铬元素固化机理及利用不锈钢工业含铬固废制备无机材料研究进展

武绍文，张延玲，张 帅，高朝辉

北京科技大学钢铁冶金新技术国家重点实验室，北京 100083

我国是不锈钢生产大国，随着国内不锈钢行业的快速发展，不锈钢产量逐年增加. 根据世界不锈钢论坛（ISSF）提供的数据显示，2019年中国不锈钢产量达2940万吨占世界总产量的56.3%. 据统计，每生产1 t不锈钢会产生18～33 kg粉尘[1]、250 kg的钢渣[2]. 此外，轧钢铁皮和酸洗污泥分别占不锈钢产量的1%～3%和3%～5%[3−4]. 鉴于铬元素对环境和社会的潜在危害，不锈钢酸洗污泥等已被明确列为危险固体废弃物，这类固废的综合治理尤为引人关注.

当前关于含铬固废的处理技术，主要分为2类：一是以铬等有价金属元的分离回收，二是铬元素的解毒及固化. 针对Fe/Cr/Ni含量高、回收价值大的高铬含量的固废中的铬元素，主要以分离回收为主[5−8]，核心原理是在高温条件下，借助于C等还原剂，将其中的Cr/Fe/Ni等还原至金属熔体中，再与残渣分离，但也会产生具有一定残铬含量的二次固废. 而对于铬质量分数较低（如3%以下）的固废，如氩氧脱碳（AOD）渣或以上处理高铬含量粉尘后产生的二次残渣等，金属回收困难、经济效益低，处理重点以铬的解毒及固化为主. 常见的方法是将铬元素化学固化或物理封存到某一矿相或结构中，抑制其浸出. 诸多学者探讨利用这类低铬含量固废制备微晶玻璃[9]、陶瓷[10]、陶粒[11]、水泥/混凝土[12−13]等无机材料. 但以上研究基本均限于实验室阶段，极少实现工业应用，除了经济成本的考虑以外，更重要的原因是缺乏对Cr元素长期浸出行为的科学有效的安全评估机制.

为了全面掌握Cr在不同矿相/材料结构中的固化效果，以及利用AOD渣等含铬固废制备的无机材料的安全性能，本文综述了前人在该领域的相关研究工作，包括国内外不锈钢工业固废的化学和物相组成、铬在环境中的循环富集规律、含Cr矿相演变、Cr在不同矿相中的固化机理以及目前利用AOD渣等制备各类无机材料的研究进展.以期为未来中国无害化、高值化、资源化处理不锈钢含铬固废并实现产业化应用提供基础借鉴.

1 不锈钢工业含铬固废的基本特征

1.1 化学成分和铬的存在形式

不锈钢工业产生的含铬固废包括电炉（EAF）渣、AOD渣、不锈钢粉尘和不锈钢酸洗污泥. 表1总结了文献中不锈钢工业含铬固废的主要化学成分. （1）不同企业间的 EAF 渣的碱度（C/S）约 1.5，Cr2O3质量分数较高且跨度较大介于3%～10.4%；（2）AOD 渣碱度范围为1.5～2.5，Cr2O3质量分数较低在0.5%～2%；（3）不锈钢粉尘中含有丰富的Fe2O3/FeO（22%～47%），Cr2O3质量分数约15%；（4）酸洗污泥中的Fe2O3/FeO平均约18%，Cr2O3质量分数约5%. 综上所述，EAF渣、不锈钢粉尘和酸洗污泥等含有较高的铁元素和铬元素，具有较高的还原提取价值；AOD渣铬元素含量偏低，还原提取价值低，一般通过固化/解毒的方法直接制材将其资源化利用.

表1 不锈钢行业含铬固体废物的化学成分（质量分数）Table 1 Chemical composition of Cr-containing solid wastes in the stainless steel industry %

表2总结了文献中不锈钢工业含铬固废的矿相组成. （1）EAF渣和AOD渣的矿相组成相似，主要包括：γ/β-硅酸二钙、钙镁硅石、一氧化物（以氧化钙和氧化镁为主）、橄榄石、铝酸三钙、枪晶石、镁橄榄石和钛酸钙相；以Cr3+形式存在的含铬相包括：亚铬酸钙、镁铬尖晶石和铁铬尖晶石，以Cr6+形式存在的含铬相有铬酸钙，另外有少量以零价铬形式存在的Ni-Cr金属. （2）不锈钢粉尘的主矿相包括：三氧化二铁、四氧化三铁、氧化镍、铜铁尖晶石和锰镍尖晶石；以二价铬形式存在的含铬相有：一氧化铬；以Cr3+形式存在的含铬相包括：铁铬尖晶石和锌铬尖晶石. （3）不锈钢酸洗污泥的主矿相包括：二水合硫酸钙、三氧化二铁、氟化钙和碳酸钙；以Cr6+形式存在的矿相为铬酸钙；以Cr3+形式存在的矿相包括：铁铬尖晶石、氢氧化铬、镍铬尖晶石、三氧化二铬，以及少量的零价铬金属颗粒. 综上所述，不锈钢工业含铬固废中的含铬矿相主要包括：铬酸钙、亚铬酸钙、镁铬尖晶石、三氧化二铬、氢氧化铬、镍铬尖晶石和铁铬尖晶石，以毒性Cr6+形式存在的矿相为铬酸钙相，且为易浸出相. 因此，了解含铬矿相的演变规律成为学者们研究的重点.

表2 不锈钢工业含铬固废矿相组成Table 2 Phase composition of Cr-containing solid wastes in the stainless steel industry

1.2 含 Cr 矿相演变规律

矿相是各种有价元素存在的基本单元，它的结构性质和铬的赋存状态决定了材料的机械和安全性能. 铬是多价态金属元素，其主要价态有二价、三价、四价、六价. 针对不锈钢渣中含铬矿相的演变规律，以及铬元素在不同矿相之间的迁移特点，冶金学者们对此做出相关研究.

（1）熔渣成分对含铬矿相的影响. 在高碱度（R>2.4）含铬熔渣中，含铬相主要为易水溶相亚铬酸钙和铬酸钙（CaCr2O4/CaCrO4），由于铬在亚铬酸钙的晶格中不能稳定存在，故容易引发铬的大量浸出[28,32]. 随着渣中Al2O3含量的升高，含铬矿相由CaCr2O4转变为Ca4Al6CrO16[35]；随着渣中MgO含量的增加，CaCr2O4、CaCrO4和 Ca4Al6CrO16均逐渐转变为MgCr2O4. 热力学计算表明[31]，降低熔渣碱度和增加Al2O3/MgO含量可抑制CaCr2O4和CaCrO4的析出同时促进MgCr2O4的生成，增加铬在尖晶石中的含量. 含铬熔渣碱度也会引起铬在矿相中固溶度的变化[33−34]. 在低碱度条件下（R<1.0），铬易于固溶于辉石、长石等；在中等碱度条件下（R=1.5），铬更易形成镁铬尖晶石；在高碱度条件下（R>2.0），铬易于固溶于方镁石中.

（2）热处理制度对含铬矿相的影响. 研究表明[35−36]，缓冷处理的含铬熔渣中的铬易固溶于易水溶相中（硅酸二钙和方镁石），仅少量的镁铬尖晶石生成，因此造成铬的大量浸出；而快速冷却处理后镁铬尖晶石含量增加，铬在尖晶石中的富集度提升，同时降低了铬在硅酸二钙和方镁石中的固溶度，降低了铬的浸出[37]. 关于氧分压对含铬矿相演变的影响，研究发现[38]，低氧分压（10−4Pa）有利于促进镁铬尖晶石的尺寸的增加，可有效降低铬的浸出；高氧分压[39]不利于尖晶石析出，主要含铬相为铬酸钙；在还原性气氛下铬酸钙被还原为镁铬尖晶石，同时降低了铬的浸出浓度.

（3）堆积氧化过程对含铬熔渣的影响. 通过HSC Chemistry软件计算了不锈钢工业常见含铬矿相在25 ℃条件可能发生的氧化反应的标准吉布斯自由能 ΔrG⊖，结果下式所示：

由式（1）和（2）可知，常温常压下，Cr2O3与MgCr2O4纯物质与O2反应的 ΔrG⊖均大于0，说明在此条件下Cr2O3与MgCr2O4中的Cr3+不能直接在空气中被氧化. 由式（3）～（6）可知，当熔渣中存在CaO或Ca(OH)2时，Cr2O和MgCr2O4与O2反应的 ΔrG⊖均小于0，说明在此条件下Cr2O和MgCr2O4能被氧化成CaCrO4. 在不锈钢工业含铬渣堆放过程中，Cr2O和MgCr2O4能与渣中的游离态CaO、Ca2SiO4以及他们的水化产物Ca(OH)2发生氧化反应，生成了溶解性、迁移性和生物毒性更强的Cr(VI). 因此，铬在自然环境中的价态循环变化规律是研究的又一重要研究问题.

1.3 铬的危害和在自然环境中的循环规律

Cr6+有剧毒，可通过消化道、呼吸道、皮肤及黏膜侵入人体，造成遗传性基因缺陷并致癌，对环境有持久危险性[32,40−43]. 2019年 7月 23日，Cr6+化合物被列入有毒有害水污染物名录.

铬在土壤中的赋存状态部分取决于氧化还原电位和pH值. James[44]研究了铬在土壤中的氧化循环过程，推断Cr3+易被氧化成毒性Cr6+且较易迁移[45]，如图1所示. 在好氧土壤中，土壤中含有一定量的水性无机物质、Fe2+、有机能量源（如碳水化合物和蛋白质），Cr6+可被还原成Cr3+生成Cr(OH)3沉淀[46]，如式（7）、（8）所示. Cr6+的还原量随着pH值的降低而升高. 在中性环境下，土壤中的锰氧化物能将 Cr3+氧化成 Cr6+，如公式（9）所示[47]. 在酸性环境下，Cr6+的还原量是因为酸性条件提高了土壤矿物质中Fe2+与Cr6+的反应速率，同时也增加有机物对Cr6+的还原速率[48−49]. 故环境的pH值是影响Cr6+还原速率和程度的关键因素. 另外，Dhal[50]等认为土壤中铬的氧化和还原反应可以同时进行，经降雨和地表水的冲刷，Cr6+进入土壤和地下水对周边环境及农作物造成严重污染. 因此，不锈钢渣必须得到有效的解毒处理，并综合考虑成本及高值化效果.

图1 铬元素的循环示意图. (a)自然环境中的铬循环[45]；(b)土壤中的铬氧化/还原循环[44]Fig.1 Schematic diagram of Chromium cycle: (a) chromium cycle in the natural environment[45]; (b) chromium oxidation/reduction cycle in soil[44]

2 铬元素固化机理研究现状

利用含铬固废制备无机硅酸盐材料是铬元素固化/解毒的重要方式. 铬元素受温度、氧分压、成分等影响，在矿相间会发生不同程度的迁移与价态的变化，这导致了铬在材料中的不稳定性和浸出毒性[51−53]. 根据铬元素在不同矿相中的赋存状态，可将铬元素的固化机理分为4种，如下文所述.

2.1 尖晶石固化

尖晶石属等轴晶系，以氧的密堆积晶格为基础，硬度大，铬离子可占据六次配位的八面体空隙，并在尖晶石中稳定存在. 研究表明[54−57]，镁铬尖晶石在1250～1350 ℃温度区间快速生长，尺寸较大数量较多，在此温度下处理的含铬熔渣铬的浸出浓度极低. 晶体尺寸分布（CSD）理论将尖晶石的长大行为分为2个阶段：第1阶段，在1500～1300 ℃尖晶石处于表面控制的生长过程中，其成核速率正在衰减；第2阶段，当温度低于1300 ℃尖晶石处于Ostwald[58]熟化的填充控制生长. 近几年的研究中发现[59−60]，铁铬尖晶石可有效提高铬在尖晶石中的富集从而提升固化效果，熔渣中FeO含量的升高可降低玻璃体中的铬含量[61−62]，不同Fe/Si摩尔比的尖晶石结构显微结构与尺寸存在差异，如图 2（a）和 2（b）. 在熔渣冷却过程中，Fe2+逐渐取代部分Mg2+形成尖晶石形成富铁壳结构，此结构促进了尖晶石固溶体的形成并显著提高了铬的固化效率和稳定性，铬元素的浸出质量浓度从 0.1434 降至 0.0021 mg·L−1，尖晶石形成示意图如图2（c）所示. 同时，Fe2O3增加了液相区的范围[63]，降低了熔渣黏度，促进了溶质元素的扩散速率，促进了尖晶石晶体的析出. 研究表明[64]，在氧分压为10−10Pa条件下MnO的加入可促进锰铬尖晶石的生成. Wang和Sohn[65−66]研究表明Cr3+更易于MnO形成结构稳定MnCr2O4减少铬在非晶相中的占比，其在酸性环境下具有极强稳定性和固铬能力. Lin等[67]发现B2O3的加入可促进尖晶石Ostwald熟化机制的作用，促进尖晶石的尺寸逐渐增大，但过量的B2O3（质量分数>2%）造成更多的铬进入硅酸二钙相中，使得铬浸出浓度升高；进一步的研究发现[68]，ZnFe2O4的加入也是通过促进Ostwald熟化机制形成Zn(Cr,Fe2)O4固溶体来提升固铬效果. Wang和Sohn[69]研究发现当Al2O3/SiO2质量比为0.42中时形成富铬尖晶石相可达到最优的固铬效果，过量的Al2O3会将铬置换进入易浸出相中降低固铬效果.

图2 (a) Fe/Si摩尔比为0.19 单晶尖晶石显微结构[61]; (b) Fe/Si摩尔比为0.39单晶尖晶石显微结构[61]; (c) 尖晶石冷却过程形成示意图[62]Fig.2 (a) Microstructure of a single crystal spinel with Fe/Si mole ratios of 0.19[61]; (b) microstructure of a single crystal spinel with Fe/Si mole ratios of 0.39[61]; (c) growth diagram of the spinel during the cooling process[62]

2.2 玻璃固化

玻璃体致密玻璃网络结构中的连续Si-O键可以固定大量的重金属元素. 研究表明[53]，铬是以络合物阴离子形式分布在玻璃网络体中并稳定存在，如图3所示. 玻璃的固铬效果与玻璃体中硅氧比有关，研究表明[70]当硅氧比小于0.25时玻璃的固铬效果最优. 李江波等[71]研究认为，质量分数0.5%铬元素在硼硅酸盐玻璃中处于完全固溶状态，玻璃结构的稳定性提高. 当铬元素质量分数增至1%时，铬酸盐在硼硅酸盐玻璃中处于过饱和状态，形成氧化铬晶相，降低了玻璃体结构的稳定性. 分级萃取法[72]可测定铬在玻璃体中的质量分数，是验证复杂体系中玻璃固化效果的有效途径.

图3 含铬结晶相在硅-氧网络结构的赋存状态[53]Fig.3 Occurrence state of the Cr-containing crystalline phase in the Si-O network structure[53]

2.3 水泥固化

水泥是一种加入适量水后形成可塑性浆体并能与砂石胶结凝固的水硬性胶凝材料. 水泥的主矿相有硅酸三钙、硅酸二钙、铝酸三钙、铁铝酸四钙等，水化后生成水化产物钙矾石、水化硅/铝酸钙，这些水化产物具有一定的固铬效果[73]. 水泥固化包括化学固化和物理固化，化学固化即铬离子与水化产物发生离子交换在水化产物晶格形成化学键并稳定存在，物理固化即将含铬相等胶结在水泥浆体里达到物理封存的目的.

研究表明[74]，铬在硅酸盐水泥中主要以3种存在形式：（1）可吸附态，主要存在于水化产物的表面或存在于孔溶液中，其结合能较弱，且受溶液pH影响较大. （2）沉淀态，主要是以氢氧化铬和铬酸钙沉淀形式存在于水化产物表面. （3）离子态，主要是与钙矾石相结合，以的形式取代钙矾石中的而进入晶格中稳定存在. Kindness等[73]研究发现Cr3+可代替水合铝酸钙相中的部分 Al3+并形成 Ca2Cr(OH)7·3H2O，Ca2Cr2O5·6H2O 和Ca2Cr2O5·8H2O并稳定存在于水化产物，也可代替生成 CaCrO·2HO 和 Al(OH)CrO·HO从而稳定铬离子[75]，有研究称[76]Cr6+在水泥代替了中的S6+形成了结构稳定的络合相U-phase，同时也提高了水泥的抗压强度. 另有报道称[77]水合硅酸钙对Cr3+固化作用较强，但对Cr6+固化作用较差，随后Tantawy等[78]研究发现蔗渣灰的火山灰作用形成的胶凝水化硅酸钙（C-S-H）对Cr6+离子有物理封装的效果，而Zhang等[79]将Cr6+还原成Cr3+后发现固化效果明显提高，是因为Cr3+更易进入C-S-H中并稳定存在，同时降低C-S-H的Ca/Si质量比可提高胶凝材料抗腐蚀性，提高固化效果[80].Giergiczny和Król[81]研究发现增加配水量可提高水泥与铬离子的反应面积，加速铬离子进入水泥的水化产物的晶格，同时可减少显微裂纹，提高抗压强度[82].

2.4 碳化固化

不锈钢渣中的硅酸钙组分与CO2发生碳化反应生成大量不规则的CaCO3和SiO2胶体，形成胶凝性材料，其根本意义在于激发不锈钢渣的活性，同时使铬元素被稳定封存[83]. Zhang[84]等将不锈钢渣在300 ℃、0.4 MPa条件下碳化2 h，发现在不锈钢渣表面形成一层方解石薄膜，碳化后的不锈钢渣的铬浸出率降低了30%～53%，同时可降低游离氧化钙/氧化镁的含量[85]，从而降低不锈钢渣的物理崩解，防止含铬相的裸露与外界环境，从而提高固铬效果. 张文生研究表明[86]，碳化反应前γ-C2S颗粒之间没有黏结力并存在有较大空隙，碳化后形成大量形状不规则的碳酸钙和高度聚合的SiO2凝胶填充了矿物颗粒之间的缝隙并黏结在一起，类似于水泥的水化产物C-S-H结构，提供给材料很高的强度的同时实现对铬元素的固化[87]，活性原理如图4所示.

图4 碳化 γ-C2S 固化 Cr原理图Fig.4 Principle diagram of immobilization Cr from carbonization γ-C2S[87]

3 利用不锈钢含铬固废制备硅酸盐材料的工业现状

不锈钢含铬固废可制备成微粉做水泥填充料、微晶玻璃/铸石和烧结陶瓷. 硅酸盐材料需要考虑材料物理性能和安全性能两大重点问题，降低成本的同时也需要兼顾其消纳量. 目前实验室做了大量研究[88−89]，但难点在于投资成本大利润低，且缺乏基础理论数据的支撑.

3.1 水泥

将不锈钢工业固废用做水泥填充料不但可减少天然石材的开采，减小环境压力，同时将其大量消纳. 不锈钢渣至今未能大量用做水泥填充料，其主要原因为其较低的水化活性，不锈钢渣活性激发方式包括：物理激发、化学激发和热激发. 物理激发是通过破坏不锈钢渣原有的完整晶形结构，使其变得不稳定而激发其潜在活性；化学激发法即通过加入适量的化学试剂激发不锈钢渣的潜在活性，常见的激发剂有：氢氧化钠、水玻璃、碳酸盐、硫酸盐等. 其根本原理是在碱性条件下[SiO4]解聚形成解聚形成后者生成沸石类水化产物；热激发是通过升高温度来提高钢渣与水的反应速率，其根本原理是在高温条件下，通过热应力破坏构成网络结构中的Si-O和A1-O键，使玻璃体解体，从而增加不锈钢渣的水化活性. 但上述3种方法会大量消耗能源，造成化学污染，生成废气废水等二次污染源. 目前各大不锈钢企业正积极改进不锈钢渣处理方法，其中，高温在线熔融改质既可以有效利用钢渣余热，又可以在线调整其矿相组成与结构[90−91]，从本质上改善不锈钢渣胶凝活性，是一种有前途的不锈钢渣处理方法. 目前，太原钢铁集团正在组建在线改质设备，是全国不锈钢企业的工程示范代表.

3.2 微晶玻璃/铸石

微晶玻璃和铸石具有优良的物理化学性能，可作为建筑材料、功能材料和结构材料等. 研究表明[9,92]，Cr2O3具有很强的形核能力，可以使结晶后的材料更为致密[93]. 且不锈钢工业含铬固废中含有丰富的CaO、SiO2、Al2O3、MgO等氧化物，是微晶玻璃的主要组成成分. 利用不锈钢工业含铬固废制备微晶玻璃可以减少原料的投入，具有一定的实践性和工业应用价值.

（1）学者们利用不锈钢工业含铬固废（不锈钢渣、不锈钢酸洗污泥和不锈钢粉尘）制备微晶玻璃做了大量研究，如表3所示. 大量研究中均有以下共同特征：首先，微晶玻璃生产工艺均采用整体析晶法；其次，均需要向不锈钢工业含铬固废中加入硅质/铝质网络形成体以形成硅酸盐/铝酸盐网络，主矿相包括：辉石相、黄长石相、铝黄长石相、普通辉石相和硅灰石相，均具有良好的抗弯强度，可做相应的建筑材料；最后，熔渣体系中Cr2O3的质量分数均控制在1%～3%，过量的Cr2O3含量会形成大量的镁铬尖晶石，影响微晶玻璃的机械强度和安全性能.

（2）铸石的生产从一定程度上简化了生产流程，降低了热量投入和投资成本. 玻璃体的结晶过程分为结晶和形核两个阶段，分别对应形核温度（Tn）和结晶温度（Tc），研究发现[98−99]，玻璃体在某一温度下可同时发生形核和析晶两个反应，对应形核结晶温度（Tnc），钠、氟、钙和镁等碱金属元素离子能选择性破坏 [SiO4]/[AlO4]网络结构，促进一步法结晶过程的进行，从理论上证明了一步法制备铸石的可行性，如图5所示. 关于利用不锈钢工业固废的研究较少，梁益玮[100]等利用不锈钢渣一步法制备铸石，认为当渣中Al2O3质量分数为6%时可降低玻璃结晶温度，提高结晶能力，细化晶粒，提高强度. 实现工业化生产仍需要更多的基础理论数据.

图5 一步法微晶玻璃/铸石的形核析晶原理[98]Fig.5 Nucleation and crystallization mechanism of the one-step method for glass ceramics/cast stone[98]

表3 利用不锈钢含铬固废制备微晶玻璃研究现状Table 3 Research status of the glass ceramic prepared from Cr-containing solid wastes of the stainless steel industry

3.3 烧结陶瓷

烧结陶瓷质地坚硬细密且耐高温，广泛应用于建筑工程领域. 不锈钢工业含铬固废的主要化学组成与烧结陶瓷类似. 研究表明，烧结陶瓷可分为3大类，即建筑陶瓷、功能性陶瓷和结构陶瓷.Liu等[101]利用EAF渣制备了以辉石基建筑陶瓷材料，其抗压强度可达8.23～58.12 MPa. Zong等[102]利用不锈钢渣制备的以透辉石基陶瓷抗压强度可达57.3 MPa. 另外，Liu等[103]利用铬铁渣制备的以堇青石基功能性陶瓷抗弯强度可达47.26 MPa. 这些陶瓷具有优良的性能，在其应用领域符合各种标准. 另一方面，氧化铬对陶瓷材料的安全性尚不确定. Zong等[102]利用不锈钢渣和SiO2、MgO等为烧结原料制备了高附加值陶瓷，得到了透辉石基陶瓷，具有极高的抗折强度和固铬效果，铬的有效浸出率仅为 25.17 mg·kg−1. 但有研究称，氧化铬的加入形成的镁铬尖晶石降低了材料的整体机械强度降低. 因此，在使用酸洗污泥制备烧结陶瓷时，需要考虑尖晶石的形成. 朱明旭[104]等利用不锈钢酸洗污泥和黏土成功制备出陶瓷，且铬、镍元素的浸出量远小于国标要求，表明陶粒/陶瓷是固化重金属解决冶金固废的有效途径. 但目前对污泥陶粒的研究大多集中于处理城市污水污泥，而对不锈钢工业含铬固废制备陶粒的研究较少，铬元素在陶瓷中的固结机理与安全性能评价尚处于实验室研究阶段.

4 结论和未来展望

(1) 利用不锈钢工业含铬固废制备微晶玻璃、铸石、水泥和烧结陶瓷等硅酸盐材料具有广阔的应用前景. 一方面，不锈钢工业固废符合硅酸盐材料的成分要求；另一方面，铬元素在上述材料中均可被有效固结并起到积极作用，满足材料的安全性能要求.

(2) 现阶段利用不锈钢工业含铬固废制备硅酸盐材料的过程中仍然存在许多问题. 两步法制备微晶玻璃投资成本高且工艺复杂，很难推广应用.但目前一步法工艺制备铸石的研究仍需要更多的基础理论数据. 利用高温熔融改质激发钢渣活性是一种很有前景的途径，但由于工业生产现场情况复杂且缺乏钢渣改质后的矿相结构、水化活性能力以及铬浸出率等关键参数，众多研究均处于实验室阶段而不能广泛推广. 对烧结陶瓷的研究大多集中于城市污水处理污泥和普通钢渣，而对不锈钢工业含铬固废制备烧结陶瓷的研究较少且均在实验室研究阶段.

(3) 为实现工业含铬固废的资源化利用，针对上述问题，在未来的研究中应聚焦在以下几个方面. 首先补充和明确一步法制备铸石的结晶动力学参数等重要基础数据；其次明晰不锈钢工业含铬固废高温熔融改质后矿相结构、水化活性能力以及铬浸出率等关键参数；最后，开发不锈钢工业含铬固废制备烧结陶瓷的应用基础数据. 以期开发出流程简单、低成本、低能耗、规模化利用的工艺技术.