多以堆存、填埋為主，危害巨大.飛灰的危害性在于含有Cu、Pb、Zn、Hg、Cd 等重金屬和二噁英類（PCDD/Fs）持久性有機污染物[4].

垃圾中的重金屬主要以氧化物、鹽類形式存在，焚燒過程經蒸發(fā)、凝聚、顆粒夾帶和揚析等反應富集在飛灰中[5].Li 等[6]通過研究浙江某垃圾焚燒廠的煙氣凈化系統重金屬分布發(fā)現，Hg、Cd、As、Pb 和Zn 主要經蒸發(fā)、冷凝和吸附作用進入飛灰，而Se 和Cr 則通過顆粒夾帶方式富集在飛灰中.燃燒環(huán)境的還原性氣氛和高濃度氯有利于Cu、Zn 和Pb 的揮發(fā).Zhou 等[7]研究發(fā)現飛灰粒徑的改變影響著重金屬含量和種類分布，在粒徑1～10 μm范圍內，飛灰的主要物相包括方解石、NaCl、KCl和硅酸鈣等，這些物相隨著粒徑的降低而逐漸減少，同時伴隨著晶相的演化約有87%Zn、76%Cu、62%Pb 和75%Cd 富集在該粒徑范圍內的飛灰中，他們在健康風險評估實驗中指出飛灰粒徑在小于1 μm 時，累積危害指數達到2.64，遠超過可接受閾值1.0.Bernasconi 等[8]以意大利圖靈垃圾焚燒廠的飛灰為原料，進行了重金屬在水溶液中的浸出性與粒度關系研究，他們發(fā)現粒徑在25～500 μm時，Pb、Zn 的浸出濃度在所有粒度分類中最高，其次是Cu、Cr、Cd 和Ni，且重金屬浸出濃度隨粒度減少而增加，并表示重金屬浸出性受氯化物和硫酸鹽的溶解、弱表面吸附和Al/Fe 氧化物表面絡合的綜合影響.

二噁英化學穩(wěn)定性強、低揮發(fā)性，是一種具有高毒性、長期殘留性、易于生物沉積、具有較強脂溶性且難降解的有機污染物.飛灰中的二噁英形成不僅與生活垃圾中的物質成分、焚燒爐內燃燒條件、煙氣在爐內不同溫度區(qū)域停留時間有關，還受煙氣中的氯含量以及飛灰中含有的重金屬、殘留的碳等因素的影響.Cai 等[9]報道了外部氯源和金屬催化劑作用下飛灰中二噁英的生成機理，在添加NaCl 后形成的飛灰中二噁英質量濃度為1.66 ng·m-3，是水洗預處理后二噁英濃度的7.5 倍，CuCl2的催化作用促進了二噁英的從頭合成反應，較未添加CuCl2相比，二噁英濃度升高了21.84 倍.

2 飛灰熔融無害化機理

重金屬及二噁英危害是制約垃圾焚燒飛灰安全處置的瓶頸問題，目前國內外學者針對飛灰的無害化處理已經進行了大量研究，主要包括熔融技術、分離技術、固化/穩(wěn)定化、填埋、機械化學技術以及水熱技術等.本文針對熔融技術的無害化機理及資源化技術展開討論.

2.1 熔融固化重金屬機理

表1 中總結了文獻報道飛灰中的Zn、Pb、Cu等重金屬濃度，并結合國內外重金屬浸出限值進行了對比，其中國內浸出液按照HJ/T 300 制備，結合生活垃圾填埋場污染控制標準（GB 16889—2008）進行對比，歐洲主要采用歐盟制定的第2003/33/EC 號令來確定廢物填埋的準則和程序.熔融處理是將飛灰、廢玻璃或富含硅鋁酸鹽的固體廢棄物加熱至1300～1500 ℃，形成致密的玻璃體，減少重金屬向外界遷移.熔融玻璃體的增加會導致重金屬進入非晶網絡的概率上升，Mao 等[10]提出了通過增加廢玻璃添加量從而提高重金屬固化率的新策略，研究結果顯示在添加質量分數為30%的廢玻璃粉后，熔體液相增多，阻止了重金屬向環(huán)境釋放.重金屬浸出濃度顯著降低，并達到了規(guī)定標準.玻璃固化過程重金屬Pb、Zn、Cd 等在玻璃網絡中傾向于作為中間體或網絡修飾離子[11].熔融體系中CaO、SiO2、Al2O3和B2O3是常用來調節(jié)飛灰熔融特性的化學成分，其中SiO2、Al2O3和B2O3主要用來作為玻璃網絡形成體，物料主要以SiO2作為形成玻璃網絡體主要成分時，Si/O 的摩爾比應不小于0.33，否則無法形成穩(wěn)定的[SiO4]網絡體.GaO 等[12]以B2O3作為助熔劑，降低飛灰的熔融溫度，玻璃相的形成使重金屬傳質阻力增大，同時抑制了Pb、Cd、Zn 的揮發(fā).CaO 作為堿性氧化物抑制飛灰中重金屬的揮發(fā).Morsi 等[13]在SiO2-Na2O-RO(R=Zn,Pb 或Cd)體系中研究了重金屬Zn、Pb 和Cd 對無定型硅酸鹽結構和性能的影響，紅外光譜結果顯示重金屬元素在玻璃結構單元中以Si-O-R 形式存在，并且可能是由于重量因素占主導地位，ZnO 可以被更重的PbO 和CdO 取代.

表1 飛灰重金屬質量濃度及浸出毒性[14]Table 1 Concentration and leaching toxicity of heavy metals in MSWI fly ash[14]

2.2 熔融降解二噁英機理

二噁英在800 ℃以上可以有效分解，而熔融處理時爐內溫度在1300 ℃以上，甚至高達1500 ℃，因此焚燒爐灰渣中二噁英減少是由于高溫產生的熱量打斷苯環(huán)，使二噁英分解為CO2、HCl 和H2O等物質，從而達到去除污染物的目的.高溫裂解二噁英等毒性有機物的化學反應式（1）所示.Zhang等[15]總結了等離子體爐熔融處理飛灰的技術及機理，發(fā)現等離子體爐不僅能提供充足熱量，且當N2作為等離子氣體時，爐內產生的CO 和H2在爐膛出口處燃燒冷卻后形成水汽可阻止二噁英的再次合成.

熔融降解二噁英需要考慮整體處理過程，避免在煙氣降溫階段二噁英發(fā)生從頭合成反應，導致其再次生成.從頭合成反應的影響因素在于二噁英裂解產生的氯化物、氧化氣氛、溫度（200～450 ℃）以及金屬催化劑.氯是二噁英形成過程中最重要的影響因素，其濃度直接影響二噁英的產生和排放.當氯低于閾值時，不會產生PCDD/Fs[16].以堿土金屬氧化物CaO 中和尾氣含有的氯化物可避免從頭合成反應.Ji 等[17]以水洗后的飛灰和鐵礦進行共燒結處置，監(jiān)測了高溫燒結過程二噁英的濃度，發(fā)現二噁英的降解率與飛灰進入熱處理爐的形態(tài)也有很大關系，當進行球團后二噁英的降解率比粉末狀飛灰顯著提升27.6%.

3 熔融無害化及資源化研究現狀

3.1 熔融無害化處置

日本Takuma 公司的Katou 等[18]報道自1991年其公司開始飛灰熔融處理技術，于1998 年達到25 t·d-1的處理規(guī)模，并連續(xù)生產了40 天，他們發(fā)現利用等離子體熔煉爐將飛灰在1400～1500 ℃進行熔融處理可降解超99% PCDD/Fs，形成的熔融玻璃體是無毒的，可以作為鋪裝路面或混凝土原材料使用.相較而言，我國研究雖起步較晚，但對飛灰熔融過程中一些基礎問題也進行了深入研究，熔融處理一大阻礙就是能耗較高，因此許多學者重點研究了成分、礦物相對熔融溫度的影響，期望能夠建立低熔點成分體系，以低成本實現飛灰的熔融無害化.Zhang 等[19]分別以爐排爐和循環(huán)流化床產生的飛灰為原料，研究了兩種飛灰成分的三元相圖、熔融動力學、相變以及灰分熔融特性，飛灰熔融時包含了脫水、殘余有機物燃燒、礦物質分解、鹽揮發(fā)和玻璃化轉變五個階段，分別發(fā)生 在70～120 °C、300～450 °C、600～800 °C、1000～1140 °C 和1180～1400 °C，爐排爐產生的飛灰氯鹽含量高，導致熱失重在34%～70%，而循環(huán)流化床產生的飛灰熱失重為8%～27%，并且其產生的飛灰中SiO2含量較高，這有利于與CaO、MgO、Fe2O3和ZnO 發(fā)生共晶反應，形成Ca2MgSi2O7、Zn2SiO4和Mg1.74Fe0.26SiO4大幅降低灰熔融溫度.Wong等[20]指出飛灰中高含量的CaO 是造成其熔融溫度高的主要原因，他們以富含SiO2的底灰作為添加劑協同處理飛灰來降低熔融溫度，基于三元相圖分析，當成分中CaO、SiO2、Al2O3的質量分數分別介于30%～40%、45%～60%和10%～15%時，能形成低熔點區(qū)，并通過高溫原位觀測不同溫度下的熔體狀態(tài)，發(fā)現在飛灰與底灰比為1∶5 時熔點達到最低值1190 ℃，形成的玻璃體成分滿足危險廢物鑒別標準(GB 5085.3—2007)要求，并且比較適合制備微晶玻璃.

近期結果表明，將飛灰與其他固廢協同熱處理，利于降解PCDD/Fs 并成功構建基礎玻璃體.Chen 等[21]將飛灰熔融后樣品中二噁英以橋氧鍵斷裂的方式實現分解，二噁英可降解到每克毒性當量50 ng 以下，滿足飛灰再利用標準，同時與單一處理飛灰相比，協同含SiO2和Al2O3固廢處置能有效抑制PCDD/Fs 的轉化，抑制效率高達96%，并對抑制機理進行了研究.Lin 等[22]繼續(xù)以飛灰與污泥在1400 ℃共同熱處理構建CaO-SiO2-Al2O3三元體系熔融玻璃體，并評價物料體系的熱處理動力學、玻璃體的重金屬浸出率、氯鹽的遷移情況，研究表明重金屬可通過離子交換、遷移和填充的方式進入含鈣礦物或硅鋁酸鹽玻璃體中實現高效固化，Cd、Cr、Cu、Ni、Pd 和Zn 浸出率滿足國家標準(GB 30760—2014)，其中Zn 和Cu 的固化率最高分別達98.82%和99.61%，混合料中80.5～98.2%的氯在熔融階段揮發(fā).

Kim 等[23]引入不同來源的廢玻璃與飛灰在1300 ℃進行玻璃化處理，發(fā)現熔體的電導率和黏度與Na2O 質量分數密切相關，在2%～4% Na2O 時，有利于獲得理想的熔融特征，并利用飛行時間二次離子質譜儀（ToF-SIMS）研究了熔融體在進行毒性離子浸出實驗(TCLP)前后的表面元素分布，在進行TCLP 實驗后發(fā)現H 離子能夠滲透到熔融體內，B、Na、Al 和Ca 等主要成分在H 聚集位置被大量消耗，這可能是因為Na 和Ca 作為玻璃改性體與H 進行離子交換，而B 和Al 充當玻璃網絡形成體或中間體也會因H 溶解，Si 的特征則與其他元素相反，這可能是其他元素被H 消耗后Si 累計引起的[24].

3.2 熔融玻璃體資源化

飛灰經熔融處理后形成的玻璃態(tài)熔渣附加值較低，力學性能較差，傳統方法是將其進行填埋處置，現在有很多學者根據熔融處理后的玻璃成分制備微晶玻璃、泡沫微晶玻璃以及膠凝材料.

3.2.1 微晶玻璃

微晶玻璃是一種由基礎玻璃經形核-結晶制備的具有微晶相和玻璃相的無機非金屬材料，因其力學性能和耐腐蝕性強等特性被廣泛用于鋼鐵、造紙、建材等行業(yè)[25].飛灰中含有CaO、SiO2、Al2O3、MgO 等化學組分，與微晶玻璃生產所需要的原料基本相符.飛灰用作微晶玻璃的原材料，只要引入少量輔助原料加以調整，可制備出附加值高的微晶玻璃.Fan 等[26]以飛灰為主要原料，制備了體積密度為3.42 g·cm-3，維氏硬度為6.91 GPa 的微晶玻璃，其重金屬的浸出率滿足美國環(huán)境保護署的毒性浸出要求，并且還深入研究了堿金屬氧化物對微晶玻璃的玻璃網狀結構和結晶性的影響，當摻入Na2O 和K2O 后，晶體周圍的網絡聚合度降低，進一步促進了鈣鎂離子的擴散，晶體生長能力增加，制備的微晶玻璃力學性能以及酸堿損失率均滿足《工業(yè)用微晶板材》的要求[27].

在此基礎上，Zhao 等[28]以飛灰協同廢玻璃、酸洗污泥在1400 ℃保溫3 h 進行熔融處理得到基礎玻璃，后經800 ℃保溫0.5 h 核化、晶化得到微晶玻璃，研究了不同添加量酸洗污泥（質量分數10%～26%）和廢玻璃（質量分數34%～50%）對形核、晶化溫度的影響，發(fā)現添加22%的酸洗污泥時，析晶溫度與玻璃轉化溫度間差177 ℃，形成的基礎玻璃析晶能力最強，可通過同步形核-析晶獲得維氏硬度13.11 GPa 和抗彎強度135.84 MPa 的微晶玻璃.其還利用Factsage 7.3 模擬了添加30%～70%質量分數飛灰在600～1600 ℃升溫過程中氯的遷移路徑，發(fā)現溫度上升到900 ℃時，KCl 和NaCl 由渣相轉變?yōu)闅庀?，并伴隨有HCl 產生，當達到1300 ℃時KCl 和NaCl 主要以氣相形式存在，飛灰的增加會使體系中的堿土氧化物含量提升從而中和部分HCl[29].

Vu 等[30]探討了將底灰和飛灰轉變?yōu)槲⒕РＡУ目赡苄裕ㄟ^控制熔融體的冷卻溫度和冷卻速率進而調節(jié)微晶玻璃的微觀形貌、晶相以及物理化學特性，最終80%底灰和20%飛灰形成的熔融體在冷卻速率為10 ℃·min-1的爐內保溫1 h 成功形成了晶相為鈣鋁黃長石、鈣鎂黃長石和硅灰石的微晶玻璃.

李保慶等[31]以飛灰和廢屏玻璃為研究對象，利用熔融法制備了微晶玻璃，發(fā)現析晶溫度在940～1030 ℃范圍內，隨溫度上升CaO-Al2O3-MgOSiO2體系析出的晶粒尺寸增加，在晶化溫度為1030 ℃，樣品的體積密度、抗彎強度、硬度達到最大，分別為2.81 g·cm-3、83.78 MPa 和7.4 GPa，在該成分體系中，MgO 含量的增加導致體系玻璃轉變溫度和晶化峰溫度都逐漸降低，透輝石和鎂橄欖石逐漸析出，且結構中晶相和非晶相相互交織，當MgO 的質量分數為8.0%時，晶體形態(tài)由桿狀、片狀逐漸發(fā)育成球狀，晶粒發(fā)育更加細化，樣品致密度逐漸增加，制備樣品除吸水率外，其他各項理化性能指標均優(yōu)越于商業(yè)微晶玻璃[32].經過以上分析，飛灰經熔融制備微晶玻璃是可行的，并且重金屬也能夠得到有效的固化.

3.2.2 泡沫微晶玻璃

基礎玻璃經過晶化、核化和發(fā)泡處理后可得到由玻璃相、晶相和氣孔組成的泡沫微晶玻璃[33-35].這種玻璃與晶相相互交織的泡沫結構，令它兼具了微晶玻璃和泡沫玻璃的雙重優(yōu)勢，具有良好的絕緣性、吸聲性以及力學性能，同時其高孔隙率也使它在建筑材料、過濾材料等領域具有廣闊的應用前景[11,36-37].

目前以飛灰為原料制備泡沫微晶玻璃主要有粉末燒結法和無機凝膠筑造法，粉末燒結法通常將原料、發(fā)泡劑等均勻混合，經升溫使混合料軟化形成能包裹氣體的液相，同時分布在混合料中的發(fā)泡劑析出氣相，形成氣泡核；隨著保溫時間延長，熔融區(qū)黏度下降，氣泡核逐漸增大形成氣泡，當溫度降低后，熔融區(qū)黏度驟增，氣泡固化在微晶玻璃體內形成氣孔，得到泡沫結構[38].Liu 等[39]將14%飛灰和74%底灰為原料通過添加少量CaCO3做發(fā)泡劑，Na3PO4為助熔劑在1150 ℃保溫0.5 h 成功制備了孔隙率為76.03%，體積密度為0.67g·cm-3，抗壓強度為10.56 MPa 的泡沫微晶玻璃，重金屬浸出實驗結果也顯示Cr、Pb、Cu、Cd 和Ni 的濃度均低于美國國家環(huán)境保護局規(guī)定的閾值.飛灰熔融后以粉末燒結法制備泡沫微晶玻璃需要對發(fā)泡劑、熔體黏度進行選擇和調控.常用的發(fā)泡劑有碳酸鹽、硫酸鹽、炭黑、SiC 和AlN 等[40-42].熔體黏度是控制發(fā)泡過程的關鍵因素，Fernandes 等[43]通過研究玻璃制備泡沫微晶玻璃的過程，認為在熔體黏度介于106～107Pa s 時發(fā)泡劑釋放氣體，才能形成均勻的氣孔結構.Peterson 等[44]以不同種類廢玻璃體為原料，通過調節(jié)發(fā)泡條件尋找能得到樣品最大膨脹率的黏度區(qū)間，他們的研究結果認為黏度范圍的選擇也取決于發(fā)泡劑的種類，發(fā)泡劑為MnO2和金屬碳酸鹽(CaCO3、Na2CO3、Mg-CO3、SrCO3)時，應控制熔體黏度范圍在104～106Pa s，而使用SiC 作發(fā)泡劑，應需要更低的熔體黏度(103.3～104.0Pa·s).但這些黏度研究均是以純凈的玻璃體為原料，未考慮析晶因素的影響.由于飛灰熔點較高，需添加其他固廢或玻璃體，當再次進行熱處理時，受金屬氧化物的作用會產生析晶反應，而晶相的析出會導致黏度的降低，因此在飛灰形成的復雜熔體體系中比較難控制黏度.

基于機械發(fā)泡堿激發(fā)玻璃懸浮液獲得泡沫玻璃坯體可有效減少黏度對發(fā)泡過程的影響，后續(xù)再經燒結工藝強化力學性能，可獲得高孔隙率的泡沫微晶玻璃[45-46].基于該方法的理解，Zhang 等[47]采用飛灰和底灰熔融后的玻璃體為原料，以不同濃度的NaOH 作為堿性激發(fā)劑，獲得凝膠體，以二次鋁灰渣作為室溫發(fā)泡劑，進而形成多孔坯體，通過析晶處理獲得具有多級孔結構的泡沫微晶玻璃，制備產品具有優(yōu)異的物理性能，其中孔隙率為79.23%～88.35%，體積密度為0.68～0.76 g·cm-3，抗壓強度為0.36～5.55 MPa.張俊杰[48]以50%質量分數飛灰和50%質量分數底灰為原料，在1450 ℃保溫2 h 進行熔融玻璃化，促使二噁英降解，進一步以固含量（質量分數）為65%的條件添加2.5 mol·L-1NaOH 進行堿激發(fā)，并在75 ℃干燥箱內養(yǎng)護 24 h，得到強度較低（＜0.1 MPa）的泡沫坯體（如圖2(a)所示），研究發(fā)現在950～1150 ℃析晶處理30～90 min后，抗壓強度顯著提升，且孔內形成大量由晶體堆積產生的微孔（圖2(b)）.

圖2 飛灰熔融后制備的泡沫微晶玻璃宏觀(a)及微觀(b)形貌[48]Fig.2 Macromorphology (a) and micromorphology (b) of glass-ceramic foams prepared by melting MSWI fly ash[48]

3.2.3 膠凝材料

飛灰經熔融水淬、破碎后的水淬玻璃態(tài)粉末可替代部分水泥，不僅實現了飛灰無害化，且節(jié)約了水泥，間接減少了碳排放.水淬玻璃渣與堿性激發(fā)劑混合后會發(fā)生活化反應，表現出火山灰膠凝特性.僅含有硅酸鹽或鋁硅酸鹽的材料，具有很少或沒有膠結性能，這可與氧化鈣反應形成膠結化合物.由于飛灰主要成分為CaO、SiO2、Al2O3，在熔融過程會產生具有潛在膠凝特性的鋁酸鈣相.Lin 等[49]將飛灰與不同量的CaO、Al2O3分別混合后在1400 ℃下保溫30 min 進行玻璃化處置，然后將普通硅酸鹽水泥與質量分數10%～40%的玻璃化渣混合后，進行水化實驗，結果表明摻入玻璃渣的樣品28 天強度較普通水泥更高.Lee 等[50]以玻璃化的飛灰替代20%的硅酸鹽水泥，發(fā)現玻璃化飛灰有很強的火山灰特性，這種混合水泥砂漿的60 天和90 天的抗壓強度比普通水泥砂漿提高了2%～11%，并且毒性浸出實驗結果中的重金屬濃度遠低于規(guī)定的閾值.

4 結論與展望

垃圾焚燒法憑借減容率高、節(jié)約土地和能源回收的優(yōu)勢，正在逐漸取代傳統填埋法.然而垃圾焚燒過程中產生了富集高毒性重金屬（Cu、Pb、Zn 和Cr 等）和二噁英的飛灰.在《國家危險廢物名錄》中，飛灰被列為HW18 類危險廢棄物，我國飛灰的處理量和產生量嚴重失衡，亟需高效的無害化處置和資源化利用方法.熔融玻璃化憑借處理量大、減容率高、重金屬固化和二噁英裂解效率高等優(yōu)勢，已經成為解決飛灰污染的有效選擇之一，但目前仍有些問題需要解決.

（1）針對熔融過程能耗及成本高等問題，需要研究高摻量飛灰的成分調配方案，通過優(yōu)化體系化學組分，形成低熔點的物料區(qū)，實現低溫熔融，降低能耗.

（2）目前等離子體爐熔融飛灰是較先進的技術，該爐型中等離子體放電中心溫度高達數千攝氏度，可將有毒有害分子瞬間氣化裂解，同時由于其爐內氣氛可調控，能夠快速實現二噁英的降解，但是與傳統焚燒處理工藝相比，等離子體爐內的高溫、高活性反應環(huán)境是靠等離子炬電弧供應，因此需要供給大量電力，另外超高溫環(huán)境對爐內耐火材料要求嚴格，極端工作環(huán)境也會降低耐火材料服役壽命，間接增加生產成本.

（3）國家標準GB/T41015—2021《固體廢物玻璃化處理產物技術要求》將在2022 年7 月1 日正式實施，該標準明確固廢玻璃化產物可用于路面、建材等領域，這也將有助于推進飛灰玻璃化處理進程.雖然玻璃化產品能高效固化飛灰中重金屬，但是玻璃化產品再利用過程中重金屬的穩(wěn)定性以及遷移規(guī)律還有待進一步研究，需注意重金屬的二次污染風險.