燃烧过程中碱/碱土金属对重金属迁移转化影响的研究进展

罗江泽, 沈伯雄, 石其其

(河北工业大学 能源与环境工程学院, 天津 300401)

燃烧是一种常用的热处理技术，广泛用于燃煤发电、处理生活垃圾以及污泥等固体废物。随着经济的快速发展，中国的燃煤发电装机容量居世界首位，煤炭消费在中国一次能源消费总量中占比超过60%[1]。此外，随着城镇化进程不断推进，中国垃圾和污泥产生量和清运量逐年增长，其中，焚烧是处理污泥和垃圾废物最常见的方式[2,3]。这些燃料成分复杂，燃烧后不仅造成SO2、CO、NOx等气体的排放，还会释放多种重金属，对人体危害巨大，引起了人们的广泛关注。

As、Se、Pb和Cr是毒性较高的重金属，高温下它们易挥发为气态，随着烟气温度降低，部分会富集在细颗粒物上，或者以气态形式排入大气[4]。因此，世界各国制定了相关的标准，美国在1990年颁布洁净空气法案，将As、Se、Pb和Cr等11种重金属列为有毒空气污染物[5]，中国环保部在2012年公布的《环境空气质量标准》中规定空气中As、Pb和Cr(Ⅵ)的年平均质量浓度限值分别为0.006、0.5、2.5 ×10-5μg/m3，已于2016年1月1日执行[6]。因此，本研究将重点研究As、Se、Pb和Cr四种重金属，其中，As和Se严格意义上讲不属于金属元素，但由于其本身具有较高的毒性，研究人员将As、Se与重金属列为共同关注的重点[7]。需要注意的是重金属的毒性和其价态有关，六价Cr毒性比三价Cr更大[8]，三价As的毒性明显大于五价As，不同价态Se的生物有效性有明显区别[9,10]。重金属在经历一系列物理、化学变化后总量保持恒定，并不能被自然界的生物降解，其会通过食物链，最终进入人体[11]。因此，研究重金属元素的迁移和分布特性显得尤为重要。

碱/碱土金属化学元素丰度较大的元素是Na、K、Ca、Mg。碱金属化合物灰熔点低，在受热面上会发生结渣，影响受热面的换热效果，严重时会破坏物料流化状态[12]。因此，碱金属含量高的燃料需要和其他燃烧掺烧，以保证锅炉的稳定运行[13,14]。重金属在燃烧过程中容易形成氧化物，氧化物也可以转化为高挥发性氯化物和单质形式。燃烧过程中，碱/碱土金属会和As2O3、SeO2发生反应，生成Ca3(AsO4)2、Na3AsO4等化合物[15,16]；Na、K会和Pb争夺Cl，从而降低PbCl2的生成[17]，这些反应在一定程度上抑制了重金属的排放。

由于燃料成分的复杂性，燃料中某些矿物成分也会影响碱/碱土金属与重金属的相互作用[18]。迄今为止，世界各国学者对此展开了大量研究工作，从实验和理论计算两个方面探索了碱/碱土金属会和重金属之间的反应，并考察了燃料中其他的物质对其反应的影响。此外，高岭土作为一种添加剂也得到了应用，用于高温吸附碱金属和重金属[19]。碱/碱土金属从多个方面对重金属迁移转化产生影响，如图1所示。碱/碱土金属可以和As2O3反应，生成Na3AsO4和Ca3(AsO4)2等化合物，并且产物中As大多以五价态存在，不仅抑制了As的排放，同时降低了As的毒性；碱/碱土金属可以和SeO2反应，生成Na2SeO4、K2SeO4、CaSeO3和MgSeO3等较为稳定的化合物；PbCl2具有较强的挥发性，碱金属和Cl的结合，降低了PbCl2的生成，从而减少了Pb的释放；碱/碱土金属与Cr的结合产物K2CrO4和CaCrO4，Cr以具有较高的毒性的六价态存在；在一定温度下，Na的存在有利于促进高岭土对Pb的吸附；碱土金属可以抑制由于碱金属含量过高而导致的黏结现象，在不影响燃烧系统正常工作的前提下，颗粒物的团聚能够抑制亚微米颗粒物的生成，有利于提高除尘设备对富集在颗粒物上重金属的脱除。

图1 碱/碱土金属对重金属迁移转化的主要影响规律

1 碱金属对重金属迁移转化的影响

燃烧过程中，碱金属影响着重金属的迁移转化，不同碱金属所表现出来的影响力有所差异。由于重金属在燃料中含量低，大多数学者通过实验和热力学数值计算相结合的方式进行研究。不同温度下重金属的挥发率有所差异，这种变化与重金属及其化合物的性质有关。以重金属的氯化物为例，由表1可知，以氯化物形式出现的重金属，熔点和沸点温度均低于其对应的重金属单质和氧化物[20]。碱金属会和重金属争夺燃料中的Cl和O等元素，以及各种矿物成分；碱金属也可以和某些重金属，如As、Se等，发生化学反应。因此，燃料中碱金属和重金属间的竞争与结合关系，影响燃料燃烧过程中重金属的迁移转换。

表1 五种重金属以及氯化物和氧化物的熔点和沸点温度[20]

1.1 碱金属和重金属对Cl、O等的竞争

Na会与Pb存在竞争关系，争夺燃料中的Cl，进而对Pb的迁移造成影响，但该过程受温度的影响较为明显。热力学模拟结果显示，Na和Pb在不同的温度下与Cl发生反应的最小Gibbs自由能不同，700 ℃时反应(1)更容易发生，随着温度的升高，在850 ℃时反应(2)更容易发生[17]。

Na(g)+Cl(g)=NaCl

(1)

Pb(g)+2Cl(g)=PbCl2

(2)

NiO·Cr2O3=NiO+Cr2O3

(3)

(4)

Wei等[25]认为，污泥燃烧过程中，大部分碱金属主要以NaCl和NaOH形式存在，碱金属Na与Cl的结合会降低HCl的释放，间接降低了重金属氯化物的形成。Lin等[26]也指出，燃烧体系中Cl与碱金属结合的亲和力要大于H元素，随着Na含量的增加，重金属Pb在燃烧中挥发性降低。

关于碱金属与重金属之间的竞争，目前的研究多集中于元素Pb。结果表明，随着碱金属含量的提高，可以降低Pb的排放。一方面，碱金属竞争燃料中的Cl元素，降低了PbCl2的含量。另外，碱金属和Cl的结合，减少了HCl的释放，间接降低了PbCl2的生成。通过增加燃料中碱金属的含量，部分Pb由氯化物向氧化物转变，降低Pb在燃烧过程中的向气态转化。NaCl和KCl由于熔点较高，且对人体无害，在底灰和飞灰中富集含量更多。

1.2 碱金属对高岭土吸附重金属的影响

高岭土是一种天然矿物，其高岭石矿物含量通常大于90%，此外还含有少量的蒙脱石、伊利石、埃洛石以及石英、长石等矿物。高岭石是层状硅铝酸盐，晶体化学式为2Al2O3·SiO2·2H2O。高岭土在高温下具有吸附碱金属和重金属的能力，因此，可以在炉内作为吸附剂脱除重金属[27]。有较多学者展开了研究，认为高岭土对金属气体捕集的本质是通过化学吸附和化学反应，使得碱金属和重金属气体被大颗粒捕集，易被除尘设备捕集，避免了重金属冷凝生成细小颗粒，排放到大气环境中[28-30]。高岭土对多组分金属蒸汽进行吸附，不同金属间会发生竞争，了解不同金属间的相互作用关系，有利于提高对重金属的固定率。

Na的存在会阻止高岭土与Pb发生反应，并且Na越多，燃烧温度越高，这种抑制作用越强烈。但是Pb的存在对高岭土吸附Na并无明显影响，在较低温度下还有一定的促进作用[12]。相较于Pb、Cd单组分吸附，在温度为1160 ℃情况下的双组分吸附系统中，高岭土对PbO和CdO的吸附能力均得到提升，对PbO的吸附导致高岭土表面共晶熔化，从而促进了吸附效率，CdO产物不发生共晶熔化，避免了高岭土坍塌性熔化，两者同时出现的双组分系统中，恰好使高岭土保持了最优的熔化状态[31]。1160 ℃下的NaOH/CdO双组分吸附系统由于同样的原因也表现出了协同作用[32]。1280 ℃下的PbO/NaOH双组分吸附系统中，PbO的出现对NaOH吸附几乎无影响，而NaOH的出现显著降低了PbO吸附效果，因此，NaOH吸附主导了双组分吸附系统[31,32]。但是Davis等[33]在沉降炉上进行了Na对高岭土吸附Pb、Cd影响的实验，实验温度约975 ℃，高岭石对Pb和Na的吸附优于对Cd的吸附，而Na的存在对高岭土吸附Pb的影响不大，可见Na对Pb的竞争只出现在较高温度下。

Na的存在既可以促进，又可以抑制高岭土对Pb的吸附效率，具体效果与反应温度有关。此外，Pb和Cd之间也存在相互作用关系，影响着高岭土对它们的吸附效果。与Pb相比，高岭土对Cr的吸附并不明显[30,34]，少有文献报道高岭土对As和Se的控制效果。

1.3 碱金属和重金属间的结合

燃烧中气态As数量随着Na含量的增加而下降，当温度为700 ℃时，发生化学反应[17]：

Na+As(g)=NaAs，ΔG=-50.512 kJ/mol

(5)

Na+O2+As(g)=NaAsO2，

ΔG=-185.928 kJ/mol

(6)

3Na+2O2+As(g)=Na3AsO4，

ΔG=-335.304 kJ/mol

(7)

因此，在单一的Na-As体系下，大部分As应该以Na3AsO4的形式存在。当Na质量分数超过2.41%时，As的摩尔分数基本维持恒定；相对于Na来说，当K与重金属元素的反应速率较低[17]。Karin等[15]研究了木材和泥煤混合燃烧时As的迁移情况，热力学平衡结果显示，在温度为850-1000 ℃，同样发现会有Na3AsO4的生成，但是XRD和XPS表征结果显示底部灰分中砷的主要形式为Ca3(AsO4)2,而细小颗粒物中的砷化合物主要由KH2AsO4和As2O3组成。As和碱金属K、Na的氧化物会相互作用形成K3AsO4、KH2AsO4、KAs3O8、Na3AsO4、NaH2AsO4和NaAs3O8等多种化合物[35]，化合物中As以五价态存在，大多数可以在低于400 ℃的温度下冷凝。

Zhou等[36,37]研究发现，碱金属氧化物是一种高活性化合物，可与Se反应，生成Na2SeO4、K2SeO4等，Se以六价态存在。此外，碱金属还可以和Sb发生化学反应，生成Na3SbO4、K3SbO4等。在正常燃烧过程中，颗粒会发生碰撞，造成部分颗粒产生磨损，尺寸减小，但Na和K的含量的增加会导致团聚，颗粒物粒径增大，重金属在大颗粒(>38 μm)中的含量增加，从而更容易被后处理装置捕集[36]。

碱金属与重金属结合会促进CaCr2O4的氧化，使得Cr由三价态氧化成六价态，因为六价态Cr的毒性更大，从而引起人们的关注。当温度低于873 K，在K2CO3的影响下，CaCr2O4比Cr2O3的氧化更容易形成Cr(VI)，见反应式(8)和(9)[8]。

K2CO3+1/2Cr2O3+3/4O2→K2CrO4+CO2

(8)

K2CO3+1/2CaCr2O4+3/4O2→K2CrO4+

1/2CaO+CO2

(9)

燃料中碱金属含量的变化，改变了重金属的化合物形态，从而对灰中重金属浸出特性产生影响。赵云等[38]使用连续浸出法对污泥灰渣检测，发现添加一定量的K，可促进Pb、Zn、Cd、Ni向不稳定形态迁移，继续增加K不稳定形态会有所降低。Na的增加可使Pb、Zn、Cd、Ni的形态向离子交换态和碳酸盐结合态迁移，不稳定形态增加。Na和K的增加对Cu形态影响不大，对Cr的影响与其他金属恰恰相反，可使Cr向稳定形态迁移。

燃料中的碱金属成分可以降低As和Se的挥发性，生成Na3AsO4、K3AsO4、KH2AsO4、Na3AsO4、Na2SeO4、K2SeO4等多种化合物，其中，As以五价态存在，具有较低的毒性。但需要注意碱金属与部分Cr结合生成的K2CrO4，Cr以六价态存在，具有较高的毒性。碱金属对灰中重金属浸出特性影响的较为复杂，而目前的研究相对较少，需进一步探究其影响规律。

2 碱土金属对重金属迁移转化的影响

燃料燃烧过程中，含钙添加剂通过与燃料混合或者喷入烟气的方式进入燃烧系统，用于对SO2等酸性气体的脱除。此外，CaO通常作为一种脱水调节剂添加到污泥中，以降低其含水率。因为含钙组分普遍存在于各种固体燃料之中，因此，有必要理解其在燃烧中对重金属迁移转换的影响规律，从而为不同重金属的控制策略提供参考。

2.1 碱土金属对As和Se迁移转化的影响

温度是决定钙吸附剂捕获As的关键因素。CaO捕获As的过程相当复杂，在不同的温度下会形成不同的砷酸盐产物。在300-500 ℃下，As的滞留是物理吸附和化学吸附的结合，CaO与As2O3在400-1000 ℃反应产物为Ca3(AsO4)2，700-900 ℃会有Ca2As2O7生成[39]。在400-1000 ℃，随着温度的升高，CaO捕集气态As的能力呈现出先增大后降低的趋势[39,40]。温度约为600 ℃时，CaO保留As的能力达到峰值[41-43]，较高温度下不稳定的砷酸盐产物Ca2As2O7的分解，可能会导致As的再释放。CaO和As在高温(1000-1300 ℃)下反应生成Ca3(AsO4)2，在这个温度区间内，产物含量随着温度和氧含量的增加而增加[43]，反应机理见图2。此外，SO2和CO2的存在，并不会影响CaO对痕量As的捕集，并且CaSO4被证明具有吸附As2O3的能力[40,43]，碱土金属与As2O3反应的产物中As大多以五价态存在，不仅控制了As的排放，还降低了其毒性。

图2 高温下CaO与As2O3反应机理[43]

碱土金属CaO和MgO可以抑制Se的挥发性，在500-600 ℃，Se的保留量增加是物理和化学吸附的结果，而在较高温度700-1000 ℃下的保留量减少可能是物理吸附的解吸和不稳定化合物的释放结果，热力学平衡计算表明，在高温燃烧过程中非挥发性物质CaSeO3和MgSeO3可能是热力学稳定的化合物[36]。Xu等[44]使用CaO-ZnO复合吸附剂去除燃煤释放的气态Se，实验温度为800 ℃时，吸附效率最高可达95.46%，FT-IR和X射线衍射结果表明，吸附的Se主要以CaSeO3的形式存在。

根据密度泛函理论(DFT)的计算结果，CaO表面对SeO2的吸附主要是化学吸附，物理吸附在初始阶段起作用；在O2气氛下，吸附产物以亚硒酸盐居多，而硒酸盐产物却难以形成[45]。Fan等[46]根据吸附能和表面性能的结果，提出了一种双层吸附机理：吸附活性位点主要是表面的O原子与SeO2和Se的相互作用，表面活性O原子被吸附的SeO2完全覆盖，形成化学吸附的单层；在CaO表面化学吸附的单层SeO2还具有吸附更多SeO2的能力，形成双层吸附。

综合考虑CaO吸附SO2和SeO2，在SeO2和SO2含量相当的情况下(SeO2：0.0036%-0.0043%，SO2：0.0036%-0.0145%)，当CaO转化率较低且反应速率受化学动力学控制时，SO2的存在不影响SeO2的捕集；当CaO转化率很高且反应速率由产物层扩散控制时，SO2的存在和产物层扩散阻力共同降低了SeO2的捕集[47]。若SeO2和SO2含量相差较大(SeO2：0.0026%，SO2：0.28%)，CaO吸附痕量SeO2气体的实验表明，硫酸盐产物层的薄厚对CaO吸附痕量SeO2气体的能力没有明显影响[47,48]。

温度为500 ℃左右，碱土金属对As和Se产生物理吸附，随着燃烧温度的提高会生成Ca3(AsO4)2、CaSeO3和MgSeO3等化合物，降低了As和Se的挥发性。研究表明烟气中SO2的存在，并不会影响碱土金属对痕量As和Se的吸附效果。因此，碱土金属可以很好地抑制燃烧过程中重金属As和Se的释放。

2.2 碱土金属对Cr和Pd等重金属迁移转化的影响

Cr6+属于致癌物，毒性比Cr3+更大，燃料燃烧过程中Cr6+的形成引起了人们的广泛关注。研究发现钙吸附剂的加入，能提高Cr的固定率[49]。烟气中HCl的存在有利于Cr蒸发为CrO2Cl2，进而被CaO捕获生成亚铬酸盐，而MgO对Cr6+蒸汽的清除能力较弱，MgO与CaO在炉中共同抑制了Cr6+的形成，这有利于降低煤燃烧过程中飞灰所含有Cr的毒性[50]。但Cr的形态转换跟燃烧温度和燃料中CaO的含量有着密切联，当温度在1200 K以上，CaCr2O4通过CaCrO4的快速分解或由CaO与Cr2O3缓慢的相互作用而形成；温度为773 K左右，CaCr2O4比Cr2O3更容易被氧化，形成毒性更强的铬酸盐(Cr6+)[51]。因此，应采取措施抑制燃料燃烧过程中CaCr2O4的形成，使Cr转化为更加稳定的化合物，如Cr2O3或Ca3Cr2(SiO4)3等[51]。当燃料中CaO含量低时，通过降低反应时间和控制燃烧温度(低于1200K)，降低CaCr2O4的生成；当燃料中CaO含量较高时，可以在燃料中增加硅、铝、磷矿物组分，降低游离CaO含量，并且提高温度，使得CaCrO4快速分解为低毒性的CaCr2O4[51]。

4CaCrO4→Ca3(CrO4)2+CaCr2O4+2O2

(10)

CaO+Cr2O3→CaCr2O4

(11)

由于CaO对抑制Pb的挥发并不明显，Zhou等[36]推测CaO对Pb的吸附属于物理吸附，而Yao等[30,52]则认为CaO对Pb的捕集为化学吸附，XRD检测到了CaO·PbO2/2CaO·PbO2的存在。Wendt等[19]发现，熟石灰在高温下(>1160 ℃)具备捕获Cd的能力，而Cd可能以CdCl2的形式存在于CaO晶格中而不被XRD检测到[52]。钙吸附剂的加入不仅能抑制附聚剂由Na导致的黏结现象，还可以在一定温度范围内提高Cd的固定率[33,49]。

含钙添加剂可与硅、铝氧化物发生反应，重金属铝硅酸盐的形成在较高的温度下进行，是一个不可逆的反应，从而将重金属固定在灰分中，减少氯化物和单质形态的形成，降低其挥发性[53]。Ca对不同的重金属的影响是不同的，Ca与Cu是竞争关系，Ca能占据捕获重金属Cu的位置，使其挥发性更高；同时Ca也可能与一些重金属，例如Zn，形成共晶，降低其挥发性[53]。由于Ca与Cu存在竞争关系，导致CaO作为添加剂对Cu的吸附效率并不明显，热力学平衡计算表明，CaO对Cu的化学吸附影响不大，吸附作用是单纯的物理吸附[54]。

碱土金属和Cr之间的关系较为复杂，CaO与Cr结合的产物CaCr2O4和CaCrO4，Cr分别以三价态和六价态存在，两者在一定条件下可以相互转化。一方面CaCr2O4的生成避免了更高毒性Cr6+的生成；另一方面，如果考虑燃烧所得飞灰的重复利用，可能需将飞灰在一定温度下进行加热，而CaCr2O4容易被氧化成毒性更强的Cr6+。因此，应该采取措施，使得Cr以更稳定的三价态存在。已有研究表明，Cu和Zn在与硅铝酸盐结合的过程中，Ca对其结合效果起到了不同作用，但是在铝硅酸盐的形成过程中，Ca与Pb的关系目前尚不清楚，还需要进一步的研究。

2.3 碱土金属作为燃料添加剂对重金属迁移转化的影响

Chen等[27]采用管式炉燃烧不同CaO含量的污泥，对燃烧后的炉渣进行分析，发现重金属Pb、Cr、Cu、Ni和Mn的固定率随CaO浓度的增加而增加。Chen等[55]利用管式炉，将城市固体废物和污泥混合燃烧，研究了三种含钙化合物(CaO、Ca(OH)2和CaCO3)对重金属的固定率，研究结果表明，As、Cr、Cu、Ni和Zn的挥发率降低，但Pb的挥发率增加。燃料组分的不同，可能是导致实验结果差异的原因，但随着含钙化合物的增加，综合表现为重金属的固定率增加。

使用管式炉进行的实验研究，虽然诸多研究结果表明CaO对各类重金属的固定作用，但由于燃烧系统的复杂性，还需根据实际情况对重金属的释放进行评判。当使用循环流化床进行实验，随着燃料中CaO含量增加，S、Cl、Br和As等元素在底灰中的含量增加，但底灰中Pb、Zn、Ni、Cr和Mn含量显著降低[56]，研究发现在底灰中含量降低的重金属，在飞灰中粒径较小的颗粒物(PM2.5)含量增加，而超细粒子更容易逃逸到大气中,从而导致更多的重金属的释放[57]。

当使用管式炉和循环流化床进行实验，As的含量在底灰中均呈现出增加的趋势，这可能是由于在873-1023 K，CaO对As的捕集效率均处在一个较高的范围内[39]，As在大颗粒中的富集程度高；而循环流化床的实验结果显示Pb、Cr等重金属在飞灰中的含量增加，可能是由于CaO捕集效果并不明显[51]，重金属高温挥发后容易冷凝在细小颗粒物上。此外，由于飞灰重金属含量高，如果处理不当，会对环境造成二次污染。Lope等[58]指出含钙添加剂的使用，会导致飞灰的pH值升高，促进某些重金属的释放，从而使得飞灰具有更大的生态毒性。

3 颗粒物团聚与黏结对重金属排放的影响

团聚是指当循环流化床内含有一定量的碱金属时，低熔点碱金属以气态氧化物释放，与飞灰中Si、Al等元素反应生成低温共熔体，从而引发颗粒物发生聚集的现象。随着温度及碱金属量的提高，颗粒物凝结、黏附并沉积在焚烧炉受热面。情况严重下，会造成流化床黏结失流，影响系统的正常运行[59]。

在团聚过程中，随着温度的升高，重金属Cr的排放浓度逐渐减少，主要是由于团聚过程中重金属Cr被包覆或者吸附，碱金属Na会与重金属Cr反应生成Na2CrO4[59]。随着碱金属化合物在燃料比例的提高，经过高温挥发冷凝后，颗粒物表面碱金属化合物反应性增强，碱金属生成的低熔点物质吸附了重金属氧化物，重金属在粒径较大的颗粒物表面附着比例提高[36,60]。由图3可知，随着碱金属含量的增加，颗粒团聚并形成规则的形状，从而更容易被大气污染控制装置捕获。但Lin等[26]研究结果表明，无论是否发生团聚，重金属Cd、Pb和Cr的排放并不会出现明显变化；当流化床黏结失流，炉内燃烧温度升高，床料不能充分捕捉气态重金属，将导致重金属Cd、Pb和Cr的挥发量增加。Al和Ca可以抑制流化床的黏结，Kuo等[61]研究结果表明，Al和Ca在抑制黏结过程中降低了燃烧效率，导致重金属的排放浓度增加。

图3 添加不同比例的碱金属煤释放PM2.5的扫描显微镜照片[60]

由碱金属导致的循环流化床颗粒物团聚，从宏观上讲属于一种物理现象，团聚发生后减少了亚微米颗粒物的生成。考虑到重金属在颗粒物上富集程度高，并且绝大部分重金属均通过静电除尘器以颗粒物的方式捕获[62]，适当含量的碱金属有利于降低重金属的挥发。如果燃料中碱金属含量过高，影响了循环流化床的正常工作，可以通过添加碱土金属的方式，抑制流化床内颗粒物黏结现象，并且碱土金属可以和As和Se形成稳定化合物，降低其释放。

4 结 论

碱/碱土金属从多个方面对重金属的迁移转化产生影响。碱金属会和Pb竞争Cl元素，降低PbCl2的生成，抑制Pb的挥发；在一定温度下，碱金属有利于提升高岭土对Pb的吸附效率；碱/碱土金属可以降低As和Se的挥发性，并且与As结合生成的化合物中，As以五价态存在，具有较低的毒性；碱土金属对痕量As和Se的吸附效果，受烟气中SO2的影响较小；碱/碱土金属与部分Cr的结合产物，Cr以六价态存在，具有较高的毒性，需要重点关注。对于循环流化床内发生的团聚现象，碱和碱土金属发挥着不同作用，燃料中适当含量的碱金属有利于抑制亚微米颗粒物的生成，防止了重金属以富集在超细小颗粒物上的方式，逃逸到大气环境中。目前的研究报道多集中在碱/碱土金属和重金属间的直接作用，考虑到燃料成分的差异性以及重金属种类的多样性，综合考虑碱/碱土金属、重金属以及矿物组分三者间的相互作用，有利于更好认识碱/碱土金属对重金属迁移转化的影响规律，并为降低燃烧过程中产生的重金属危害提供思路。