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水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用

苏璐璐, 姬亚芹, 张福强, 杨升, 杨红健, 肖庆一. 水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
引用本文: 苏璐璐, 姬亚芹, 张福强, 杨升, 杨红健, 肖庆一. 水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
SU Lulu, JI Yaqin, ZHANG Fuqiang, YANG Sheng, YANG Hongjian, XIAO Qingyi. Dust suppression performance and field application of waterborne polymer on iron ore powder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
Citation: SU Lulu, JI Yaqin, ZHANG Fuqiang, YANG Sheng, YANG Hongjian, XIAO Qingyi. Dust suppression performance and field application of waterborne polymer on iron ore powder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125

水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用

    作者简介: 苏璐璐(1994—),女,硕士研究生。研究方向:大气污染防治。E-mail:slu322@126.com
    通讯作者: 张福强(1965—),男,博士,教授。研究方向:高分子功能材料。E-mail:fqzhang@hebut.edu.cn
  • 基金项目:
    河北省科技计划项目(17273703D);天津市科技计划项目(16ZXCXSF00010);天津市重大科技攻关项目(16ZXCXSF00110);河北省自然科学基金资助项目(E2016202279)
  • 中图分类号: X513

Dust suppression performance and field application of waterborne polymer on iron ore powder

    Corresponding author: ZHANG Fuqiang, fqzhang@hebut.edu.cn
  • 摘要: 为控制扬尘污染,采用水性聚合物抑尘剂将澳洲铁矿粉稳定化,表征了铁矿粉的含水率、Zeta电位、表面形貌、化学组成与晶体结构,研究了聚合物的抑尘性能和现场应用效果。结果表明,抑尘剂可促进铁矿粉聚集、提高内聚力,可在湿润状态下延缓水分挥发、干燥状态下紧密封闭粉体,有效降低风力侵蚀性。在30 ℃、35%相对湿度下的平均含水率比洒水提高了1.2倍,装卸过程和露天堆场估算的扬尘控制效率分别达到67.78%和93.96%。露天料场24 h PM2.5和PM10的控制效率分别为75.0%和80.95%,与估算结果接近;30 d的观察期间,堆体的封闭状态稳定,实现了现场有效抑尘。
  • 环境污染治理包括防治在生产建设或其他活动中产生的废气、废水、废渣、医疗废物、粉尘、恶臭气体、放射性物质等污染物,以及降低噪声、振动、光辐射、电磁辐射等对人体与环境的危害。其中,工业污染治理是环境污染治理的重点内容。燃油燃气锅炉、焦化、玻璃、陶瓷、水泥、垃圾焚烧、危废、酸洗、燃气发电等行业会排放大量气态硫化物、氮化物和汞,造成生态环境持久破坏,并危害人体健康,引起急、慢性中毒和致癌、致畸等远期危害[1]。现有的气体污染物净化方法包括:催化氧化还原、催化燃烧、利用吸收和吸附等[2]。然而,由于环境污染的复杂性,这些技术都不同程度地存在净化不彻底、投资成本高、操作复杂、回收率低、能耗高等缺点[2],也可能产生二次污染,所以需要探索和开发新技术、新方法,解决现有技术的问题。除反应机理和条件外,引入外加场也是提高反应效率和改善性能的方法,如引入磁场、电场等外加场会影响反应过程,并提高去除效率。

    磁场是一种特殊物质,也是一种能量场,已被化学家和物理学家广泛应用于化学和物理控制过程。永磁铁或电磁铁在空间上产生磁场强度较为均匀的磁场。电子的运动伴生着磁场,磁性来自电子的运动,物质中带电粒子的运动形成物质的元磁矩。当这些元磁矩取向有序时,便形成了物质的磁性。通常物质的磁性分为顺磁性、抗磁性以及铁磁性[3]。顺磁性物质具有固定磁矩,在外加磁场中呈现微弱磁性,并产生与外加磁场同方向的附加磁场,能被磁体轻微吸引。抗磁性物质在外加磁场中呈现微弱磁性,并产生与外加磁场反方向的附加磁场,能被磁体轻微排斥。抗磁性在所有物质中都存在,由于抗磁性极其微弱,故常常被掩盖。铁磁性物质在外加磁场中呈现很强的磁性,并产生与外加磁场同方向的附加磁场,能被磁体强烈吸引,具有磁矩的分子表现为顺磁性,外磁场会影响磁性分子的取向,亦即影响反应体系的熵[4-5]。磁场能有效控制某些反应的速率,影响反应历程[6]。由经典电磁理论,磁场会对运动的化学粒子产生洛仑兹力。仅从能量看,磁场提供的能量较热运动的能量,不足以影响化学反应。但量子力学认为,化学反应还取决于化学粒子的电子自旋,磁场会影响化学反应粒子未成对电子的自旋状态,改变反应体系的熵,从而影响化学反应的进程和结果。磁场对化学反应影响是量子力学效应和磁流体力学效应之一或共同作用的结果[7]。有关磁场效应(磁场效应主要来自量子效应、磁热力学效应、磁矩、洛伦兹力、法拉第力、涡流和能量输入)的研究也是一个重要领域[8-9]。磁场的这些特性逐渐被研究开发,因提升了污染物处理效果和去除效率,而被运用于工业废气和废水处理、分选、高分子聚合以及催化剂制备等领域,成为一种新型污染控制技术。

    近年来,利用磁场对磁性物质力的作用、对水中污染物的高能破坏作用和对微生物生长和酶活性的正向刺激作用,实现工业废水中污染物的去除已有一些研究进展[10]。在分选中利用其本身作用力,与磁场相互作用,受到转磁力矩和平动磁力而产生粒子聚集现象(粒子间磁偶极子力、拖曳力、布朗力、引力和范德华力),可实现杂质颗粒快速便捷分离和废物循环利用[11-13]。磁场在以自由基反应占主导地位的高分子聚合领域获得了一定成果,获得了产率高、分子量高且分布较窄的高聚物,且聚合物结晶度、大分子链的规整性、热性等都因磁场得到有效控制[14-16]。然而,磁场对工业废气污染的治理还未得到总结,目前磁场在废气治理研究方面,更多集中在废气脱硫脱硝和脱汞。

    磁场应用于水处理的研究早已兴起,而利用磁场处理工业废气的研究发展缓慢。最开始,陈凡植等[17]使用高梯度磁分离器处理氧气顶吹转炉和电弧炼钢炉产生的烟尘,取得较好的粉尘去除效果。俞明等[18]研究发现磁场运用于汽车尾气中能够对HC及CO排放量和燃油经济性有一定改善。朱传征等[19]发现,常压下磁场能够提高合成氨反应的反应速率和转化率。随着研究人员对磁场去除污染物影响规律和作用机理的研究深入,磁场应用于工业废气处理有了一定的发展。本文介绍磁场对二氧化硫、氮氧化物和汞这3种气体污染物去除的影响效果和作用机理,为实际利用磁场治理工业废气提供理论和技术参考,为工业废气净化应用研究提供新思路与方向。

    含硫工业废气源是导致雾霾和酸雨问题的一个重要因素。除硫方法主要分为干法、湿法、半干法等。近年来,出现了在反应器外部加磁场对颗粒磁性材料进行的气固流化,以磁流化床(magnetically fluidized bed,MFB)为反应器的半干式烟气脱硫(fiuidizedbedgas des,FGD)系统[20]。该技术克服了干法和湿法的局限,具有脱硫反应速度快、脱硫效率高,无污水废酸排出、脱硫后产物易于处理,适应范围广,投资、运行成本低等优点,成为MFB在FGD工艺(石灰石或石灰为吸收剂的强制氧化湿式脱硫方式)中的新应用。早在20世纪80年代,WYLOCK等[21]就概念性地提出了逆流MFB,并用于连续吸收分离纯化乙烯、低温植物气、天然气和烟气等气体的方法,并在实验上进行了验证,成功推动MFB在烟气脱硫过程中的应用,以下将从MFB反应器处理SO2的吸收过程,磁助脱硫机理和磁助脱硫影响因素几个方面详细介绍。

    反应塔是由不锈钢柱组成的磁性流化床,石灰浆作为吸收剂被连续地喷入反应器中,反应装置如图1所示[22]。铁磁粒子表面SO2的吸收过程[22]图1所示。气相中的SO2向铁磁粒子表面覆盖的液相扩散,溶解和电离SOx2−液膜。SO2溶解度高,而H2SO3电离度低。同时,Ca(OH)2分子向液相扩散。它在液体膜中溶解并电离成Ca2+,Ca(OH)2的溶解度较低,而电离度较高。SOx2−和Ca2+在液膜中扩散,并立即反应。这些积极和消极的电离相遇,密度下降为零。因此,H2SO3电离度和Ca(OH)2溶解度成为控制液膜中离子迁移的主要因素,从而控制脱硫效率[23]。H2SO3增强电离,转让SOx2−于液相中,使液膜变薄。另一方面,有外部磁场时,液相Ca2+密度和液膜中Ca2+密度梯度增大,从而促进了液膜中Ca2+的转移,中和反应界面向气液界面移动,从而改善硫与吸附剂之间的传质,提高了脱硫效率[22]

    图 1  FGD实验流程图
    Figure 1.  FDG Experimental flow chart

    一般来说,外加磁场强度的增加可以提高脱硫效率。实验中,外加磁感应强度由9 T增加到40 T,SO2去除效率提高近30%。一方面由于磁场会影响气固流化床铁磁颗粒的运动,随着磁场的增大,MFB的流动状态由“气泡床”变为“磁稳定床”;铁磁颗粒分布较好[24],附着在其表面的液滴越多;与烟气发生反应,脱硫产物在其表面聚集越多,反应后比表面积越大,从而使烟气和石灰充分有效接触。另一方面,磁场改善了S(IV)的氧化,液相中催化氧化S(IV)生成S(VI),导致SO2溶解度增加;从而增强SO2与Ca(OH)2的反应,促进了铁磁颗粒表面液膜中硫及其吸附剂之间的传质,SO2去除效率提高。具体反应见式(1)~式(4)所示。

    SO2+H2O+H2SO32HSO3+2H++2SO23+4H+ (1)
    2H++Fe2Fe2++H2 (2)
    HSO3+12O2SO24+H+ (3)
    SO23+12O2SO24 (4)
    图 2  有无磁场影响的单个铁磁粒子表面液膜传质过程的比较
    Figure 2.  Comparison of individual ferromagnetic particles surface film mass transfer process with magnetic field or not

    1)铁磁粒子。在MFB脱硫过程中,铁磁颗粒本身也参与脱硫,而铁磁颗粒不仅可作为石灰浆液在类似石英颗粒上的沉淀平台,还参与脱硫反应。微量铁磁粒子溶解在水相中产生铁离子,Fe3+通过催化剂自氧化引发的自由基机制催化S4+氧化为S6+。ZHANG等[25]利用磁流化床脱除SO2,铁磁颗粒代替石英颗粒对SO2的去除率比石英颗粒高14%,且随其平均粒径的增大,去除率降低。

    2)磁感应强度。外加磁场对流化床物理状态有不同程度影响。随着磁场的增强,磁流化床经历了3个阶段:在鼓泡流化状态下,床层压降不稳定,脱硫效率低;在磁稳流化状态下,床层压降小,脱硫效率快速提高;在磁聚状态下,床层压降较大,脱硫效率提高。ZHANG等[25]发现随着磁感应强度的增加,反应后铁磁粒子比表面积增大,磁感应强度为0、10、20 T时,反应前后比表面积之比分别为1.96、2.2、5.5,铁磁颗粒表面的形貌变得疏松,降低液相传质阻力,促进了流化床内的气固接触。张琦等[26]研究磁流化床脱硫过程中外加磁场对脱硫副产物影响时发现,在没有磁场的情况下,铁磁粒子表面会形成一个副产物的固体壳层,一旦固体壳层开始形成,随着液相传质阻力的大幅增加,SO2的吸收率急剧下降。在磁场的作用下,析出副产物团聚在一起,不能形成固体壳体,从而降低液相传质阻力,提高脱硫效率。另外,外加磁强度的增加不仅可以提高脱硫效率,对脱硫产物成分也有影响。实验中,当外加磁感应强度为0时,CaSO3衍射强度最大,说明其在反应产物中占主导地位。而当磁感应强度为40 T时,CaSO3在脱硫产物中只占很小比例,而CaSO4的衍射强度在所有成分中最高,已成为产品的主要成分。即外加磁场可以促进S(IV)的氧化,使更多的H2SO3和CaSO3分子转化为H2SO4和CaSO4。由于CaSO4·2H2O溶解度高于CaSO3·0.5H2O,石灰颗粒可溶性面积增大,溶解的石灰颗粒增多[25]

    3)磁场种类。磁场对除硫效果显著,但不同种类磁场去除机理也有所不同。在这里主要介绍直流磁场和交流磁场的不同。ZHANG等[25]发现提高直流磁场强度能提高Fe(II)和Fe(III)在S(IV)氧化反应中的催化活性,从而提高脱硫反应速率。当直流磁场应用于实际工业脱硫中,在90 T磁感应强度下,对于314 mg·m−3SO2气体和1 145 mg·m−3CO气体,获得了100%的去除率[27]。而交流磁场对SO2的去除则有不同作用。交流磁场会引起电子回旋和漂移运动,使气隙空间中的剩余时间更长,增强电子能量和电物理化学作用,有效去除污染物气体。

    氮氧化物(NOx)是大气主要污染物之一。目前,比较成熟的烟气脱硝技术主要为选择性催化还原、选择性非催化还原和SNCR/SCR组合技术。其中,选择性催化还原脱硝效率可达90%,属于较成熟的烟气脱硝技术,但仍然存在着缺点。按脱硝剂和脱硝反应产物的状态可以分为干法、湿法两类。利用磁场处理NOx,可从新角度研究对污染物的作用机理,将成为未来的研究方向。

    利用磁场处理NOx可影响化学反应的过程和结果[28],如反应与速率、取向、性质和结构,以及反应动力学等。在SCR中,反应速率、反应温度与SCR反应活化能有关,故将磁场用于SCR反应可增加反应活化能,提高SCR对中低温NO的脱除效率。BUSCA等[29-30]和RAMIS等[31]证明了温度为600 K时,外加磁场后SCR脱硝性能较好;APOSTOLESCU[32]发现以ZrO2为载体负载Fe2O3的SCR系统进行烟气脱硝,275 ℃时去除率可达90%,320~365 ℃可达到完全去除;LARRUBIA等[33]研究了负载铁氧化物的TiO2用于磁助SCR系统的烟气脱硝,负载率为6%时效果较好;YAMAZAKI等[34]发现纯Fe2O3在催化脱硝中具有中等活性,且Fe2O3表现出较好的热稳定性,580 ℃下负载6.6%Fe2O3的Pt/Ba/(Al2O3-CeO2-Fe2O3)催化剂对NO去除率可达85%。以上研究表明,金属铁及其氧化物对NO的去除具有较好活性,故MFB能用于中低温状态下的NOx处理。以下主要介绍利用MFB处理NOx的4种主要机理。

    YAO等[35]利用MFB磁性Fe2O3催化剂选择性催化还原NO,外加磁场降低了SCR的表观活化能,提高了Fe2O3催化剂的低温SCR活性,即利用磁性能将NO去除率较高的温度范围从493~523 K扩展至453~523 K。用磁感应强度为0.01~0.015 T的外加磁场,温度453~493 K时,NO去除率提高到90%以上,比不加磁场时提高了10%。利用MFB磁性Fe2O3催化剂去除NO,可实现催化剂的循环再生,其反应过程见图3,具体机理如式(5)~式(12)所示。

    图 3  利用MFB磁性Fe2O3催化剂以NH3选择性催化还原NO机理
    Figure 3.  Mechanism of selective catalytic reduction of NO to NH3 using MFB magnetic Fe2O3 catalyst
    4NO(g)+4NH3(g)+O2(g)4N2(g)+6H2O(g) (5)
    NO+Fe3+Fe3+NO (6)
    NH3+Fe3+Fe3+NH3 (7)
    Fe3+NH3+O2Fe2+NH2+OH (8)
    Fe2+NH2+Fe3+NON2+H2O+Fe3++Fe2+ (9)
    Fe2+NH2+NON2+H2O+Fe2+ (10)
    2OHH2O+O2 (11)
    2Fe2++12O22Fe3++O2 (12)

    进一步研究磁场对MFB中Fe2O3催化剂上NH3和NO的影响,可将Fe2O3催化剂上的反应归结为2个部分[36-37]:1)磁场增强了NO在Fe2O3表面的浓度以及吸附作用。NO易吸附在Fe和Fe2O3上,Fe2O3表面磁场受外加磁场和Fe2O3磁化强度的影响,其表面存在梯度磁场。由于NO是顺磁性的,从Fe2O3的环境空间转移到表面,直到表面周围的化学势相等,NO在表面的浓度增加;2)外加磁场加速了NH2活性自由基的生成和NH2与NO之间自由基的反应。GRZYBEK[38]证实了在473~533 K真空条件下,吸附在Fe2O3表面的NH3形成了稳定的NH2自由基。外加磁场会影响自由基中未配对电子的电子自旋,改变反应体系的顺序,从而改变Fe2O3催化剂上NO的SCR总速率。张雯等[39]利用外加磁场光催化降解Pt/TiO2也证实磁场增加了薄膜表面羟基自由基的生成速率。磁场可控制自由基对的系间迁跃,使自由基对尽可能保持在三重态,可有效抑制单重态自由基对的重结合,增加磁场作用下“笼”外反应的可能性[40]。通过将NO磁吸附在Fe2O3上,NO提供N原子的孤对电子,也通过配位吸附在相同或相邻Fe3+上,并保持其自由基活性。配位吸附氨上的一个H键通过脱氢分裂,生成活性表面NH2等自由基物质。Fe3+通过从分裂的H中获得一个电子而被还原。而H+与邻近的表面晶格氧离子迅速结合形成表面OH,增加NH2自由基的形成以及NH2自由基与NO的反应,提高NO的转化率。

    由于MFB中气相接触的改善,SCR发生了额外磁效应。磁性能可以控制床层结构、气固接触系数和NO在磁性Fe2O3催化剂上的SCR迁移率。通过提高相对气固速度,抑制和消除床内气泡,可实现床内粒子的良好诱导和混合[39]。除此之外,一些反应物分子与Fe2O3催化剂活性表面相互作用形成表面中间体NH2NO,迅速分解为N2和H2O。这些中间酸盐化合物提供了施加较小激活屏障的替代反应路径,因此,降低了脱硝反应所需的活化能,提高了反应速率。

    从磁场方面看,铁磁材料磁化产生的感应磁场比外加磁场强100~10 000倍,因此,粒子内部磁场强度很强,在磁化粒子的表面边界上有很大的磁场梯度。磁化后,催化剂颗粒周围的局部梯度磁场由外向内增大,NO分子被驱动力沿梯度磁场增加的方向强迫移动到铁磁粒子表面。磁化粒子外部磁场[39]图4所示。g-Fe2O3是铁磁性的,Fe3+磁化八面体配位是沿着外磁场的,磁化坐标与外部磁场成反比,以Fe3+-N-O形式吸附在具有高自旋的磁性Fe3+上,在八面体配位下更容易与Fe3+反应和吸收。铁磁g-Fe2O3催化剂颗粒在外加磁场的作用下被磁化,产生一个比颗粒周围外加磁场强的局部磁场。因此,对NO的非均相吸附会产生磁场效应,迫使NO向g-Fe2O3表面移动,增强了NO在磁性Fe3+上的吸附,进而促进NO的选择性催化还原[41]

    图 4  磁化粒子的外部磁场
    Figure 4.  An external magnetic field of magnetic particles

    由于铁磁催化剂颗粒被均匀磁化后,在顺磁性NO分子上会产生法拉第力,导致NO向颗粒表面移动产生边界效应,从而增强Fe3+磁性位。铁磁铁基材料与磁性能还有协同作用,可促进逆磁性反应物转化为顺磁性产物,以及电子反应中的转运。除了激活NH3、NO选择性催化还原反应,具有重要吸附作用,金属表面分子的化学吸附也不可忽视。过渡金属元素的磁性与其d带结构有关。d带结构的差异影响过渡金属表面位置分子的化学吸附[42-44]。DELBECQ等[42]指出,NO在磁性表面的化学吸附是由于NO分子上的2p自旋轨道与磁性表面上的空d自旋轨道相互作用而加速的。因此,磁性能增加NO在磁性Fe2O3催化剂表面的化学吸附。在低温、低成本、低污染下,利用含MFB的铁基催化剂可实现NO的高效去除。

    燃煤电站锅炉是汞的最大排放源之一。汞是一种重要污染物,对人类和环境健康具有威胁,由于其波动性、持续性和生物积累性,已引起全世界关注[45]。由于高成本、废催化剂/吸附剂无法回收利用和灰分利用等负面影响,现有的Hg0脱除技术,如催化氧化法[46-53]和改性吸附剂法[54-56],无法在工业上实现大规模应用。利用外加磁场的引入,开发可回收可再生的磁性吸附剂/催化剂来克服这些局限性,可能是一个可行的研究方向。

    磁场对工业废气中汞的净化有一定积极作用,磁性催化剂由于其反应的高效率和磁响应特征已被广泛关注。磁性催化剂在外加磁场的作用下,被磁化而拥有磁性,进而在磁场力作用下,分散催化剂到体系中,形成了各种微小磁场源。随着外磁场旋转及磁性微粒的运动,大小磁场产生的洛伦兹力不断变换,反应物汞分子不断受到扰动,促进反应进行[57-58]。DONG等[59]利用负载银纳米颗粒的磁性沸石复合材料研究对Hg0的去除影响,复合MagZ-Ag0(加磁)由磁铁矿(Fe3O4)绑定到沸石薄二氧化硅涂层。结果表明:加磁去除效果较好,5 min内Z-Ag0(不加磁)、MagZ-Ag0、2MagZ-Ag0吸附汞分别为98、139、148 mg·m−3;2MagZ-Ag0中可能会受到可用银吸附位点饱和或在随后的洗涤步骤中附着银离子损失的限制,且在400 ℃下进行累积或延长热处理可以提高汞捕集能力,使得吸附剂可以多次再生和再循环而不会出现性能下降。

    近年来,利用磁性催化剂去除Hg0的机理研究已有一些突破。YANG等[60]利用粉煤灰负载可再生钴系磁层催化剂,用浸渍和热分解法制备了Co-MF催化剂,在150 ℃时,负载5.8%Co-MF催化剂对Hg0的去除率达到95%。随着温度的增加,300 ℃时,Hg0去除率从94.7%下降到56.5%,这可能是由于吸附在催化剂表面的汞出现解吸。在此基础上,YANG等[61]利用改性CuCl2探究Hg0的去除机理。基于CuCl2改性的煤灰磁珠(CuCl2-MF)磁性催化剂处理Hg0,用粉煤灰磁球浸渍法制备了CuCl2-MF催化剂,在150 ℃时,最佳负载量为6%的CuCl2-MF催化剂对Hg0的去除率高达90.6%。分析其原因,可能是由于不同铜负载量的催化剂存在不同的铜配位,或催化剂表面吸附位点的化学吸附作用。除此之外,热解温度为600 ℃, FeCl3生物质浸渍质量比为1.5 g·g−1时,木屑活化磁化磁性生物炭在较宽的反应温度窗口(120~250 ℃)仍表现出优良的除汞性能[62]。新型磁性生物炭(magnetic biochar carbon,MBC)表面可以沉积高度分散的Fe3O4颗粒。随着FeCl3的活化,MBC上形成了更多的富氧官能团,尤其是C=O基团。MBC中Fe3O4和C=O基团中的Fe3+(t)配位和晶格氧均可作为Hg0的活性吸附/氧化位点。而C=O基团可作为电子受体,促进Hg0氧化的电子转移。以上负载磁性Ag、Co、Cu、Fe处理气态汞的研究,揭示了部分磁性催化剂对Hg0的去除机理[59-62](见表1),为进一步研究提供参考。

    表 1  负载磁性Ag、Co、Cu、Fe对去除Hg0的影响
    Table 1.  Effect of Hg0 removal using load magnetic Ag,Co,Cu,Fe
    载体 负载物质 制备方法 反应温度/℃ 负载量/% 去除率/% 反应式
    沸石 Ag 离子交换法 250 80 2Ag++Hg0→2Ag+Hg2+
    粉煤灰 Co 浸渍和热分解法 150 5.8 95 Hg0+CoxOy→HgO+CoxOy-1HgO+CoxOy-1→HgO+CoxOy
    粉煤灰 Cu 浸渍法 150 6 90.6 Cu2++ Hg0→Cu+Hg2+CuO+ Hg0→Cu+HgO
    MBC Fe 浸渍法 200 1.5 90 Hg0→2e-+Hg2+C==O+e- →C—OO2-+Hg2+ →HgO
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    不同气体组分的存在也会干扰利用外加磁场辅助去除Hg0的反应过程。不同气体的存在对Co-MF催化剂干扰Hg0去除的作用机理及反应式[60]表2,故不同气体组成对磁助去除汞的影响效果主要是抑制、促进和双面效应。部分顺磁性气体,如O2,在磁性作用下可促进Hg0去除,而H2O的存在则相反。另外,还需进一步探究顺磁性气体组分在Hg0去除过程中的反应机理,以及磁场除汞的其他影响因素。

    表 2  不同气体对Co-MF催化剂去除Hg0的影响
    Table 2.  Effect of different gases for Hg0 removal in Co-MF catalyst
    气体组分 作用 添加气体浓度/(mg·m−3) Hg0去除率的变化情况 作用机理 反应式
    SO2 抑制 1 0473 141 降低3%降低13.4% SO2与Hg0在催化剂表面的竞争性吸附,与催化剂表面氧反应生成SO3 2SO2+O2→2SO3
    H2O 抑制 2 2085 889 下降7%下降14.9% H2O与Hg0的竞争性吸附,导致Hg0去除能力失活
    O2 促进 可再生所消耗的表面氧 CoxOy-1+1/2O2→CoxOy
    HCl 促进 15 上升5% 表面氧在纯N2气氛下作为氧化剂,HCl氧化成Cl2,可以显著促进Hg0氧化和化学吸附,HCl吸附在催化剂表面,形成表面活性氯种,发生了不均匀氧化 4HCl+O2→2Cl2+2H2O
    NO 双面效应 61368 上升8%降低,轻微抑制 少量NO提高Hg0去除效率,过量NO提高Hg0去除效率,晶格氧和化学吸附氧可以氧化NO,形成新的物种,如NO2、NO+等,Hg0与NO2相互作用 Hg0+NO2→HgO+NOHg0+2NO2+O2→Hg(NO3)2HgO+2NO+3/2O2→Hg(NO3)2
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    1)磁场对脱硫脱氮除汞的效果有明显提升作用,磁助脱硫改善吸附剂传质性能、提高催化活性、改变催化剂材料的物理性质和反应体系的熵,而使有效反应温度降低;磁助脱硝可造成局部磁场叠加,促进自由基和中间产物生成速率、控制自由基对的系间迁跃、抑制单重态自由基对的重结合以促进反应进行,通过磁化力增强了运输效应和化学吸附;磁助脱汞可在体系里形成各种微小磁场源,加速反应中的电子传递、增强磁性位点上的活化反应来提高转化率。

    2)利用外加磁场脱硫脱硝脱汞,能够提高效率、快速便捷分离催化剂、多次催化剂再生和再循环而不会导致性能下降。现有研究大都处于实验阶段,还有许多问题亟待解决。首先,磁场作用于自由基活化反应以及对反应机制的影响等问题的机理不明确,受限条件及作用范围有待研究,具有一定的复杂性,尤其对于气体方面研究较少;其次,磁场对于单一顺磁性污染气体的处理效果较好,但用于含有顺磁性和逆磁性的多组分气体,作用效果还需进一步研究。开发出具有高吸附选择性、高稳定性的功能化磁性复合材料,利用磁场对顺磁性气体组分的促进作用,达到分开处理顺磁性和逆磁性气体,也是一个发展方向。

    3)磁场应用于环境污染处理的重难点在于,针对不同污染物类型,受限于顺磁逆磁材料、磁场种类、强度和共存气体组分影响,还受限于温度、磁场梯度和磁场范围的影响。除此之外,实验室条件下磁场参数与工业化应用有所区别。如何将反应器及材料有效布局最为经济合理,也是值得讨论的问题。研究均匀磁化、磁场梯度机理以及磁场对材料性能的影响机制,并将其放大应用到工业化生产中,对材料进行有效分选回收,治理环境污染,做到环境友好型循环,是今后的重要研究方向。

  • 图 1  过200目粒级的粒度分布

    Figure 1.  Iron ore size distribution less than 200 screen mesh

    图 2  喷洒区域及监测点布设示意图

    Figure 2.  Sketch of sprayed zone and monitoring sites

    图 3  现场监测的物联网系统

    Figure 3.  IOT system monitoring on suppression field

    图 4  现场喷洒料场地面

    Figure 4.  Spraying on storage yard ground

    图 5  铁矿粉含水率随时间的变化

    Figure 5.  Change of moisture content of iron ore powder with time

    图 6  P=Ae-Bt的自然对数回归方程曲线

    Figure 6.  Regression curve with natural logarithm P=Ae-Bt equation

    图 7  聚合物用量对铁矿粉Zeta电位的影响

    Figure 7.  Polymer dosage effect on Zeta potential of iron ore particles

    图 8  干燥过程中的颗粒聚集

    Figure 8.  Particles agglomeration during the course of drying

    图 9  铁矿粉的SEM表面形貌

    Figure 9.  SEM images of iron ore aggregation surface

    图 10  抑尘剂对铁矿粉XRD晶体结构的影响

    Figure 10.  Suppressant effect on iron ore structure characterized by XRD patterns

    图 11  抑尘现场的控制效率

    Figure 11.  Dust control efficiency on suppression field

    图 12  封闭状态稳定的堆体表面

    Figure 12.  Stable pile surface under sealing conditions

    表 1  过200目粒级的化学组成(质量分数)

    Table 1.  Iron ore composition less than 200 screen mesh (mass fraction)

    Fe2O3SiO2Al2O3P2O5TiO2
    82.569.227.540.190.17
    CaOMnOSO3ClK2O
    0.130.080.050.030.03
    Fe2O3SiO2Al2O3P2O5TiO2
    82.569.227.540.190.17
    CaOMnOSO3ClK2O
    0.130.080.050.030.03
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    表 2  装卸过程扬尘的排放系数

    Table 2.  Dust emission factors during handling process

    样品Pav/%TSP/(g·t−1)PM10/(g·t−1)PM2.5/(g·t−1)
    抑尘铁矿粉10.770.750.360.05
    洒水铁矿粉4.802.331.100.17
    样品Pav/%TSP/(g·t−1)PM10/(g·t−1)PM2.5/(g·t−1)
    抑尘铁矿粉10.770.750.360.05
    洒水铁矿粉4.802.331.100.17
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    表 3  抑尘剂对铁矿粉XRD参数的影响

    Table 3.  Effect of suppressant on XRD parameters of iron ore

    抑尘铁矿粉原料铁矿粉
    2θ/(°)d/nm半峰宽/(°)2θ/(°)d/nm半峰宽/(°)
    24.140.3680.09624.130.3690.092
    33.160.2700.14833.140.2700.150
    35.640.2520.12535.620.2520.128
    40.890.2210.14440.850.2210.143
    49.470.1840.13949.450.1840.154
    54.080.1690.19054.040.1700.176
    62.440.1480.11662.420.1490.131
    64.011.4500.19163.981.4500.148
    抑尘铁矿粉原料铁矿粉
    2θ/(°)d/nm半峰宽/(°)2θ/(°)d/nm半峰宽/(°)
    24.140.3680.09624.130.3690.092
    33.160.2700.14833.140.2700.150
    35.640.2520.12535.620.2520.128
    40.890.2210.14440.850.2210.143
    49.470.1840.13949.450.1840.154
    54.080.1690.19054.040.1700.176
    62.440.1480.11662.420.1490.131
    64.011.4500.19163.981.4500.148
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    表 4  洒水铁矿粉和抑尘铁矿粉的化学组成(质量分数)

    Table 4.  Compositions of suppressed and watering iron ore (mass fraction)

    样品Fe2O3SiO2Al2O3P2O5TiO2
    洒水铁矿粉81.859.537.950.180.16
    抑尘铁矿粉81.949.428.00.170.16
    样品CaOMnOSO3ClK2O
    洒水铁矿粉0.130.090.050.030.03
    抑尘铁矿粉0.120.070.060.030.03
    样品Fe2O3SiO2Al2O3P2O5TiO2
    洒水铁矿粉81.859.537.950.180.16
    抑尘铁矿粉81.949.428.00.170.16
    样品CaOMnOSO3ClK2O
    洒水铁矿粉0.130.090.050.030.03
    抑尘铁矿粉0.120.070.060.030.03
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    表 5  抑尘现场的悬浮颗粒物浓度

    Table 5.  Particulate matter concentrations on suppression field

    时间/hPM2.5/(μg·m−3)PM10/(μg·m−3)
    抑尘区对比区抑尘区对比区
    044.041.584.581.5
    510.042.013.583.0
    2412.048.016.084.0
    4824.049.524.586.0
    7225.548.037.089.5
    9635.048.558.087.5
    12037.042.568.582.0
    14443.545.577.580.0
    时间/hPM2.5/(μg·m−3)PM10/(μg·m−3)
    抑尘区对比区抑尘区对比区
    044.041.584.581.5
    510.042.013.583.0
    2412.048.016.084.0
    4824.049.524.586.0
    7225.548.037.089.5
    9635.048.558.087.5
    12037.042.568.582.0
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-01-17
  • 录用日期:  2019-05-22
  • 刊出日期:  2019-09-01
苏璐璐, 姬亚芹, 张福强, 杨升, 杨红健, 肖庆一. 水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
引用本文: 苏璐璐, 姬亚芹, 张福强, 杨升, 杨红健, 肖庆一. 水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
SU Lulu, JI Yaqin, ZHANG Fuqiang, YANG Sheng, YANG Hongjian, XIAO Qingyi. Dust suppression performance and field application of waterborne polymer on iron ore powder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125
Citation: SU Lulu, JI Yaqin, ZHANG Fuqiang, YANG Sheng, YANG Hongjian, XIAO Qingyi. Dust suppression performance and field application of waterborne polymer on iron ore powder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2181-2188. doi: 10.12030/j.cjee.201901125

水性聚合物对铁矿粉的抑尘性能与现场应用

    通讯作者: 张福强(1965—),男,博士,教授。研究方向:高分子功能材料。E-mail:fqzhang@hebut.edu.cn
    作者简介: 苏璐璐(1994—),女,硕士研究生。研究方向:大气污染防治。E-mail:slu322@126.com
  • 1. 河北工业大学化工学院,天津 300130
  • 2. 南开大学环境科学与工程学院,天津 300110
  • 3. 河北工业大学土木与交通学院,天津 300130
基金项目:
河北省科技计划项目(17273703D);天津市科技计划项目(16ZXCXSF00010);天津市重大科技攻关项目(16ZXCXSF00110);河北省自然科学基金资助项目(E2016202279)

摘要: 为控制扬尘污染,采用水性聚合物抑尘剂将澳洲铁矿粉稳定化,表征了铁矿粉的含水率、Zeta电位、表面形貌、化学组成与晶体结构,研究了聚合物的抑尘性能和现场应用效果。结果表明,抑尘剂可促进铁矿粉聚集、提高内聚力,可在湿润状态下延缓水分挥发、干燥状态下紧密封闭粉体,有效降低风力侵蚀性。在30 ℃、35%相对湿度下的平均含水率比洒水提高了1.2倍,装卸过程和露天堆场估算的扬尘控制效率分别达到67.78%和93.96%。露天料场24 h PM2.5和PM10的控制效率分别为75.0%和80.95%,与估算结果接近;30 d的观察期间,堆体的封闭状态稳定,实现了现场有效抑尘。

English Abstract

  • 在装卸、堆取和露天存放过程中,铁矿粉在作业机械的剪切、抛洒以及自然风力作用下容易扬尘,可吸入颗粒物PM10浓度高达182.2 μg·m−3。铁矿粉的无组织排放不仅造成铁矿粉自身的损耗,也危害从业人员健康。钢铁生产企业因此导致的年损耗率高达0.66%[1],直接经济损失巨大。外逸的铁矿粉影响周边的环境空气质量,超标的铁离子及其伴生的镉离子导致水体和土地污染[2],金属含量超标的水源灌溉,植物种子的发芽率降低,影响正常成苗和植物生长。铁是人体的必需微量元素之一,但摄入过量则会引起金属中毒。我国饮用水源地的铁含量整体超标且呈不断上升趋势,超标倍数高达8.80倍,超标率高达86.1%[3]。因此,提高钢铁企业料场和矿区等污染源的控制效率,提高空气、水体和土地安全性的意义重大。

    作为洒水抑尘的添加剂,抑尘剂通过润湿、保湿、聚集和固结等方式显著降低了煤炭[4]、渣土[5]和道路扬尘[6]的排放风险。但铁矿粉呈正电性[7],颗粒表面Fe-OH的极性大,这也决定了铁矿粉抑尘剂的特殊性。由于物理化学性质特殊,国内外对铁矿粉抑尘剂的技术研发进展缓慢,研究内容仍然停留在传统品种。表面活性剂可以润湿铁矿粉但无法提高内聚力,对PM10的控制效果不及水[8]。氯化钙和偏硅酸钠对PM10的控制效率达到85%,但这些无机盐腐蚀金属、严重影响植物生长,而且SiO2影响高炉冶炼[9]。制备安全、高效的抑尘剂,改善颗粒之间的相互作用,提高铁矿粉的稳定性和控制效率尤为必要。

    铁矿粉是一种特殊的污染源,既影响空气质量、又影响水体和土地安全;铁矿粉扬尘既危害环境,又导致直接经济损失[1];其表面性质不同于常见的颗粒物[7],且矿粉品质容易受抑尘剂影响[9],因此抑尘剂技术研发进展缓慢。本研究从含水率、Zeta电位、表面形貌、化学组成与晶体结构等基本性质出发,探讨铁矿粉与水性聚合物的之间的相互作用,估算装卸过程和露天堆场的湿控制效率、现场测定露天堆场的规模化效果,提高铁矿粉扬尘的控制效率。

  • 丙烯酸、甲基丙烯酸甲酯、丙烯酸丁酯和苯乙烯通过幂级加料方式合成水性聚合物抑尘剂[10],水溶胶状态,105 ℃固含量为39.7%,pH 为6.7。

    选择澳洲产铁矿粉,红褐色,某钢铁公司提供,自然干燥。过80目筛的粒级用于实验,其中,过200目筛的粒级占47.3%。由于扬尘主要来自75 μm以下的颗粒,参照AP-42方法[11],采用Mastersizer 2000激光粒度仪测定200目筛下粒级的粒度分布,如图1所示。可以看出,铁矿粉的中值粒径为18.81 μm,30 μm以下粒级的质量分数为66.93%。以ARL QUANT型X射线荧光光谱仪(XRF)测得其化学组成,结果见表1,Fe2O3含量为82.56%。

  • 1)含水率。铁矿粉的真密度为5.2 kg·m−3,但堆密度只有1.5 kg·m−3左右[12]。洒水的主要作用是增加堆密度和内聚力,在一定时间内降低风力侵蚀性。春夏之交是高扬尘季节,以此作为测试条件。将初始质量W0为20.0 g的铁矿粉置于φ100 mm培养皿中,喷洒5.0 g浓度为2.0%的抑尘剂水溶液至充分湿润,纯粹聚合物的质量为铁矿粉的0.5%;作为对比,蒸馏水代替抑尘剂水溶液,重复以上操作。测定30 ℃、35%相对湿度下t时刻的样品质量Wt,其含水率如式(1)所示。

    式中:P为含水率;Wtt时刻的样品质量,g;W0为初始样品质量,g。

    2) Zeta电位。根据式(2),在重力加速度g、空气密度ρ0、空气黏度γ和悬浮颗粒物密度ρ已确定时,其沉降速度ug取决于直径D[13]。直径增大,则降尘加快、空中滞留时间短、漂移范围小;粉体稳定性提高,风力扬尘量降低。

    式中:g为重力加速度;ρ0为空气密度;γ为空气黏度;ρ为悬浮颗粒物密度;ug为沉降速度;D为直径。

    铁矿粉呈正电性[7],聚集能力差,聚集体粒径低。借助Zeta电位,分析聚合物与铁矿粉颗粒之间的相互作用,藉以促进颗粒聚集。配制浓度为0.1%的铁矿粉悬浮液,以Nano-ZS90型电位分析仪测定Zeta电位。

    3)表面形貌。聚集体进一步聚集,即可相互胶结成膜[14],以篷布覆盖的方式封闭粉体表面,从根本上避免了扬尘,摆脱了对含水率的依赖。喷洒之后的铁矿粉在室温下干燥,喷金制样,以Nova Nano SEM450型电镜观察表面状态特征。

    4) X射线衍射分析。采用Bruker-D8 Focus型X-射线衍射仪(XRD)测定晶体结构,考察抑尘剂对铁矿粉结构和组成的影响[9]。扫描角度5°~80°,扫描速度12 (°)·min−1

    5)现场应用。在实验室评价的基础上,实施露天堆场的规模化抑尘。如图2所示,料场占地约60 hm2,南侧的料条以尼龙网苫盖,北侧料条正在堆取、装卸作业。中间料条为棱台状,地面长度740 m宽度40 m垂直高度7.5 m,东西两段相隔6 m。选择西段料条和料场地面为抑尘区域,东段料条作为对比区域。

    距地面1.5 m处安置Trak 8530型气溶胶监测仪,跟踪监测PM2.5和PM10浓度。根据《环境空气质量监测点位布设技术规范(试行)》(HJ 664-2013)布设监测点位,A1、A2、A3和A4的浓度平均值作为抑尘区域的浓度,B1和B2的平均值作为对比区域的浓度。

    2018年9月16日,架设扬尘在线物联网(IOT)系统,实时监测2.5 m高处的气象参数和颗粒物浓度(图3)。在上午10点30分,气温18 ℃相对湿度25%,晴,西北风,风速7.8 m·s−1,PM2.5和PM10浓度分别为46 μg·m−3和85 μg·m−3

    根据气象参数、颗粒物浓度和现场条件,采用多功能抑尘车喷洒地面,如图4所示。抑尘剂浓度为1.0%,喷洒量为1.0 kg·m−2,调整喷嘴的间隙和角度,后向喷洒、逆风行驶,车速不高于8 km·h−1;使用车载式高压喷枪喷洒西段料条,喷洒量约1.2 kg·m−2,自上而下蛇形操作。对比区域不做喷洒。

  • 1)平均含水率。如图5所示,喷洒抑尘剂后,铁矿粉在30 ℃、35%相对湿度下失水缓慢。聚合物质量用量为0.25%、0.5%和0.75%时,含水率依次增大,但至完全干燥,即失水达到平衡时3者差别不大。因此,集中讨论0.5%用量的铁矿粉。其平衡时间(te)为8 h,平衡含水率为2.35%。洒水样品的含水率为0.95%,平衡时间为4 h。

    含水率P随时间t的变化规律[6]如式(3)所示。

    式中:P为含水率;AB为常数。

    方程(3)取自然对数,回归结果见图6。根据式(4),抑尘铁矿粉从开始干燥的时刻t0到平衡时刻te,即干燥过程中抑尘铁矿粉的平均含水率为10.77%,洒水铁矿粉为4.8%。

    式中:Pav为平均含水率;t0为开始干燥时间,h;te为平衡时间,h。

    2)装卸过程扬尘的控制效率。根据式(5),可估算抑尘铁矿粉和洒水铁矿粉的排放系数EsE0[15],结果见表2。根据式(6),可计算抑尘剂对装卸过程扬尘的控制效率η,结果为67.78%。

    式中:E为堆场装卸扬尘的排放系数,g·t−1ki为物料的粒度乘数,TSP、PM10和PM2.5分别为0.74、0.35和0.053;u为地面平均风速,以9.5 m·s−1计,属5级风力。

    式中:η为控制效率;Es为抑尘铁矿粉的排放系数,g·t−1E0为洒水铁矿粉的排放系数,g·t−1

    3)露天堆场扬尘的控制效率。式(7)是刘琴[16]建立的澳洲铁矿粉扬尘排放模型,据此计算9.5 m·s−1风速下洒水铁矿粉的扬尘量Q0,结果为33.68 g·(kg·h)−1,抑尘之后的扬尘量Qs为2.03 g·(kg·h)−1。参照式(6),抑尘剂对露天堆场铁矿粉扬尘的控制效率为93.96%。

    式中:Q为扬尘量,g·(kg·h)−1u为风速,m·s−1

  • 1) Zeta电位变化。铁矿粉在中性介质中以颗粒形式存在,表面呈正电性,Zeta电位仅为−14.6 mV。随聚合物用量的增加,图7的Zeta电位增强,说明铁矿粉与聚合物发生了化学吸附,吸附量增加,颗粒分散性提高;用量为0.5%时,极值电位达到−41.9 mV。用量持续增加,颗粒表面的负电荷则阻碍进一步吸附。

    在干燥过程中,铁矿粉的含水率不断降低,由于聚合物羧基与Fe3+交联、Fe―OH氢键作用[14],铁矿粉的内聚力逐渐提高。如图8所示,颗粒密实堆砌,聚集体粒径增加,细颗粒相应减少,粉体稳定性提高,风力侵蚀性则降低[17]

    2)聚集体的表面形貌。水性聚合物的分散和交联作用可促进颗粒团聚,空隙降低,如图9(a)所示,有效阻塞水分传输,平均含水率因此提高了1.2倍。干燥之后,铁矿粉颗粒相互胶结成膜,形成致密的表面封闭层,风力侵蚀性显著下降。尽管澳洲铁矿粉的吸水性强、粒径小,但水的内聚能力低且有可逆性,洒水铁矿粉干燥之后的聚集状态较差,在图9(b)中表现为松散堆积,空隙可见。

    此外,聚合物羧基与铁矿粉表面Si―OH、Al―OH的氢键作用可进一步增加内聚力[14]。而且,聚合物与颗粒之间的长程作用力具有加和性,其强度不亚于化学键。因此,铁矿粉的封闭层在干燥状态下有足够的强度抵御风力侵蚀,如果没有人为破坏和外来降尘,可以长期抑尘。

  • 1)铁矿粉的晶体结构。图10为铁矿粉样品在喷洒抑尘剂前后的XRD图谱,Fe2O3和SiO2特征衍射峰的衍射角θ、晶面间距d和半峰宽度见表3

    聚合物抑尘剂不含VOC等低分子化合物,只与颗粒表面的官能团结合,不可能进入晶格。由表3看出,铁矿粉的结构和组成没有变化。

    2)铁矿粉的化学组成。对比洒水铁矿粉和抑尘铁矿粉的化学组成(表4),有害元素S和P以及CaO、SiO2和Al2O3等杂质互有消长,但均在测试误差范围之内[18],故可以认为二者没有区别。结合XRD结果,足以说明抑尘剂没有影响铁矿粉的原料品质。

  • 表5为现场监测的结果,0 h即抑尘剂喷洒施工之前,抑尘区的悬浮颗粒物浓度Cs和对比区浓度C0相当。喷洒之后Cs下降,根据式(8)计算控制效率,结果见图11

    式中:η为控制效率;Cs为抑尘区的悬浮颗粒物浓度,μg·m−3C0为抑尘区的悬浮颗粒物浓度,μg·m−3

    图11中,喷洒后5 h的PM2.5和PM10控制效率分别为76.19%和83.73%,24 h后分别为75.0%和80.95%,与估算结果非常接近,证实了以上评价方法的可行性。

    因设备条件所限,北侧料条无法控制更新界面的扬尘,受风力和装卸作业的持续影响,48 h的PM2.5和PM10控制效率分别降至51.52%和71.51%,72 h后分别为46.88%和58.66%。尽管如此,在30 d的观察期间,抑尘的堆体和料场地面保持完好,封闭状态未受风力影响(图12)。

  • 1)聚合物对铁矿粉的原料品质无不良影响,不会影响后期冶炼。该聚合物可通过离子交联和氢键作用,促进铁矿粉颗粒团聚、提高内聚力,使其平均含水率明显提高。装卸过程和露天堆场扬尘估算的控制效率分别为67.78%和93.96%。干燥状态下可形成封闭层,从而有效降低风力侵蚀,可实现半年以上的长期抑尘。

    2)铁矿粉露天堆场PM2.5和PM10的24 h控制效率分别达到75.0%和80.95%,30 d内粉体的封闭状态稳定。现场与实验室结果接近,证实了实际应用和评价方法的可行性。今后应开展不同类型铁矿粉的应用研究,完善堆取作业面的扬尘控制设施。

参考文献 (18)

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