全 文 ：
DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20161173
蜈蚣草燃烧过程中 As 迁移转化规律
李小乐 1，段伦博 1，雷梅 2，赵长遂 1
(1东南大学能源与环境学院能源热转换及其过程测控教育部重点实验室，江苏 南京 210096；
2中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心，北京 100101)
摘要：蜈蚣草是砷（As）的高富集植物，为研究蜈蚣草燃烧过程中 As 的迁移规律及形态演变，在管式炉
中对蜈蚣草进行了燃烧实验，实验发现：蜈蚣草中 As 挥发率随温度的升高先增加后减小，在 500℃达到最
高。500℃之前挥发率升高是由于低温区无机 As 的挥发；温度高于 500℃时挥发率下降，是由于 As 的快速
氧化使挥发的 As3+减少以及灰中元素对 As 的固定作用。蜈蚣草燃烧后底灰中的水溶 As 主要是 As5+，其含
量随着温度的升高先降低再增加，800℃到达峰值，占原样品 As 含量的 81%。在 400-500℃之间，水溶 As5+
含量下降主要是由于As的挥发率增加；在500-700℃之间，As的固定主要为灰的物理吸附；当温度到800℃，
As 的固定主要为化学吸附。水溶 As5+的比例在 900℃时有所下降，可能是因为温度过高使生物质灰烧结，
As5+无法充分溶解，使测量到的 As5+含量减少。综合考虑 As 的回收再利用工艺，文章推荐 800℃为该蜈蚣
草的最佳燃烧温度。
关键词：蜈蚣草；燃烧；As；可溶 As；形态
中图分类号：X712 文献标志码：A                            文章编号：20161173 
Arsenic transformation behavior during combustion of P.
vittata
LI Xiaole1, DUAN Lunbo1, LEI Mei2, ZHAO Changsui1
(1Key Laboratory of Energy Thermal Conversion and Control, Ministry of Education, School of Energy and
Environment, SoutheastUniversity,Nanjing 210096, Jiangsu, China;
2Center for Environmental Remediation, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources
Research,Chinese Academy of Sciences (CAS), Beijing 100101, China)
Abstract: P. vittata is one of the hyperaccumulators of arsenic(As), the combustion experiments
were conducted in a horizontal tube furnace to investigate the transformation behavior of As
during the combustion of P. vittata. Results show that the evaporation rate of As in P.vittata
increased first then decreased, reaching the highest at 500℃. With increasing temperature from
400℃ to 500℃, the higher evaporation rate is due to the volatility of the inorganic As at lower
研究论文  
网络出版时间：2016-11-07 13:58:22
网络出版地址：http://www.cnki.net/kcms/detail/11.1946.TQ.20161107.1358.002.html
temperature.
With further increase the temperature from 500℃ to 900℃, As emission decreased which may be
attributed to the fast oxidation of As and the formation of some inorganic compounds. Moreover,
the soluble As in the solid residue mainly presents as As5+, and the content varies largely with the
temperature with a peak value of 81% of total As at 800℃.The content of soluble As5+ decreases
before 500℃due to the volatility of the inorganic As. The physical adsorption of some compounds
plays an important role for the As fixation at the temperature from 500℃ to 700℃, while the As
fixation is mainly conducted by the chemical oxidation at 800℃. The content of soluble As5+
decreases a little, possibly because of the sintering of the ash.Considering the As recycling process,
800℃is recommended as the optimum combustion temperature for the P. vittata.
Key words:P. vittata; combution; As; soluble As; speciation
2016-00-00 收到初稿，2016-00-00 收到修改稿。
联系人：段伦博。第一作者：李小乐（1992-），男，硕士研究生。
基金项目：国家自然科学基金项目（51206023）。
Received date:2016-
Corresponding author：DUANLunbo, associate professor, duanlunbo@seu.edu.cn
Foundation item:supported by the National Natural Science Foundation of China(51206023).
引 言
国家“十二五”规划以来，土壤的污染问题受到全社会的广泛关注，2014 年环境保护
部与国土资源部联合发布的《全国土壤污染状况调查公告》[1]，对面积为 6300000km2 的国
土进行调查后发现全国环境状况总体不容乐观，土壤总的污染超标率为 16.1%，其中轻微、
轻度、中度和重度污染点位比例分别为 11.2%、2.3%、1.5%和 1.1%，无机污染物超标点位
数占全部超标点位的 82.8%。2015 年国土资源部中国地质调查局发布的《中国耕地地球化学
调查报告》[2]指出,全国耕地重金属中-重度污染或超标的点位比例占 2.5%，覆盖面积 3488
万亩，轻微-轻度污染或超标的点位比例占 5.7%，覆盖面积 7899 万亩。土壤污染直接关系
到社会发展与国民身体健康，因此，为切实加强土壤污染防治，逐步改善土壤环境质量，2016
年 5 月，中央政府颁布了《土壤污染防治行动计划》[3]，为下一阶段改善土壤环境，做出了
明确的部署。
砷（As）是土壤重金属污染的主要污染物之一。因其剧毒性，As 污染已经成为一个全
球性的问题[4,5]。一些学者研究发现，As 及其化合物会导致皮肤癌、肺癌、肾癌等一系列癌
症[6,7]。通过对人体在无机 As 中的暴露率和癌症发病率进行对比研究，国际癌症机构(IARC)
将 As 及其化合物划分为一类致癌物质，美国环境保护局(USEPA)同时把 As 划分为 A 类致
癌物。As 污染主要来自于大气沉降、污水灌溉、农药和化肥、采矿和冶金等方面[8]。报告
显示国内土壤 As 污染的超标点位率为 2.7%[1]，严重威胁着国民的身体健康。
传统的土壤重金属污染修复方法主要包括物理修复技术和化学修复技术两方面，植物修
复土壤重金属污染技术是近年来才发展起来，与传统修复技术相比，这种新兴技术被很多学
者认为更具高效性与环保性[9-19]。
蜈蚣草是一种 As 元素的高富集植物，自从陈同斌[12]等人首先发现以及 Ma 等人[13]首次
对蜈蚣草这一特性进行报告后，很多学者都对其进行了研究，并取得了一定的成果。陈同斌
等人[14,15]在中国建立蜈蚣草培育基地，并成功修复了 As 污染的土壤，Zhao 等人[16]对美国、
英国和法国的几种蜈蚣草进行了研究并发现它们对 As 的高富集性，Wang 等人[17]对中国南
部的 11 中凤尾蕨类植物进行实验，发现 As 的高富集特性是凤尾蕨类植物的基本特征，无论
生长环境中 As 含量的高低，它都能表现出对 As 的高富集能力,同时发现了 As 含量高于 2‰
的蜈蚣草。Lombi 和 Tu、Ma 等人 [18,19]研究发现凤尾蕨植物中 As 的含量最多为
5000-10000mg/kg。
国内蜈蚣草修复土壤 As 污染技术主要应用在广东、广西、云南以及湖南等 As 污染严
重的地区[20]。国内第一个蜈蚣草修复实验基地在湖南郴州建立，其中发现了干重达 2.34%的
蜈蚣草。在实验过程中，每年每公顷实验土壤都会产生 5 吨富 As 的蜈蚣草[14,21]。因此，如
何妥善的处理在修复过程中所产生的大量富 As 蜈蚣草是一个关键的问题，同时处理工艺的
经济性和环保型对植物修复技术的发展具有重要的意义。之前有些学者用化学溶液直接提取
蜈蚣草中的 As，并验证有一定的效果[22-25]，但大量的溶液提取会造成环境的二次污染。
Sas-Nowosielska 等[26]认为焚烧修复后的产物有更好经济性与可行性。Xie 等人[27]研究发现，
在蜈蚣草的焚烧过程中，62.5%的 As 在温度到达 400℃之前已经挥发。潘雅妹等[28]用 CaO
固定蜈蚣草燃烧底灰中的 As，再用碱浸法(NaOH-Na2CO3)浸提，最后用硫酸铜做沉淀剂成
功制备了砷酸铜。Yan 等人[29]用马弗炉进行蜈蚣草燃烧实验，发现 As 的挥发温度主要在 400℃
以下，然而其他学者在煤燃烧和防腐材料的燃烧过程中却发现 As 的挥发温度主要是在 1000℃
以上的高温区[30-32]。
到目前为止，虽然很多学者对蜈蚣草中 As 的提取进行了研究，但研究集中于蜈蚣草中
As 的直接提取，而对蜈蚣草热处理过程中 As 的迁移规律和形态变化研究不深，同时一些学
者对 As 挥发特性的研究结论并不一致。因此，进一步研究蜈蚣草热处理过程中 As 的迁移
规律对减少 As 的排放至关重要。本文中利用管式炉装置，研究在不同的温度下蜈蚣草燃烧
过程中 As 的迁移规律以及形态的演变特性，为蜈蚣草热处理的产业化提供一定的理论依据。
1 实验方法
1.1 样品准备
实验所用的蜈蚣草取自广西环江县，取蜈蚣草的地上部分，在 70℃的恒温箱中烘干，
再用粉碎机粉碎，最后过 80 目筛获取实验样品。样品工业分析和元素分析见表 1，通过
ICP-MS 测得主要痕量元素的含量，见表 2，其中 As 的含量为 318.39mg/kg，而生长环境中
As 的浓度为 25.40mg/kg。
表 1 蜈蚣草工业分析及元素分析
Table1 Ultimate analysis and proximate analysis ofP. vittata
Proximate analysis/% Ultimate analysis/%
Mad Aad Vad FCar
17.38
Oad Cad Had Nad St.ad
9.66 15.50 57.46 29.69 39.04 4.38 1.41 0.32
(ad：air dried basis)
表 2 蜈蚣草中主要痕量元素的含量(mg/kg)
Table2 Concentrations of the trace elements in the P. vittata (mg/kg)
element Cr Mn Co Cu As Mo Cd Sb Ba Pb
concentration 3.0 36.9 0.41 27.3 318.39 1.0 12.8 12.1 25.8 213

1.2 燃烧实验
为了研究不同温度对蜈蚣草燃烧过程中 As 迁移及形态的影响规律，在管式炉中进行了
一系列实验，管式炉的系统图如图 1。用电子天平（精度为 0.001g）称取 4g 样品平铺于瓷
舟中，以 400ml/min 的速率进气吹扫炉膛，5 分钟后开始升温，当温度到达工况设定温度后，
再将瓷舟推入石英管的恒温区,保持恒温 30 分钟以保证样品充分燃烧，然后停止加热，等炉
膛冷却至室温后取出样品，整个过程一直保持进气状态，管式炉出口到吸收瓶中间的管道及
滤膜用电加热带加热恒温 110℃，防止 As 的低温冷凝。实验从 3 个位置收集待测样品，在
瓷舟中取出底灰，在玻璃纤维膜上取出飞灰，但飞灰中 As 含量经测试不足总量的 1%，所
以在本研究中被忽略。再根据 EPA-method 29[33]，采用冰浴法并用 5%HNO3 和 10%H2O2 混
合溶液收集反应挥发的气相 As。实验燃烧温度为 400℃-900℃，气氛是空气。


图 1 管式炉系统图
Fig.1 Schematic diagram of the tube furnace
1- gas cylinder;2-valve controller; 3-flow meter; 4-temperature controller; 5-thermocouple; 6-insulation layer; 7-horizontal quartz
tube; 8-quartz boat; 9-fibreglass filter; 10-buffer bottle; 11-absorption solution(5% HNO3 + 10% H2O2) ; 12-silica gel; 13-ice bath

1.3 As 含量测试
底灰和蜈蚣草样品用 HNO3 和 HClO4 的混合溶液进行消解（分析纯，体积比为 4:1
（HNO3:HClO4）），然后用浓度为 7%的 HCl 溶液提取，定容至适当体积后，用电感耦合
等离子体质谱仪（ICP-MS，安捷伦 7900 型）测定 As 浓度，通过 11 组空白试验测出仪器对
As 的检测限为 0.09ug/L，每个样品测三次取平均值。
为了研究燃烧过程中 As 的迁移特性，对不同温度下燃烧底灰中 As 含量进行计算并得
出挥发率，As 挥发率的计算如公式(1)[34]。
res res
dw dw
As mAs release (wt%)= 1- 100
As m
   
(1) 
式中，Asres 为底灰中 As 的浓度，g/kg；mres 为底灰质量，g；Asdw为蜈蚣草中 As 的浓
度，g/kg；mdw为蜈蚣草总质量，g。

1.4As 形态分析
As 化合物的局毒性主要取决于 As 的形态，通常 As3+比 As5+的毒性更强，因此研究燃
烧底灰中 As 的形态有重要的意义。称取 0.010g 样品于 10ml 浓度为 0.1%的 HNO3 溶液，使
样品中的 As 充分释放，且能溶于浓度为 0.1%HNO3 溶液的 As 称为水溶 As。然后在常温水
浴中超声浸提 2 小时使水溶性 As 充分溶出，再将溶液以 7000rpm 离心 10 分钟，获取上清
液，通过高速液相色谱仪（HPLC，日本岛津 LC20-AB）和 ICP-MS 对 As3+和 As5+的含量进
行测定。形态分析所用的色谱为岛津 L20-AB。HPLC-ICP-MS 流动相配置：5mM 磷酸氢二
铵+10mM 硝酸铵，调节 pH=7.0，流速为 1.0ml/min，定量环 200 微升。色谱柱为汉米尔顿
prp-x100，阴离子色谱柱 250mm。液相色谱仪和 ICPMS 连接管为 Peek 材料。测定 As3+和
As5+的强度曲线，使用外标法（计算曲线峰面积，与标准峰对比）进行色谱定量计算，获得
不同形态 As 的含量。标准溶液是由 200ml 砷酸根溶液标准物质（GBW08667）与 200ml 亚
砷酸根溶液标准物质（GBW08666）混合而成，As3+和 As5+的标准波峰图如图 2 所示。

-100 0 100 200 300 400 500 600 700
0
20000
40000
60000
80000
100000
In
te
ns
iv
e
(C
ps
)
Time (s)
As3+
As5+

图 2 As3+和 As5+的标准波峰图
Fig.2 Standard peaks of As3+ and As5+

2 实验结果与分析
2.1 蜈蚣草燃烧过程中 As 的挥发
蜈蚣草燃烧过程中，随着温度的升高，底灰的质量分数越来越小,如图 3 所示。在 500℃
时，样品燃烧的质量损失率到达 83%。在 500℃-900℃的升温过程中，样品的底灰质量损失
率为 6%左右，说明样品的分解主要在 500℃之前，这是因为占生物质质量分数较高的纤维
素与半纤维素主要分解温度在 500℃之前[35,36]。
 
图 3 燃烧过程中底灰的质量（%）
Fig.3 Weight of solid residue during combustion (%)

图 4 所示为样品在不同温度燃烧过程中 As 的回收率。从图中可以看出当温度低于 600℃
时，As 的回收率在 80%左右，而温度高于 600℃是，回收率升高到约为 90%，这是因为当
温度较低时，挥发到气相中的 As 会发生冷凝吸附在出口温度较低的石英管出口处和连接管
壁上。很多学者对煤燃烧过程中 As 的回收率进行了研究，李小乐等[37]在 5kW 循环流化床
上研究煤燃烧过程中痕量元素的迁移规律时发现 As 的回收率高于 150%，Reed 等[38]表明在
气化炉中痕量元素的回收率在 100±30%都属于正常的误差范围。这些回收率的误差可能是
由于在测试时取样不均、痕量元素浓度太低、测量误差与实验误差等因素造成的[39]。因此，
本实验中 As 的回收率在 80%-90%之间是合理的。
图 5 所示为样品在不同温度燃烧过程中 As 的挥发率随温度的变化趋势，从图中可以看
出，As 的挥发率随温度的升高先增加后减小，在 500℃达到最高。这与一些学者的结果相
反，Cuypers 等人[40]发现在防腐木材（CCA treated wood）的热解过程中，当温度高于 390℃，
As 的挥发率随温度的升高有明显的增加，Vassaleva 等人[41]在马弗炉里对 As 含量较低的地
面植物（草、番茄叶、蔬菜、米粉、橘叶以及白菜）进行灰化实验时没有发现 As 的挥发现
象，结果说明热处理过程中 As 的挥发性可能与 As 的含量与形态密切相关。图 5 中还可看
出，约为 43%的 As 在 500℃时挥发，Yan 等[29]在蜈蚣草的焚烧实验中发现 As 的挥发率随温
度的升高而增加，在 800℃时达到总量的 24%，但其中 62.5%是在低于 400℃时挥发的。这
说明 As 的挥发主要在低温区。蜈蚣草中 As 主要以无机的 As5+和 As3+形式赋存于一些化合
物中，例如 FeAlO4, AlAsO4 和 Ca3(AsO4)2[42]，以及一些有机物，例如一甲基胂酸（MMA）
400 500 600 700 800 900
10
12
14
16
18
20
22
W
ei
gh
t o
f s
ol
id
re
si
du
e/
or
ig
in
al
sa
m
pl
e
(%
)
Temp (°C)
和二甲基胂酸（DMA）[43]。这些无机 As 的挥发性随着温度的升高而增加，主要以氧化物的
形式挥发[44]。甲基胂酸在加热时易生成 As2O5，As2O5 在 327℃时会分解成 As2O3[44-47]，且
As2O3 的沸点为 457.2℃[48]，并在 135℃时就开始挥发[49]，所以 As2O3 是 As 的低温挥发的主
要形式。表 3 所示为蜈蚣草样品在不同温度下燃烧底灰的含碳量，表中可以看出当温度在
400-500℃时，底灰的含碳量超过 20%，说明蜈蚣草样品尚未到达完全燃烧所需温度，因此在
低温条件下蜈蚣草样品先热解后燃烧的过程，有利于 As 的挥发。
当温度高于 500℃时，As 的挥发率随温度的升高逐渐减小，到 900℃时 As 的挥发率只
有 13%。这与一些学者的研究结论并不一致，Yan 等[29]和潘雅妹等[28]对蜈蚣草进行燃烧实
验均发现，As 的挥发率随温度的升高而增加。这可能是由于升温速率不同而造成的差异，
Yan 等人的升温速率为 25℃/min，会造成部分 As 在到达预定工况温度之前就已经挥发，而
本研究中采取快速升温，样品升温速率在 100℃/s 以上，使蜈蚣草整体能迅速到达燃烧温度，
表 3 中可以看出当温度高于 600℃时底灰的含碳量低于 15%，且随着温度的升高迅速下降。
在高温下样品中挥发份和焦炭几乎同时实现燃烧状态，As 也同时被氧化，因此高温下 As
来不及以 As3+的形态挥发，所以高温下 As 的挥发率随温度的升高而下降。同时蜈蚣草样品
成分的不同也会有一定的影响，蜈蚣草样品中存在一些元素在高温时能将 As 固定在底灰中
而不挥发。对 700℃燃烧后的底灰进行 XRF 分析，结果见表 4。从表中可以发现 CaO 的质
量分数为 20.5%，MgO 的质量分数为 6.36%，还存在少量 Fe、Al 等元素，这些元素的氧化
物不仅可以对挥发的 As 有一定的物理吸附作用，还能与 As 反应生成热稳定性强的化合物：
As2O5+3CaO=Ca3(AsO4)2
As2O5+3FeO=Fe3(AsO4)2
As2O3+3MgO+O2=Mg3(AsO4)2
Chen 等人[50]发现在 300-500℃时，CaO 对 As 的固定主要通过物理吸附的方式，当温度
达到 600-800℃时，CaO 对 As 的固定主要通过化学反应，固定效果也会得到增强。张军营
等[51]模拟固定床燃烧试验，发现 815℃下，CaO 对煤中 As 挥发性的抑制率平均为 15.31%，
同时在循环流化床实验中也发现 CaO 有良好的固 As 效果。
同时，由于样品底灰中 Al、Ca、K、Si 等元素的含量较高，使生物质灰的烧结温度降
低[51]，从而易发生烧结现象，将 As 封闭在灰颗粒内部，不易挥发。
因此，样品中固 As 元素的含量对蜈蚣草燃烧过程中 As 的迁移有重要的影响。

 
图 4 As 的回收率
Fig.4Recovery of As (%, Volatile As was collected from the solution)
 
图 5 蜈蚣草燃烧过程中 As 的挥发率
Fig.5As release during combustion of P. vittata (%)


表 3 不同温度底灰的含碳量
Table 3 Carbon content of the bottom ash at different temperatures
Temp(℃) 400 500 600 700 800 900
Carbon
content(%)
35.2 21.19 14.62 7.34 2.11 0.86

400 500 600 700 800 900
0
20
40
60
80
100
R
ec
ov
er
y
ra
tio
o
f A
s(
%
)
Temp (°C)
Volatile As
As in solid residue
400 500 600 700 800 900
10
15
20
25
30
35
40
45
A
s r
el
ea
se
(%
)
Temp (°C)
表 4 700℃底灰的 XRF 分析
Table 4XRF analysis of the solid residue at 700℃
components Na2O MgO Al2O3 SiO2 P2O5 SO3 Cl
mass% 0.3231 6.3596 3.3008 30.95 6.6425 3.4071 2.7565

components MnO Br Rb2O SrO ZrO2 PbO As2O3
mass% 0.0691 0.0101 0.0349 0.0149 0.0024 0.1965 0.2015

components K2O CaO TiO2 Cr2O3 ZnO CuO Fe2O3
mass% 21.943 20.4992 0.2801 0.0307 0.2529 0.0378 2.6876

2.2As 的形态转化
为了更深入的研究蜈蚣草燃烧过程中 As 形态的转化规律，用 HPLC-ICP-MS 测定了底
灰中水溶 As 的形态及其含量。发现底灰中 As 主要形态呈 As5+，这与 Yan 等人[29]发现蜈蚣
草在 400℃以上燃烧后底灰中主要为 As5+有相同的结果。图 6 所示为蜈蚣草在不同温度燃烧
后底灰中水溶 As5+占样品中总 As 量的比例。从图中可以看出，温度在 400-700℃时，底灰
中水溶As5+的含量占样品总As量的 5%-25%，且随着温度的升高比例逐渐降低。在 400-500℃
之间，水溶 As5+含量下降主要是由于 As 的挥发率增加，底灰中 As 含量减少。在 500-700℃
之间，As 的挥发率下降的同时，水溶 As5+也在的减少，这说明在这一阶段 As 的固定主要是
靠底灰中一些化合物的物理吸附，As 的形态并没有太大的变化且水溶性较差。当温度到
800℃，底灰中的水溶 As5+的含量达到峰值，占总 As 量在 80%以上，说明当温度高于 700℃
后样品中的固 As 元素主要通过化学氧化的作用对 As 进行固定，且效果比物理吸附的效果
好很多，这与 Chen 等人[50]的结果类似。水溶 As5+的比例在 900℃时有所下降，可能是因为
温度过高使生物质灰烧结[52]，导致在形态分析过程中 As5+无法充分溶解到溶液中，从而使
仪器检测到的 As5+含量减少。
图 7 所示为底灰中不同形态 As 的比例，从图中可以看出当温度低于 700℃时，底灰中
的 As 主要是不可溶的 As，而当温度高于 800℃时，底灰中的水溶 As5+为主要的 As 形态。
所以，蜈蚣草的燃烧过程中，由于 800℃时底灰中 As 的高含量与高水溶性有利于 As 的回收
及提取，800℃是后续生物质灰渣 As 回收再利用的最佳工艺温度。
 
图 6 底灰中水溶 As5+占样品中总 As 量的比例
Fig.6Soluble As5+ in solid residue/As of original sample (%)

 
图 7 底灰中不同形态 As 的比例
Fig.7 Fractions of different forms of As in solid residue (%)
3 结 论
（1）蜈蚣草燃烧过程中 As 的挥发率随温度的升高先增加后减小，在 500℃达到最高，
占总含量的 43%。500℃之前挥发率升高是由于低温区无机 As 的挥发，当温度高于 500℃，
挥发率下降是因为蜈蚣草中 As 的氧化使挥发性降低以及存在一些元素对 As 有固定作用。
（2）蜈蚣草燃烧后底灰中的水溶 As 主要是 As5+，其含量随着温度的升高先降低再增
加，800℃时最高为总含量的 81%。在 400-500℃之间，水溶 As5+含量下降主要是由于 As 的
400 500 600 700 800 900
0
10
20
30
40
50
60
70
80
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(%
)
Temp (°C)
400 500 600 700 800 900
0
10
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50
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70
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s o
f A
s (
%
)
Temp (°C)
Insoluble As
Soluble As5+
挥发率增加；而在 500-700℃之间，在这一阶段 As 的固定主要是靠底灰中一些化合物的物
理吸附，但 As 的形态没有变化且水溶性较差。当温度到 800℃，样品中的固 As 元素主要通
过化学氧化的作用对 As 进行固定，且效果比物理吸附的效果更好。水溶 As5+的比例在 900℃
时有所下降，可能是因为温度过高使生物质灰烧结，导致在形态分析过程中 As5+无法充分溶
解到溶液中，从而使仪器检测到的 As5+含量减少。
（3）由于蜈蚣草在 800℃燃烧后底灰 As 的高含量与高水溶性，该温度是后续生物灰渣
As 回收再利用工艺的最佳温度。
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