生活垃圾中氯的赋存形态及热转化规律探究

刘怡静，章骅，邵立明，何品晶

（1 同济大学环境科学与工程学院，上海 200092；2 上海污染控制与生态安全研究院，上海 200092）

引言

随着经济发展和快速城市化，全球城市生活垃圾的产生量持续增长。生活垃圾焚烧因其具有较好的减量化[1](80%～90%)和能源再利用的优点而得到了迅速发展，成为生活垃圾主要处理方式之一。据统计，2019 年我国城市生活垃圾清运量为24206.2万吨，其中焚烧处理量为12174.2万吨，占总处理量的50.7%(2008 年只有15.4%)；焚烧厂的数量也 由2008年的74 座增至2019年的389 座[2]。部 分发达国家生活垃圾处理方式也主要以焚烧为主，其中，日本生活垃圾焚烧处理量占比高达74%[3]。随着生活垃圾焚烧处理的广泛应用，对其衍生污染产生和控制的研究也越来越多。在焚烧过程中，生活垃圾中的氯进入烟气，会导致锅炉、烟气管道等易腐蚀和结垢[4]，降低蒸汽参数使发电效率低[5]；会促进重金属的挥发[6]和二噁英类物质的生成[7]，形成的有害物质最终转移至飞灰中，使飞灰含有难处置的含氯化合物和重金属[8-9]。除此之外，生活垃圾中的含氯物质在卫生填埋处置[10-11]和生物处理[12]过程中也会产生危害，例如，含氯物质溶出会导致渗滤液中含盐量较高[13]，使其处理难度和成本增大；生物处理产物无机氯盐含量高会影响其后续利用和处置。

对生活垃圾中氯含量和形态的研究不多，已有文献报道的生活垃圾各组分的氯含量范围见表1。目前固体物质中氯的测试方法主要有4类。燃烧法是常用的测试方法，有氧弹法、氧瓶法、管式炉法和艾氏卡法(马弗炉法)等。其中，氧弹法[5,19]是固体回收燃料(SRF)氯含量测试的标准方法(EN 15048:2011)。国内标准(GB/T 9872—1998)采用氧瓶法测定橡胶和橡胶制品中溴和氯含量，其测试原理同氧弹法相似。但是氧瓶法操作具有一定的危险性，必须在安全罩中进行。相对而言，氧弹瓶具有更好的密封性，燃烧过程中产生的气态氯化物可以充分被吸收液吸收；残留在固相中的无机氯也可以通过摇晃氧弹瓶和超声的方式，使其溶解于吸收液中。因此氧弹法测试得到的氯含量近似包含了样品中的所有氯，可认为是总氯含量。管式炉法[7]也是燃烧法的一种，样品在高温下反应，含氯化合物转化为挥发性氯化物被吸收液吸收，残留在固相残渣中的氯为不可挥发态氯或者不可燃态氯。艾氏卡法是国家标准GB/T 3558—2014 煤中氯含量测定的标准方法，但是艾氏卡法有一定的局限性，燃烧过程中产生的挥发态氯如果未能与艾氏卡试剂反应，测试结果就会低估样品的总氯含量[20]。

表1 生活垃圾组分的氯含量［14-18］Table 1 Chlorine contents in the municipal solid waste components［14-18］

高温燃烧水解法(GB/T 3558—2014)是试样在氧气和水蒸气混合气流中燃烧和水解，试样中的氯全部转化成氯化物并溶于水中，用电位滴定法或微库仑法测定溶液中的氯浓度。浸提法有水洗法和消解法，Ma 等[5]采用水洗法测定无机氯，通过水洗过滤，使生活垃圾中可溶性的无机氯盐分离出来，以此来区分无机氯和有机氯，但是水洗法可能会存在无法使无机氯完全分离出来的问题[21-23]；消解法可用来测定样品的总氯含量。光谱法[24]常用的有X 射线荧光光谱法(XRF)，可以快速非破坏式测量元素含量，是地质样品常规分析方法之一，但是，光谱法的缺点是对样品均匀性要求非常高，加大了制样的难度和时长，且光谱半定量分析的准确度不够高。

生活垃圾中的氯化物分为无机氯化物和有机氯化物。在热处理过程中无机氯化物会转化成HCl，还有部分NaCl等会直接挥发至气相中[25]；有机氯化物会通过热分解和解聚反应生成HCl[26]，这些气态含氯物质会产生一系列的危害。本文采用氧弹法、浸提-氧弹法和管式炉-氧弹法分别测试生活垃圾各组分中的总氯、无机/有机氯以及挥发态/固定态氯，以探明生活垃圾中的氯赋存形态及其热转化规律，从而为生活垃圾处理处置实际工程应用中的氯污染控制(如烟气处理工艺及氯腐蚀控制)提供参考依据和解决思路。

1 材料与方法

1.1 样品的采集与制备

上海市自2019 年7 月1 日起实施垃圾四分类(干垃圾、湿垃圾、可回收物、有害垃圾)收集。本实验所用生活垃圾样品取自上海市两个生活垃圾中转站(简称H和X)的干垃圾和湿垃圾。根据《生活垃圾分类标志》(GB/T 19095—2019)，厨余垃圾包括家庭厨余垃圾、餐厨垃圾和其他厨余垃圾，湿垃圾即为厨余垃圾。H生活垃圾中转站的湿垃圾是居民区产生的家庭厨余垃圾(H-厨余-1)，X 生活垃圾中转站的湿垃圾有居民区产生的家庭厨余垃圾(X-厨余-1)和商业型餐饮类店铺产生的餐厨垃圾(X-厨余-2)。厨余-1 和厨余-2 取样量均为50 kg 左右，用破壁机(JYL-Y 3，九阳，中国)粗破碎后烘干再用破碎仪(ZM 200和MM 400，Retsch，德国)细破碎。

干垃圾取样量为200 kg 左右，先将其中较大粒径的垃圾人工破碎至100～200 mm，而后将所有干垃圾充分混匀，按照四分法缩分至20 kg 左右，通过人工分捡将其分成厨余(命名为厨余-3)、橡塑、纸类、织物和其他垃圾。干垃圾各组分分别烘干，人工粗破碎至50 mm 以下，而后用破碎仪(同上)细破碎，得到粒径小于1 mm的试样。

1.2 生活垃圾组分和元素组成分析

生活垃圾各组分(粗破碎湿垃圾、干垃圾分拣后的各组分)在(105±5)℃烘箱中全部烘干至恒重，记录烘干前后样品的质量，计算获得含水率。称取2～3 g(称准至0.0001 g)烘干并细破碎后的生活垃圾各组分试样于30 ml 陶瓷坩埚中，置于马弗炉中加热至600 ℃灼烧2 h，冷却后称量灼烧前后试样质量，计算获得各组分的可燃分和灰分含量。称取5 mg(称准至0.0001 mg)烘干并细破碎后的生活垃圾试样于锡舟中，用有机元素分析仪(Vario EL Ⅲ，Elementar，德国)测试C、H、N、S元素含量，用氧弹法测定Cl元素含量，O 元素含量由差减法获得(O=100%-灰分-C-HN-S-Cl，干基)。所有测试均3平行。

1.3 生活垃圾氯含量和形态测试方法

1.3.1 氧弹法 采用氧弹法测定总氯含量，参考标准EN 15048:2011 进行测试，并对气体吸收等进行优化。称取0.5 g(称准至0.0001 g)细破碎试样置于氧弹坩埚中，在氧弹瓶中加入20 ml 吸收液(2.52 g/L Na2CO3+2.54 g/L NaHCO3)，充入3 MPa氧气，放入氧弹量热仪(MTZW-A 4，上海密通机电，中国)中，点燃试样。待燃烧结束后，取出氧弹瓶轻轻摇晃后置于超声仪中超声30 min，使生成的气态氯化物和残渣中的氯盐被吸收液充分吸收。氧弹瓶排气口连接装有10 ml吸收液的U形吸收瓶，缓慢释放高压气体使氧弹瓶中的气体通过吸收液后排出。将吸收瓶和氧弹瓶中的吸收液混合，抽滤后滤液定容至250 ml，过0.22 μm 滤膜后用离子色谱仪(ICS-600，Thermo，美国)测定滤液中的氯浓度，计算试样中的氯含量。

1.3.2 浸提-氧弹法 采用热酸浸出的方法分离无机氯和有机氯。称取1.0 g(称准至0.0001 g)细破碎试样于消解管中，加入20 ml 5%(体积)硝酸溶液，将消解管置于消解仪(Auto Digiblock S 30，北京莱伯泰科，中国)上，升温至150 ℃维持30 min。用去离子水多次冲洗消解管中的样品，将其转移至烧杯中，抽滤分离其中的固体残渣，滤液定容至250 ml。滤液中含有较高浓度的有机物难以去除，因此用电位滴定仪(907 Titrando，Metrohm，瑞士；Ag电极)测定滤液中的氯浓度，计算获得试样中的无机氯含量。固体残渣转移至陶瓷坩埚中，于105 ℃下烘干至恒重，烘干后的试样用氧弹法测定氯含量，作为样品中的有机氯含量。

1.3.3 管式炉-氧弹法 采用管式炉法，在空气气氛下模拟焚烧实验，氮气气氛下模拟热解实验。称取2.0 g(称准至0.0001 g)细破碎试样于石英舟中，置于石英管前端后密闭石英管，以1 L/min的流速通入空气或氮气，待管式炉加热至850 ℃时将石英舟推入管式炉中心温度区域停留20 min，石英管尾端接有3 个串联的装有100 ml 吸收液(2.52 g/L Na2CO3+2.54 g/L NaHCO3)的吸收瓶。待反应结束后将吸收液和石英管冲洗液转移至烧杯中，抽滤后滤液定容至1 L，过0.22 μm 滤膜后用离子色谱仪(ICS-600，Thermo，美国)测定滤液中的氯浓度，计算获得试样中挥发态氯含量。固体残渣称重后用氧弹法测定氯含量，即为试样中固定态氯含量。将总氯含量减去挥发态和固定态氯含量，获得其他态氯含量。

以上氯含量和形态测试均3平行。

2 结果与讨论

2.1 生活垃圾组分和元素组成

生活垃圾各组分的含水率、可燃分、灰分及元素组成见表2，不同组分的理化性质有较大差异。各组分的含水率为4.3%～79.4%，厨余类组分含水率最高，达66.6%～79.4%。H 中转站中橡塑类、纸类组分的含水率较文献中[14-18]的值高，与厨余类组分沾污有关：厨余-3 质量占干垃圾总量(湿基)的54.0%，纸类极易吸水使含水率升高，而橡塑类组分主要是厨余的包装物。其他垃圾含水率低，灰分含量高，主要以陶瓷玻璃灰土为主。除了其他垃圾，其余组分具有较高的可燃分含量(67.2%～98.93%)。

表2 生活垃圾工业分析和元素组成Table 2 Proximate analysis and elemental analysis results of municipal solid waste

对比不同组分的元素含量，可以看出H-橡塑、H-织物的C 和H 元素含量分别较X-橡塑、X-织物低13.5%、21.0%和2.4%、7.8%，两中转站其余组分的C、H元素含量差异相对较小。厨余类组分的N含量为2.6%～4.1%，其余组分的N 含量均在1%以下，各组分的S含量也较低(小于0.55%)。各组分O含量有较大差异，厨余类和纸类组分的O 含量明显高于橡塑类组分和其他垃圾，织物类组分的O 含量在不同中转站表现出了差异性，X-织物的O 含量低于文献中[14-18]的值，与采样中有较多聚酯类织物有关，其余组分的C、H、O、N、S元素含量均在文献值范围内。

2.2 生活垃圾氯的赋存形态及其含量

2.2.1 生活垃圾的总氯含量 2个中转站13个生活垃圾组分的总氯含量(无特殊说明外，以下均为干基氯含量)见图1。生活垃圾各组分的氯含量在0.15%～1.94%，其中，H 中转站厨余-3 氯含量最高，平均值为1.94%。H 中转站生活垃圾各组分的氯含量均相应较X 中转站的高。生活垃圾各组分中，厨余类氯含量均较高，其次是橡塑和纸类，两中转站橡塑和纸类组分的氯含量分别为1.06%和0.35%(H中转站)、0.79%和0.21%(X 中转站)，织物和其他垃圾中的氯含量较少(0.15%～0.28%)。X中转站厨余-2的氯含量高于厨余-1 和厨余-3，结合2.2.2 节中厨余-2 较高的无机氯含量，说明餐饮行业较家庭日常饮食具有更高含盐量的特点。与文献中[14-18]对比发现，本实验得到的橡塑类组分氯含量低于或处于文献范围值(0.83%～2.83%)的较低水平，与干垃圾中PVC材质塑料较少有关。

图1 中转站各生活垃圾组分的总氯含量Fig.1 Total contents of chlorine in the municipal solid waste components from transfer stations

由干垃圾各组分氯的比重(图2)可以得出，生活垃圾中的氯主要来源于厨余和橡塑类垃圾。H中转站厨余-3 中氯占干垃圾总氯的59.7%，其次是橡塑，占比26.9%；而X 中转站橡塑类组分氯占比达48%，厨余-3 占比仅为16.6%，这是由于X 中转站橡塑(35.5%)质量分数(湿基)高、厨余-3(13.7%)质量分数(湿基)低造成的。X 和H 中转站的取样时间分别为2019年12月、2019年10月，X中转站干垃圾中厨余类组分的质量分数明显减小，可能与垃圾分类水平或季节影响有关，导致各组分氯的比重有显著差异。

图2 中转站干垃圾各组分氯的比重Fig.2 Contributions of components to the chlorine in the mixed municipal solid waste from transfer stations

2.2.2 生活垃圾的无机/有机氯含量 生活垃圾中的含氯物质可分为无机和有机含氯化合物。从图3可以看出，厨余类组分中的无机氯占总氯的比例高达90%以上，H 中转站厨余-1和厨余-3的无机氯含量分别为12.74 和16.19 mg/g；X 中转站厨余-1、厨余-2 和厨余-3 无机氯含量分别为8.41、10.15 和8.59 mg/g。橡塑类组分有机氯占比分别为45%(H 中转站：4.57 mg/g)和57%(X 中转站：2.08 mg/g)；橡塑和纸类组分的无机氯含量较高与厨余类组分沾污有关。X 中转站织物类组分的有机氯含量较高，可能是由于织物中添加了含氯有机物(如阻燃剂[27]、抗菌剂[28])。无机氯和有机氯含量的加和平均值占总氯含量的87.22%～114.30%。

图3 生活垃圾各组分的无机氯/有机氯含量Fig.3 Contents of inorganic and organic chlorine in the municipal solid waste components

生活垃圾中的无机氯主要赋存在厨余和纸类组分中，有机氯主要来自橡塑类组分。有研究者[29]认为塑料垃圾是生活垃圾中氯的主要来源，因为其中的聚氯乙烯(PVC)有较高的氯含量，PVC塑料垃圾中的氯含量高达6%[5]。我国是PVC 生产和消耗大国，占全球总生产能力的50%，PVC塑料的消耗量更是高达3850万吨/年[30]。根据氯含量，可把塑料垃圾分成不同的等级，采用不同的方式处理，氯含量≤0.5%的塑料垃圾为低氯塑料，建议进入垃圾焚烧发电厂处理，高氯塑料则建议采用填埋处置[31]，或低比例掺烧以降低入炉垃圾氯的含量。

2.2.3 生活垃圾的挥发态/固定态氯含量 根据生活垃圾中氯在热处理过程中的转化，可分为挥发态氯和固定态氯，也称可燃氯和不可燃氯[17]。由图4可以看出，H 中转站两种气氛下、X 中转站氮气气氛下厨余类组分固定态氯含量均高于挥发态氯含量，这与组分中的氯主要为无机氯盐、在热处理过程中未完全挥发有关；而X 中转站空气气氛下的厨余类组分相反，说明有其他因素，如含水率、SiO2和其他氧化物的含量[32]，影响了氯的转化。橡塑类组分在不同气氛下挥发态氯含量均较固定态氯含量高，其中，H中转站橡塑类组分挥发态氯和固定态氯含量在空气气氛下分别为6.96 mg/g、2.22 mg/g；氮气气氛下分别为6.41 mg/g、1.90 mg/g。织物类和纸类组分可燃分含量高(98.0%～98.9%、88.3%～89.5%)，所含的氯主要为挥发态氯。其他垃圾的固相残渣产率高达76%以上，挥发态氯和固定态氯含量均较低。两种气氛下所有生活垃圾组分的挥发态和固定态氯含量平均值加和均小于总氯的平均值，在实验过程中也发现石英管尾部有残存的黑色油状物质[7]，说明在热处理过程中产生的易挥发含氯物质部分冷凝[33]或溶解于热解油[34-35]未被吸收液吸收，而无法被离子色谱检测到。将这部分氯作为其他态氯，含量可用差减法获得。

图4 生活垃圾各组分在空气和氮气气氛下挥发态氯/固定态氯含量Fig.4 Contents of volatile and non-volatile chlorine in the municipal solid waste components in air and N2 atmosphere

2.3 生活垃圾不同氯形态间的热转化规律

根据生活垃圾不同氯形态及其含量，可进一步探究在热处理过程中氯的转化规律。与无机氯化盐(NaCl：787 kJ/mol，KCl：717 kJ/mol)相比，有机氯化合物具有较低的结合能(PVC：397 kJ/mol)，所含氯更易转化挥发进入气相。在焚烧过程中，PVC 发生热分解和解聚反应，在200～360 ℃开始释放HCl，到550 ℃左右HCl 释放完全[26]。PVC、NaCl 燃烧时，气相产物中分别检测到HCl 和Cl2、NaCl 和HCl[36]。NaCl、KCl等在高温下会直接挥发至气相中[25]，或转化为HCl。

从图5桑基图可以较清晰地看出不同生活垃圾组分在热处理过程中氯的分布。空气和氮气气氛下各组分的氯分布略有差异，但整体规律相似。厨余类组分中的氯大部分转化成固定态氯，其次是挥发态氯，还有小部分以其他态氯存在；而橡塑和纸类组分中的氯大部分转化成挥发态氯。在空气气氛下，H 中转站厨余类组分的固定态氯含量占比大于55%，挥发态氯含量占36%左右，而X 中转站厨余类组分的固定态氯含量低于挥发态氯含量，与其他因素影响了氯的转化有关，橡塑和纸类组分的挥发态氯含量分别占65%左右和59%～71%；氮气气氛下，厨余类组分的固定态氯含量为38%～69%，橡塑和纸类组分的挥发态氯含量分别占42%～60%和56%～71%。热处理过程中氯的分布与很多因素有关，取决于其形态、含量、操作条件(如：温度、压力和反应气氛)和催化剂/吸收剂的使用等[34,37]。

图5 热处理过程中生活垃圾各组分不同氯形态的迁移桑基图Fig.5 Sankey diagram of migration of different chlorine forms in the municipal solid waste components during thermal treatment

不同气氛下有机氯与挥发态氯含量、无机氯与固定态氯含量关系见图6。可以看出，X-橡塑、X-纸张、织物类组分、其他垃圾在空气和氮气气氛下形成的挥发态氯和有机氯含量相似；而其余组分在空气和氮气气氛下形成的挥发态氯含量均显著高于其有机氯含量(p＜0.01)，固定态氯含量均低于其无机氯含量，且在空气气氛下挥发态氯含量高于氮气气氛下的挥发态氯含量，这说明除了有机氯充分转化为挥发态氯外，还有较多的无机氯也转化为挥发态氯[36]，并且在有氧条件下，氯更容易挥发至气相中。X-橡塑在氮气气氛下挥发态氯与有机氯含量接近，但固定态氯含量显著低于无机氯含量，说明部分含氯物质[34]进入热解油中，未被吸收液吸收。在氮气气氛下无机氯与固定态氯呈现较好的线性正相关关系。

图6 不同气氛下生活垃圾各组分有机氯与挥发态氯含量、无机氯与固定态氯含量的关系Fig.6 Relationship of organic chlorine and volatile chlorine content,inorganic chlorine and non-volatile chlorine content in municipal solid waste components in air and N2 atmospheres

对两个中转站13 个不同组分生活垃圾样品的不同氯形态进行相关性(Pearson)分析(表3)，可以看出总氯和无机氯之间呈现显著的正相关(显著性水平为0.01)，相关性系数＞0.9。总氯和无机氯在空气气氛下与挥发态氯和固定态氯、在氮气气氛下与固定态氯和其他态氯之间都呈现出了显著的正相关(显著性水平为0.01)，其中与氮气气氛下固定态氯的相关性系数均＞0.9(显著性水平为0.01)。三种转化态氯中，有机氯和挥发态氯的相关性系数最高，但是未达到统计显著性；无机氯与其他态氯A 和挥发态氯N 呈现相关性(显著性水平为0.05)。相关性分析结果表明，在不同气氛下氯的分布不同，在空气气氛下无机氯更易迁移转化成挥发态氯和固定态氯，氮气气氛下无机氯更易迁移转化成固定态氯和其他态氯；有机氯更易转化成挥发态氯。这是因为有机氯化物具有较低的结合能并且会通过热分解和解聚反应生成HCl，所以有机氯更易转化成挥发态氯；无机氯化物中的NaCl、KCl等在燃烧过程中会直接挥发至气相中，反应活性较低的无机氯化物仍保留在固相中，而氮气气氛下反应缓慢，更多的无机氯化物保留在了固相中，还有一部分氯以其他态氯的形式存在，所以无机氯在空气气氛下更易转化成挥发态氯和固定态氯，氮气气氛下更易迁移转化成固定态氯和其他态氯。

表3 生活垃圾不同氯形态间的相关性分析Table 3 Correlation analysis of different chlorine forms in municipal solid waste

对两个中转站13 个不同组分生活垃圾样品的不同氯形态进行主成分(PCA)分析，提取出两个主成分PC1、PC2，贡献率分别为65.70%、25.00%，累计贡献率为90.70%。从主成分荷载表(表4)和荷载图(图7)中可以看出PC1 主要由无机氯和总氯贡献，而PC2主要由有机氯贡献，固定态氯受PC1影响，而挥发态氯同时受PC1 和PC2 影响，这与相关性分析结果一致。基于此对生活垃圾样品得分作图进行分析(图8)，可以看出不同类型组分间呈现出了差异性，而同类型组分表现出一致性。厨余类组分均分布在PC1 右侧方向，与其余组分在PC1 相关指标上存在差异，主要为无机氯、总氯和固定态氯。橡塑类组分与其余组分在PC2 方向存在差异，其差异性主要源于有机氯和挥发态氯。通过PCA 分析，可以更清晰地看出不同样品间的差异性及不同氯形态间的相关关系。有研究者[38]发现焚烧过程中，HCl有72%～80%来自有机氯(PVC)，只有20%～28%来自无机氯(NaCl)，而本实验干垃圾中PVC 材质塑料不多，厨余类组分中的氯含量显著高于橡塑类组分，因此挥发态氯A与无机氯的相关性强于有机氯。

图7 主成分荷载图Fig.7 Principal component loadings

图8 主成分分析样品分布Fig.8 Principal component analysis results based on different chlorine forms

表4 主成分荷载Table 4 Principal component loading

对于不同氯含量的生活垃圾建议采用不同的处理处置方式，减少氯含量较高的生活垃圾进入焚烧系统。生活垃圾分类不仅可以让有利用价值的垃圾通过回收进行再利用，而且厨余垃圾分类收集减少了其进入生活垃圾焚烧系统，从而降低了无机氯对生活垃圾焚烧设备的腐蚀和烟气污染影响。基于对生活垃圾中氯含量源特征的分析，可以为生活垃圾焚烧系统的氯污染控制提供依据。

3 结论

(1)生活垃圾组分的氯含量为1.52～19.44 mg/g，主要来源于厨余和橡塑类组分。其中，厨余类组分的氯含量最高，为8.38～19.44 mg/g，其次是橡塑类组分，为3.51～10.60 mg/g。不同生活垃圾组分的氯含量有较大差异，不同中转站生活垃圾的氯含量也有所差异，不同垃圾组分间还存在相互沾污的情况。

(2)生活垃圾中的氯主要以无机氯为主，厨余类组分中无机氯占总氯的比重高达90%以上，橡塑类组分中有机氯占比为46%～55%。在热处理过程中，厨余类组分中的氯更易转化成固定态氯，而橡塑和纸类组分中的氯则更多地转化成挥发态氯。空气气氛下橡塑和纸类组分的挥发态氯含量分别为65%左右和59%～71%；氮气气氛下，厨余类组分的固定态氯含量为38%～69%，橡塑和纸类组分的挥发态氯含量分别为42%～60%和56%～71%。

(3)生活垃圾的总氯与无机氯、固定态氯显著相关，与空气气氛下的挥发态氯的相关性强于氮气气氛下的挥发态氯；有机氯与挥发态氯密切相关，与氮气气氛的相关性强于空气气氛的。这表明不同气氛下生活垃圾的氯分布不同，无机氯在空气气氛下更易迁移转化成挥发态氯和固定态氯，在氮气气氛下更易迁移转化成固定态氯和其他态氯；而有机氯更易转化成挥发态氯。