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近年来，全球温室气体排放量持续上升，2018年已达到553×108 tCO2当量(包括森林砍伐等土地利用变化产生的碳排量)[1]。根据麦肯锡《应对气候变化：中国对策》报告，2016年中国的净碳排放量达16×108 tCO2当量，约占全球的1/5[2]。而世界资源研究所2016年统计全球温室气体排放的来源显示，废物处置占3.2%(垃圾填埋场占1.9%、废水占1.3%)[3]。因此，生活垃圾处理作为影响全球气候变化的重要碳源，近年来受到越来越多的关注。1997年联合国《<气候变化框架公约>京都议定书》[4]和2015年《巴黎协定》[5]均要求或鼓励削减垃圾处理的碳排放；同时，我国不断完善环境保护、循环经济、清洁生产和节约能源等相关法律法规。2020年4月，新修订的《固体废物污染环境防治法》[6]明确推行生活垃圾分类制度。2020年9月，我国郑重宣布，将力争于2030年前实现碳达峰，2060年前实现碳中和。2021年9月，中共中央、国务院印发《关于完整准确全面贯彻新发展理念做好碳达峰碳中和工作的意见》[7]，要求加快形成绿色生产生活方式，加强资源综合利用；2021年10月，国务院印发《2030年前碳达峰行动方案》[8]，具体部署了推进生活垃圾减量化资源化，发挥减少资源消耗和降碳协同作用的任务要求。本综述在回顾总结生活垃圾处理过程的碳排放及其核算方法的基础上，指出了当前我国垃圾处理碳排放核算体系的有关问题，并结合国内外“无废城市”理念与探索，分析论述了生活垃圾处理低碳化发展的法规政策方向，系统性梳理了资源回收、生物质利用和焚烧填埋等3个方面的技术路径，可为有关部门决策提供参考，以助力实现碳中和的目标。
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生活垃圾产率及其成分因不同国家和地区的经济状况、人口数量、生活方式及垃圾管理制度等差异而不同。我国城市生活垃圾人均产生量已达1.17 kg·d−1(2016年)，低于美国的2.02 kg·d−1(2014年)[9]。生活垃圾中通常包含一定量的化石碳(如塑料、橡胶、纺织品、电子废弃物以及纸张、皮革中)和可降解有机碳(DOC，如剩菜剩饭、废弃食品、果皮菜叶等中的糖类、蛋白质)，而化石碳和有机碳的化学转化、生物降解以及垃圾收集压缩转运处理等过程的能源、资源(如电、煤、油、水)消耗都直接或间接的产生CH4、CO2以及较少量的N2O、NOX、CO[10-12]。
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垃圾填埋排放的CH4量占人类活动排放总量的12%[13]，是全球第三大CH4排放源，且全球变暖潜势(global warming potential，GWP)是CO2的29.8倍(100年)[14]。在填埋初期，产气主要为CO2；随着时间延长，CH4产气量也逐渐上升，通常在1~3 a后达到高峰，CH4和CO2浓度也会随着封场年数的增加而减少[15-16]。此外，渗滤液在调节池及处理过程中也会释放CH4和NO2等；同时，卫生填埋作业设备的电力和燃料的消耗会增加CO2排放量[11]。王敏等[17]认为，垃圾组成、有机质含量、含水量、温度和pH均是影响甲烷产生的重要因素；NIE等[18]发现，N2O排放通量与土壤温度呈正相关，而与土壤含水量呈负相关；聂发辉等[19]、王晓琳等[20]综述分析了甲烷好氧氧化和甲烷厌氧氧化的机理，以说明垃圾填埋场覆土具有甲烷氧化能力，从而导致甲烷释放量明显减少。
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垃圾燃烧或加入化石燃料助燃过程会产生NO2、CO2、CO等，而在储坑中发酵和渗滤液处理时则产生CH4、CO2等。垃圾焚烧的碳排放量与垃圾中的DOC和化石碳含量(占比)密切相关，其能否实现碳减排则取决于焚烧发电效率(EF)和本地基准的燃煤发电参照值[10-11]；何品晶等[21]认为，降低入炉垃圾的含水率、提高其热值及发电量是提高垃圾焚烧厂碳汇的关键；PAPAGEORGIOU等[22]认为，通过机械-生物干燥预处理(回收材料或制备衍生燃料)、热电联产等可以提高垃圾焚烧的碳减排效益。
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生物处理主要分为好氧堆肥和厌氧发酵。好氧堆肥产生的温室气体来源于动力消耗和微生物分解有机物产生的CO2及少量的N2O、CH4[12,23]。例如，好氧堆肥产物用于农林种植或土壤改良，可以替代部分化肥，并因腐殖质的固碳、固氮等作用减少温室气体排放[24]；垃圾厌氧发酵时会产生大量的CO2和CH4，其中CH4体积分数占40%~60%[11]，如果厌氧发酵产气稳定并用于发电，则具有显著的碳减排效益[23-25]。
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主要的碳排放核算方法可分为：实测法、质量平衡法(物料衡算法)和排放因子法(清单指南法)[26-28]。在垃圾处理中应用较多的核算指南(模型)有：IPCC(联合国政府间气候变化专门委员会)发布的国家温室气体清单指南(简称IPCC清单指南)、生命周期评价法(LCA)、清洁发展机制(CDM)、《温室气体排放企业核算与报告准则》(GHG Protocol)、上游—操作—下游(UOD)表格法等[29-31]。
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IPCC清单指南(2006年)通过对主要的碳排放源进行分类，再构建子目录，并提供了垃圾处理温室气体排放量的计算方法[32]，以及DOC、DOCf(分解的可降解有机碳比例)、F(CH4在垃圾填埋气体中的比例)、t1/2(垃圾的半衰期，a−1)、K(CH4产生率)、MCF(CH4修正转化因子)等缺省值[29,31]，主要用于国家、城市(地区)等层面的核算。如张涛等[11]核算得出苏州市垃圾处理的碳排放随着垃圾总量增加而提高，但因焚烧比例的提高使单位排放量有所下降；李文涛等[33]利用IPCC法核算了2011年我国城市生活垃圾处理CH4和CO2排放总量为0.77×108 t CO2当量；AMIRHOSSEIN[34]采用IPCC方法比较了马来西亚垃圾填埋、资源回收+厌氧消化与焚烧发电3种情景的碳减排效益，其中，资源回收+厌氧消化的单位净排量为−489 kg CO2当量。2019年5月，IPCC通过了《IPCC 2006年国家温室气体清单指南2019修订版》[32,35]，更新补充了固废及废水处理的排放因子和相关参数，基本覆盖了所有排放源，并完整提出基于遥感测量和地面基站测量的大气浓度反演的做法[35]，这有利于我国建立完善从微观(企业)到宏观(城市或区域)碳排放监测、报告、核查体系，提高“自下而上”的减排核算及验证能力。
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LCA模型可以核算垃圾处理全过程中的碳排放，或用于计算某个项目(企业)、一个地区或者一个国家尺度的碳排放[29]。基于LCA原则，ISO(国际标准化组织)发布了ISO14040[36]、ISO14044[36]、ISO14064[37]和ISO14067[37]等标准，欧美国家开发了EASEWASTE、LCA-IWM、IWM2、ORWARE、WISARD、WRATE、CO2ZW、MSW-DST、ARES、EPIC/CSR、UMBERTO、SWOLF、WARM、WASTED等多种核算工具[38-40]；国内学者也采用LCA法研究了不同垃圾处理工艺的碳排放[24,41-42]，但由于原始数据的缺失、缺省值与各地实际的差异性、系统边界条件的不一致性或不确定性，都可能造成截然不同的核算结果。因此，LCA法难以作为权威的核算方法，往往需要结合IPCC国家清单数据、城市生活垃圾管理行业数据库等使用。
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CDM法是指《<气候变化公约>京都议定书》[4]框架下的一种灵活履约机制之一，它通过核实CDM项目监测报告中的实际排放数据，然后用基准线情形下的排放量减去项目的实际排放量，并根据泄漏进行调整，得到“核证减排量”(CERs)[43]。对于垃圾处理项目，CDM执行理事会提供了一套方法学指南，如ACM0001(填埋气体回收利用项目)[43-44]、ACM0022(替代废物处理工艺)[45]和AMS-Ⅲ.AO(利用可控制的厌氧发酵回收甲烷)[46]等，而项目基准线设定是CDM法的关键核心和计算减排增量成本的基础[43-46]。2012年起，我国逐步建立了自愿减排碳信用交易市场，经过第三方核证和主管部门备案签发的核证自愿减排量CCER可以在国内市场交易，而CCER的方法多由CDM转化而来，其基本计算原则是，项目减排量=基准线减排量－项目排放量－泄漏量[47]，如垃圾焚烧项目的基准线排放主要包括由项目活动替代的垃圾填埋处理产生的沼气排放。
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在垃圾处理碳排量的实际核算工作中，由于各地管理模式、垃圾组分、工艺参数及核算方法等不同，加之各类能源消费统计及碳排放因子测度容易出现较大偏差，故碳排放核算量差别较大。如赵磊等[39]用LCA法核算的吨垃圾焚烧处理的温室气体减排量为597~660 kgCO2当量，略低于IPCC2006指南法核算量(648~747 kgCO2当量)，但与杨卫华等[48]采用CDM整合基准线和AM0025检测方法学计算的某垃圾焚烧厂平均减排量(约每吨垃圾286 kgCO2当量)有较大差距。KUMAR等[49]发现，工业元素分析所得的初始碳、化石碳和生物碳含量等是进行碳排量精确模型分析的必要参数，而我国还缺乏统一规范的、覆盖各地区和全生命周期的垃圾处理碳排量核算标准体系、工具模型及特征数据库，各地也需要加强碳排放现状调查及长期监测，尽快制定科学合理、切实可行的垃圾处理碳达峰或碳减排目标。
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低碳化是通过政策法规、制度改革、技术创新、节能降耗、资源循环和新能源开发等各种手段，尽量减少化石能源消耗和温室气体排放的可持续发展形态，它与减量化、资源化和无害化的原则相辅相成、相互促进，已成为生活垃圾处理的重要发展目标[50]。而且，低碳化与“无废”、循环经济的理念高度契合，建设“无废城市”、推进生活垃圾污染防治和资源循环利用，“一头连着减污，一头连着降碳”[51]，也是实现低碳化发展的内在要求和主要途径。
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1)发达国家的低碳化管理经验。根据欧盟《废弃物框架指令》(2008)[52]的规定，固废处理优先采用预防产生、友好替代等源头减量的策略，其次鼓励物品的重复使用和材料的回收再生，再次要通过清洁高效的焚烧或制沼回收能源，将最终填埋处置量及其危害最小化，如图1所示。
2014-2015年，欧盟正式提出了“零废物”计划和循环经济一揽子计划[53-54]。日本在2001年实施了《循环型社会形成推进基本法》[55]，并出台了《资源有效利用促进法》[55]和《废弃物处理法》[55]，强调废物充分减量化及资源化、建设“无废社会”。21世纪以来，旧金山、温哥华、斯德哥尔摩和新加坡等城市(国家)也提出“无废城市”[52-53]；C40城市集团中的23个城市签署了《迈向零废物宣言》[56]。主要采取的政策包括：禁令(塑料、一次性物品)、绿色设计(包装)、公众教育、垃圾强制分类、按量计费(差别化收费)、生产者责任延伸(如押金返还、强制回收)、对垃圾堆肥或循环利用等给予财政补贴，或对垃圾填埋、塑料包装等增收税费等[57]。
2)我国生活垃圾低碳化管理体系还不健全。近年来，我国先后出台或修订了《环境保护法》[58]、《固体废物污染防治法》[6]、《循环经济促进法》[59]、《清洁生产促进法》[60]、《反食品浪费法》[61]、《再生资源回收管理办法》[62]等政策法规，并积极推行生活垃圾分类制度[63]、“无废城市”建设试点[64]、禁止洋垃圾入境[65]、加强塑料污染治理[66]、建立健全绿色低碳循环发展经济体系[67]、推进非居民厨余垃圾处理计量收费[68]等，部分省、市也出台了相应的地方性法规、规章或方案。特别是2016年以来，46个重点城市生活垃圾分类和11+5个“无废城市”试点积累了经验，如深圳、三亚等城市推进垃圾少排放、资源全回用和末端趋零填埋[55]；2021年12月生态环境部等印发《“十四五”时期“无废城市”建设工作方案》[69]，强调要求：倡导“无废”理念，深入推进生活垃圾分类工作，加快构建废旧物资循环利用体系，提升厨余垃圾资源化利用和生活垃圾焚烧能力，促进减污降碳协同增效。
但目前，我国在生活垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易和绿色低碳金融等方面还缺乏综合性法律，现有法规的协同性、针对性和约束性不强，建议借鉴欧美日等经验，尽快出台产品包装法、固体废弃物强制回收目录、生活垃圾按量计费制度、碳排放权交易管理条例等法规，完善相关标准规范、财税金融和奖惩激励体系；限制塑料包装、一次性用品，优先采用可循环、可再生的材料(包装)并实行逆向物流强制回收；同时，通过按量计费、低碳认证、以奖代补等政策，鼓励市民(产废单位)从源头做好垃圾减量和分类。
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国内外对生活垃圾低碳化处理技术的研究已逐步深入到全生命周期过程。表1列举了碳减排的主要技术路径，主要包括3个方面。
1)加大资源回收力度，促进源头减量。CALABRN[70]、COUTH[71]等认为，合理设置资源回收容器，从源头(家庭)或前端(收集点)分类回收玻璃、金属、塑料、纸类、织物等可用物质，这不仅减少了垃圾量，而且替代了产品再生产所需的部分原生材料，从而减少了化石资源能源的消耗、污染和垃圾中的化石碳含量，具有显著的碳减排效应[34,72-73]。但是，由于玻璃、塑料等附加值较低，市场动力往往不足，政府宜给予一定的补贴资金或税费减免，对资源回收处理过程的二次污染也要加以监管。此外，运输距离和运输车辆的燃料或动力消耗对碳排放影响较大[72]，如BASTIN等[74]比较了英国城镇分布式处理与集中式处理2种情景，集中收运(转运)处理模式会产生更多的交通流量、燃料成本和碳排放。因此，要合理规划满足垃圾分类功能的转运站，以便短途收集与中长途转运衔接，并逐步推广使用清洁能源车辆。
2)加强生物质的物质和能量利用。家庭厨余沥水或粉碎减量[24,42,75]、分类收集厨余(餐厨)垃圾。通过压榨脱水、湿热水解等预处理方式降低厌氧发酵的处理难度，以提高沼气、能源、油脂产率[76-78]；或通过堆肥、饲料化、水热炭化等方式回收有机质[24,42,79]。陈海滨等[76]认为，通过压榨预处理可以使厨余垃圾干组分焚烧、湿组分厌氧发酵获得最大的碳减排潜力；边潇等[77]的研究表明，餐厨垃圾集中式厌氧发酵碳减排潜力是好氧堆肥的22倍，适合产量较大的城市，而分散式好氧堆肥适合在产量较小的地区推广，但应控制电耗；李欢等[24]指出，厨余垃圾处理的优先策略依次为，源头减量>饲料化>厌氧消化>好氧堆肥>混合焚烧，但对已有的焚烧设施，进炉垃圾中厨余含量在30%左右为宜；CHEN等[79]也提出，将厨余垃圾的分类收集率提高到60%以上，并不利于进一步削减碳排放。
3)原生垃圾零填埋，控制温室气体排放。将剩余可燃垃圾焚烧[50]或通过机械生物、热处理转化为固体燃料用于发电和供热[22,72-73]，并在焚烧炉渣中回收铁、铝、金、铜等金属，以及制作免烧砖、混凝土骨料或路基填充料[80]。此外，垃圾焚烧厂烟气碳捕集及封存(CCS)技术也值得探索。为减少填埋场CH4等温室气体排放，要尽量避免原生垃圾填埋，或采用生物反应器填埋或生物活性覆盖技术[19-20]，以收集提纯填埋气体发电，防止沼气逸散(泄漏)或提高CH4氧化率[20, 81-83]。
相对于欧洲、日本，我国生活垃圾处理以焚烧和填埋为主[72-73]。目前还需加快完善可回收物、厨余(餐厨)垃圾的分类投放收运系统，建设分选、再生、堆肥或沼气发电等处理设施；同时，还要降低垃圾(污水、臭气)处理过程的能耗物耗和污染，以促进物质能量循环或梯级利用，提高垃圾(沼气)焚烧发电的净能量输出。
考虑到不同城市的垃圾产量成分、处理设施建设运行情况和经济社会发展水平等，曹艳乐等[84]认为，要将生命周期评价与成本效益分析相结合，采取环境和经济综合效益更好的垃圾分类处理方式。周晓萃等[12]通过对比处理工艺的资源能源消耗、碳排放潜值与资源化率，并结合约束条件下的定量优化得到最佳的填埋、焚烧和堆肥处理比例。赵薇等[85]综合气候变化、酸化、O3层损耗、富营养化等6种生态影响以及生命周期成本分析，认为天津市采用“厨余垃圾堆肥+残余物卫生填埋”模式仍具有潜在最优生态效率。而MICHEL等[86]的研究表明，由于焚烧和机械生物处理技术在巴西的成本较高，其生态性能最低。因此，在“无废”“碳中和”背景下，各地要结合实际，开展不同处理情景下全生命周期的经济效益、环境影响、气候变化等多目标绩效评估，采取因地制宜、系统优化的技术路线。
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1)生活垃圾中的化石碳、可降解有机碳和氮元素是垃圾处理过程碳排放的根源，特别是垃圾填埋产气的无组织排放构成了重要的人为碳排放源。垃圾焚烧能否实现碳减排取决于焚烧发电效率和本地燃煤发电基准值；生物处理的减排效应主要基于生物质或其能量的资源化利用。
2)垃圾处理碳排放核算方法主要有IPCC指南、LCA法和CDM法。在实际核算工作中，由于垃圾处理方式、能源消费统计及碳排放因子等参数、标准不同，故碳排放核算量可能与实际偏差较大。为更加准确、便捷地测算碳排放，我国还需建立符合国情的温室气体监测、报告、核查标准体系及工具模型。
3)低碳化与“无废”、循环经济理念相辅相成，故需进一步完善垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易等方面的法律法规；此外，还需重点补齐可回收物和厨余垃圾分类处理短板，进一步提升焚烧产能和填埋气体利用率；为促进减污降碳协同增效，还需要开展全生命周期的多目标绩效评估和系统优化。
生活垃圾处理的低碳化研究进展
Research progress on low carbonization of municipal solid waste treatment
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摘要: 在“碳中和”背景下，对国内外生活垃圾处理低碳化发展的现状及研究进展进行了回顾与研究。分析了生活垃圾填埋、焚烧、堆肥处理等过程中的温室气体排放问题，并对碳排放的主要核算方法及工具进行了综述。结合“无废城市”、循环经济等先进理念，对我国生活垃圾低碳化治理的政策法规和技术路径进行了梳理。为准确核证垃圾处理过程的碳排量，应建立符合我国实际的碳排放监测、报告、核查标准体系。宜采取减量化、资源化和系统化的管理策略与技术手段，提高资源、能源的回收利用率，以促进减污降碳协同增效。各地应充分考虑其经济发展水平、垃圾产量组分和处理利用能力等，通过全生命周期的经济、社会与生态环境等多目标综合分析，采取优化组合的分类处理技术路线。Abstract: Under the background of carbon neutralization, the current status of low-carbon treatment of municipal solid waste (MSW) management at home and abroad was reviewed and discussed. This paper analyzed greenhouse gas emissions from MSW landfills, waste incineration and composting, and summarized the main accounting methods and tools for carbon emission. In addition, the related regulations and technologies for low-carbon MSW management were reviewed with the principles of zero-waste and circular economy in China. In order to accurately identify the carbon emission of waste treatment, a standard system suitable for China's actual situation should be established, including carbon emission monitoring, reporting and verification. It was suggested to adopt integrated management and technical strategies of reduction, resource utilization and systematization to improve the recovery and utilization rate of resources and energy, and reduce pollution and carbon emissions simultaneously. In addition to fully understanding the level of economic development, wastes generation and compositions, and treatment utilization capacities, governments should optimize waste sorting and treatment strategies with the consideration of multi-objectives, including economy, society and ecological environment. This review can provide a reference for the government to improve the low-carbon treatment strategy of MSW.
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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。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
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%。
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)Fe2O3 SiO2 Al2O3 P2O5 TiO2 82.56 9.22 7.54 0.19 0.17 CaO MnO SO3 Cl K2O 0.13 0.08 0.05 0.03 0.03 | Show Table
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1.2 实验方法
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。
P=Wt−W0W0×100% (1) 式中：P为含水率；Wt为t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。
ug=g(ρ−ρ0)D218γ (2) 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。
2. 结果与讨论
2.1 聚合物的湿抑尘作用
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。
P=Ae−Bt(3) (3) 式中：P为含水率；A、B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%。
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 equationPav=∫tet0Pdtte−t0=∫tet0Ae−Btdtte−t0=A∫tet0e−Btdtte−t0(4) (4) 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Es和E0[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%。
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 10.77 0.75 0.36 0.05 洒水铁矿粉 4.80 2.33 1.10 0.17 | Show TableDownLoad:
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E=1.6ki(u2.2)1.3⋅(2Pav)1.4(5) 式中：E为堆场装卸扬尘的排放系数，g·t−1；ki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。
η=(1−EsE0)×100% (6) 式中：η为控制效率；Es为抑尘铁矿粉的排放系数，g·t−1；E0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%。
Q=2.892×10−3u5.16e−0.47Pav (7) 式中：Q为扬尘量，g·(kg·h)−1；u为风速，m·s−1。
2.2 聚合物的湿抑尘作用
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。
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。
2.3 聚合物对铁矿粉品质的影响
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。
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/(°) 24.14 0.368 0.096 24.13 0.369 0.092 33.16 0.270 0.148 33.14 0.270 0.150 35.64 0.252 0.125 35.62 0.252 0.128 40.89 0.221 0.144 40.85 0.221 0.143 49.47 0.184 0.139 49.45 0.184 0.154 54.08 0.169 0.190 54.04 0.170 0.176 62.44 0.148 0.116 62.42 0.149 0.131 64.01 1.450 0.191 63.98 1.450 0.148 | Show TableDownLoad:
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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 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 Fe2O3 SiO2 Al2O3 P2O5 TiO2 洒水铁矿粉 81.85 9.53 7.95 0.18 0.16 抑尘铁矿粉 81.94 9.42 8.0 0.17 0.16 样品 CaO MnO SO3 Cl K2O 洒水铁矿粉 0.13 0.09 0.05 0.03 0.03 抑尘铁矿粉 0.12 0.07 0.06 0.03 0.03 | Show TableDownLoad:
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2.4 现场应用
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。
表 5 抑尘现场的悬浮颗粒物浓度Table 5. Particulate matter concentrations on suppression field时间/h PM2.5/(μg·m−3) PM10/(μg·m−3) 抑尘区 对比区 抑尘区 对比区 0 44.0 41.5 84.5 81.5 5 10.0 42.0 13.5 83.0 24 12.0 48.0 16.0 84.0 48 24.0 49.5 24.5 86.0 72 25.5 48.0 37.0 89.5 96 35.0 48.5 58.0 87.5 120 37.0 42.5 68.5 82.0 144 43.5 45.5 77.5 80.0 | Show TableDownLoad:
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η=(1−CsC0)×100% (8) 式中：η为控制效率；Cs为抑尘区的悬浮颗粒物浓度，μg·m−3；C0为抑尘区的悬浮颗粒物浓度，μg·m−3。
在图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)。
3. 结论
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。
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表 1 生活垃圾处理碳减排技术路径
Table 1. Technical paths of carbon emission reduction for municipal solid waste treatment
生命周期过程 主要技术路径 参考文献 1产生源头 物尽其用、多次重复使用；少用或不用塑料袋、一次性用品；家庭厨余垃圾沥水后再投放；使用家庭厨余粉碎机 [38,50,72,74] 2收集运输 优化收运（转运）系统；使用新能源汽车；分类收集有机垃圾；完善可回收物、有害垃圾等回收网点，分类回收玻璃金属塑料纸类和织物 [70-72,74] 3预处理 转运站压缩减水；压榨干湿分离；人工或机械拆解、破碎、分选（分类、分质） [74-76] 4资源利用 替代原生资源，降低水耗、能耗和污染；生产高附加值再生产品 [72,78] 5生物处理 分布式好氧堆肥；湿热处理，集中式厌氧消化，利用沼气发电或制备甲醇等；与剩余污泥等其他有机废物协同处理，提高沼气产率；沼渣沼液处理利用 [23-25,42] 6焚烧处理 降低入炉含水率；优化工艺和设备，提高发电效率；热电联产（余热充分利用）；降低能耗、二次污染控制；焚烧烟气碳捕获、碳封存 [21-22,48,50] 7综合利用 制备垃圾衍生燃料（RDF）；堆肥回田或改良土壤；飞灰、炉渣综合利用 [22,31,79-80] 8填埋处置 避免或减少原生垃圾填埋；采用生物反应器填埋技术加速填埋场稳定；收集提纯填埋气体发电；渗滤液立体导排+渗滤液处理；采用好氧（兼氧）填埋方式、生物活性覆盖技术、改良填埋覆盖土壤、利用甲烷氧化菌复合微生物菌剂，提高日覆盖和中间覆盖材料的甲烷氧化率等碳捕集、甲烷氧化技术 [18-20,31,81-83]
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