核能的和平利用为人类提供了清洁高效的能源，但核设施运行和核技术应用产生的放射性废物管理，是保障核安全和环境安全的重要课题。放射性废物处理的技术路线通常遵循“减容、稳定、固化、隔离”的原则。在这一原则指导下，生石灰凭借其与放射性核素之间独特的化学作用——沉淀、吸附、同晶置换和形成难溶矿物相，成为放射性废物管理中一种值得关注的辅助材料。虽然生石灰的处理能力不能替代高放废液的玻璃固化等高端技术，但在中低放废液处理、核设施去污和放射性污染土壤修复等场景中，它提供了一种成本可控、工艺可行的化学稳定化途径。

在处理含放射性锶（特别是锶-90）的废液时，生石灰表现出特殊的亲和力。锶-90是铀-235和钚-239的裂变产物，半衰期约29年，是核反应堆运行和核后处理产生的中高放废液中的关键核素之一。锶和钙属于同一主族（碱土金属），离子半径相近（Sr²⁺ 1.12Å，Ca²⁺ 1.00Å），化学性质相似。在含锶放射性废液中加入生石灰（CaO）或石灰乳[Ca(OH)₂]，钙离子与锶离子可以发生同晶置换和共沉淀反应。当废液的pH值调至10-12时，锶离子以氢氧化锶[Sr(OH)₂]的形式沉淀，同时部分锶可进入氢氧化钙或碳酸钙的晶格，形成（Ca,Sr）(OH)₂或（Ca,Sr）CO₃固溶体。通过控制石灰加入量和pH值，可使废液中锶-90的浓度从10⁻³-10⁻⁵ Ci/L降至10⁻⁶-10⁻⁷ Ci/L，去污因子（初始浓度/处理后浓度）可达100-1000。这一技术适用于核反应堆冷却剂净化系统产生的废液、核燃料后处理厂的中低放废液以及核事故产生的污染水。

除锶外，许多其他放射性核素也通过形成不溶性氢氧化物或碳酸盐而被共沉淀去除。钚（Pu）在四价状态下，在pH>6时形成难溶的氢氧化钚[Pu(OH)₄]沉淀；铀（U）在六价状态下，在pH>7时形成重铀酸盐或铀酸钙沉淀；钚、镅（Am）、锔（Cm）等三价锕系元素在pH>8时形成氢氧化物沉淀；铯-137（Cs-137）的沉淀效果较差（铯离子为一价，与钙离子不能同晶置换，且氢氧化铯可溶），需要配合沸石、亚铁氰化物等特殊吸附剂共同使用。

对于含多种放射性核素的中低放废液，采用生石灰-碳酸钠联用工艺（先加石灰至pH10-11，再加碳酸钠至pH10-11.5）可以沉淀大多数二价、三价、四价阳离子核素。生成的沉淀物（主要成分为碳酸钙、氢氧化钙、少量其他金属碳酸盐/氢氧化物）含水率高、体积大，通常需要进一步脱水、干燥和固化处理。

在核设施退役过程中，大量的设备、管道、构筑物被拆除，其中表面可能沾染放射性核素。对金属、混凝土、涂层等表面进行去污，是降低废物等级、减少废物量的关键步骤。碱性去污剂配方中，氢氧化钙（石灰乳）常与氢氧化钠、碳酸钠、表面活性剂、络合剂等复配使用。石灰乳可以溶解或剥离表面的氧化物层和松散污染颗粒，同时对不锈钢、碳钢等金属材料的腐蚀性较氢氧化钠温和。对于混凝土表面的深度污染（如核反应堆生物屏蔽层的中子活化产物），采用机械剥离或破碎方法后，用石灰浆对破碎面进行洗消和固定，可以减少二次污染。

核事故应急响应（如切尔诺贝利、福岛事故）后，对大面积放射性沉降物的固定是应急措施之一。在事故早期，向污染区域（如草地、农田、道路）喷洒石灰浆或撒布生石灰粉，石灰水化后形成覆盖层，可以物理固定沉降的放射性颗粒（防止再悬浮），同时通过化学作用部分固定核素（特别是锶-90、钚等）。固定后的表面再覆盖清洁土壤或沥青，可有效减少放射性物质的扩散和对公众的辐射暴露。

放射性污染土壤的修复是核设施退役和环境恢复的难点之一。低放射性水平的污染土壤（表面污染、事故泄漏等），可以采用原位稳定化/固化（ISS）技术处理。将生石灰、水泥、膨润土、粉煤灰等固化材料与污染土壤现场混合（通常石灰用量为土壤重的5%-15%，水泥用量10%-25%），加水搅拌，混合物发生水化反应和火山灰反应，形成具有一定强度和低渗透性的固化体。固化体包裹放射性颗粒、吸附和沉淀核素离子，并显著降低雨水浸出时的核素释放速率。处理后土壤的体积通常不增加或略有增加（视添加剂用量而定），可留在原地作为填埋材料，或挖掘转移至近地表处置设施。这一技术适用于铀矿开采和加工遗留的尾矿（废石）堆、核设施厂区的表层污染土、核事故的沉降污染区等。对于高放废物深地质处置，生石灰不是主流的固化材料，但在膨润土缓冲回填材料中，添加少量石灰可以调节膨润土的化学缓冲性能和核素吸附性能。

放射性废液和废物的固化/稳定化处理，其最终目标是将放射性核素固定在低渗透性的固体基材中，长期隔离于生物圈。对于中低放废液，水泥固化是最广泛采用的技术。将废液与水泥、石灰、粉煤灰等胶凝材料混合，浇注到包装容器（如200升钢桶或混凝土箱）中，养护后形成固化体。在水泥固化配方中，生石灰作为钙质组分的补充，可以调节固化体的pH值（保持在11-12之间），使多数核素（尤其是锕系元素和裂变产物中的锶、钡等）在强碱性条件下维持低溶解度。同时，生石灰的水化产物（氢氧化钙、钙矾石等）可以提供额外的化学吸附和物理包裹作用。对于含有大量硫酸盐或硼酸（核反应堆冷却剂中的化学毒物）的废液，普通硅酸盐水泥的固化效果不良（硫酸盐侵蚀、缓凝），而石灰-矿渣-粉煤灰复合体系具有更好的适应性和长期耐久性。

生石灰在放射性废物处理中的应用也存在限制。首先，对于半衰期极长、放射毒性极高的高放废液（乏燃料后处理产生），生石灰的固定效果不足（浸出率不够低、长期稳定性不确定），必须采用玻璃固化或陶瓷固化等更高级的技术。其次，含石灰的固化体在长期与地下水接触后，可能发生钙溶出、碳酸化和硫酸盐侵蚀等问题，影响固化体的完整性和核素的滞留能力。第三，石灰处理产生的二次废物（沉淀污泥、用过的石灰浆、被污染的石灰颗粒）也需要妥善处置。第四，石灰处理工艺会增加废物总体积（由于添加剂的加入），对于高活度废物而言，这可能不是最优选择。

尽管如此，在中低放废物管理、核设施退役去污、核事故应急响应和污染土壤修复等场景中，生石灰提供了一种成本可控、材料易得、操作简单的化学稳定化手段。它不会使废物变得更危险（不像某些有机处理剂），其水化产物与地质介质有良好的相容性，固化体的长期安全性有大量的水泥固化研究数据支持。对于缺乏先进核废物处理设施的国家和地区，以及在核应急条件下需要快速响应的场合，生石灰法是一种值得纳入预案的技术选项。