富镁尾矿封存二氧化碳的实验地球化学研究

王 晗，朱 辰，张猛龙，赵 良

表生地球化学教育部重点实验室，南京大学地球科学与工程学院，南京210023

1 前言

人类社会大量利用化石燃料，造成大气中的二氧化碳气体浓度不断升高，全球气候变化异常。为应对气候变化，中国在第十三个五年规划中提出，推动二氧化碳排放在2030 年左右达到峰值并争取尽早达峰。此外，政府间气候变化专门委员会（IPCC）指出，为了避免气候变化的最坏影响，本世纪全球平均气温升幅要控制在工业革命前水平2℃以内，同时努力将其限制在1.5℃（Masson-Delmotte et al.,2018）。二氧化碳矿物封存因其具有长期稳定性和安全性，成为二氧化碳减排的研究热点。

矿物封存这一概念首先由Seifritz（1990）提出，指人为加速自然界中硅酸盐风化这一过程，使二氧化碳与矿物中的金属离子（主要是镁、钙）反应生成稳定的碳酸盐矿物。硅酸盐是常见的镁、钙来源。对蛇纹石（Mg3Si2O5(OH)4）、橄榄石（Mg2SiO4） 和硅灰石 （CaSiO3）（Lackner et al.,1995; Huijgen et al., 2006; Gerdemann et al., 2007;Hänchen et al., 2008; Olajire, 2013）等矿物的研究表明，矿石颗粒大小是影响矿物碳酸盐化速率的重要因素（Sanna et al., 2014）。 O’Conner 等（2000）研究了粒度对反应速率的影响，当矿物粒度从150 um 减小到37 um，矿物转化程度可以从10%增加到90%。但这一过程需要消耗大量的能量，从而使二氧化碳矿物封存能耗和成本显著增加（Kemache et al.,2016）。

除了自然矿物，富含镁钙元素的工业废料和副产物也是很好的矿物封存原料（Bobicki et al.,2012）。工业废料具体可以分为：钢渣（Huijgen et al.,2005;Bonenfant et al.,2008）、水泥渣（Huntzinger et al.,2009;Gunning et al.,2010）、矿业废料（石棉尾矿（Wilson et al., 2009; Larachi et al., 2010）、镍矿尾矿（Teir et al.,2009）、红泥（Yadav et al.,2010等）、飞灰（城市固体废弃物（Li et al.,2007）、粉煤灰 （Uliasz-Bocheńczyk et al., 2009）、油页岩灰（Uibu et al., 2010））等；工业副产物具体可以分为：工业碱性废水（含Ca(OH)2、Mg(OH)2、NaOH）、磷酸工业废料磷石膏（Bin et al.,2014;刘项和孙国超,2015）、盐湖废弃镁盐（谢和平等,2014）等。

相较于天然矿物，废弃物料的颗粒细小，使用时无需经过开采、磨碎等过程，极大地降低了原料处理的能耗（Huntzinger et al.,2009;Pan et al.,2012;Wee,2013;Azdarpour et al.,2015）。另外，这些废料来源于工厂，就地使用它们进行烟气二氧化碳的封存，不但可以实现“以废制废”的目标，同时还可以相对减少封存原料的运输距离（Jo et al.,2012）。来源于盐湖钾盐生产的富镁尾矿就是一种很好的矿物封存原料。

中国盐湖众多，其中位于青海省西部的察尔汗盐湖区面积达5856 km2，是中国目前探明储量最大的可溶性钾镁盐矿床，氯化镁含量超过30亿吨，占全国镁盐资源总量的74%（汪贵元，2002）。针对察尔汗盐湖的钾资源，具有一套成熟的提钾工艺（乜贞等,2010），将盐湖卤水运送到盐田晒池，分别晒至石盐（NaCl）析出和光卤石（KCl·MgCl2·6H2O）饱和，然后进入调节池，调节池的主要作用是控制进入结晶池的卤水组成。再将饱和卤水打入结晶池结晶光卤石,继而加工形成氯化钾（KCl）产品，尾卤排出至老卤池。其工艺路线见图1。

尾卤中几乎不含K+，主要阳离子成分为Mg2+和Na+，通过在老卤池中继续晾晒形成富镁固体（富镁尾矿），其主要成分为六水合氯化镁（MgCl·6H2O）。采钾过程中每年要排出3000 万吨左右的六水合氯化镁（崔海宁,2011），由于其欠缺应用市场，晾晒形成的固体多数被堆积废弃，给当地造成困扰，若将其加以利用，会是良好的潜在碳汇。将从老卤池中沉淀的固体置于180℃夹套反应釜加热熔融，通过制片机和破碎机可形成具有经济价值的产品卤片（可用作融雪剂），其工艺路线见图2。富镁尾矿和卤片都是很好的二氧化碳矿物封存原料。

Zhu等（2017）利用分析纯氯化镁研究了25℃下二氧化碳在NH4Cl-NH3混合溶液中的吸收和碳酸盐化反应过程。然而，实际应用中温度变化范围较广，更广温度范围内的反应过程以及尾矿杂质对反应的影响值得进一步研究。本文通过实验研究不同反应温度（0、20、50、80℃）下二氧化碳吸收和碳酸盐沉淀两个核心过程，探讨二氧化碳在MgCl2-NH3-H2O 体系中的反应路径和速率。最终选出最优化的反应温度条件，为进一步应用提供参考。

图1 察尔汗盐湖钾肥生产工艺流程Fig.1 Production process of potash fertilizer in Qarhan Salt Lake

图2 卤片生产工艺流程Fig.2 Production process of bischofite

2 材料与方法

2.1 实验材料选择

实验选择的富镁材料有以下几种：（1）分析纯六水合氯化镁（西陇化工股份有限公司），（2）卤片（格尔木高士泰钾镁有限公司生产，MgCl2含量大于46%）；（3）富镁尾矿（野外采集，GPS 坐标36°47'29.84″N 95°18'35.92″E）；（4） 老卤池卤水① （野外采集，GPS 坐标 36°47'29.84″N 95°18'35.92″E）；（5）老卤池卤水②（野外采集，GPS坐标36°47'03.25″N 95°18'4.26″E）。以上富镁材料中各阳离子百分含量见表1。

分析纯六水合氯化镁中的Mg2+含量最高，超过99.9%；卤片和富镁尾矿的镁含量相近约93%，富镁尾矿的Ca2+百分含量相比卤片高约2%，而卤片的Na+含量高于富镁尾矿1.3%；老卤池富镁材料的Mg2+百分含量小于90%。价格方面，富镁尾矿由于是盐湖生产钾盐的废弃物料经过自然晾晒后形成，成本近乎为0，而分析纯六水合氯化镁和卤片的价格按照其生产公司的标价分别为2.16万元/吨和200 元/吨，远高于富镁尾矿。4 号和5 号富镁材料为不同位置老卤池中采集的卤水，两者存于老卤池中的时长不同，但Mg2+百分含量小于前三种材料，相应的其他三种金属离子的含量也较高。考虑运输成本，固体形式的富镁尾矿无疑是成本最低的原料。

2.2 实验方法

实验通过水浴/冰浴法控制反应温度，以探究不同温度（0、20、50、80℃）对富镁尾矿封存二氧化碳的影响。在一次典型的实验中，首先称量1.5 L 的去离子水（High-techTM超纯水系统生产，电阻率＞18.0 MW·cm）并加入100 mL 0.1 mol/L NH4Cl溶液作为初始溶液，通过平流泵（航天科技集团北京卫星制造厂2PB20005 型）向初始溶液中滴加浓氨水（南京化学试剂有限公司，分析纯28 wt%）以调节反应溶液的pH为9.0；反应过程中实时监测溶液pH（瑞士哈美顿公司Hamilton ARC 系列电极，型号为EASYFERM PLUS ARC 225）并通过程序控制平流泵滴加氨水的流速，以保持在反应过程中溶液pH稳定在9.0±0.2；之后，向反应容器中通入由二氧化碳（CO2，江苏天鸿化工有限公司气体分公司）和高纯氮气（N2，上海比欧斯气体工业有限公司林德集团）组成的混合气，通过气体质量流控制器（北京七星华创电子股份有限公司，D07 系列）调节控制二氧化碳百分含量为15%，同时以1 mL/min 滴加1.5 mol/L 的富镁溶液；当反应溶液出现浑浊时，改滴0.15 mol/L的富镁溶液，期间进行间隔取样并抽滤，将所得滤液和固体进行表征。反应过程中使用红外线分析仪（北京均方理化科技研究所，GXH-1050型）实时监测进出口处CO2体积分数的变化。下图为实验装置图（图3）。

2.3 实验样品的表征手段

滤液中的镁离子通过电感耦合等离子发射光谱仪（ICP-OES，ThermoFisher 6300）进行测试，通过阴离子色谱仪（ICS,ThermoFisher Dionex）测试滤液中的氯离子。滤液中总氮含量测试：用凯氏定氮仪（BUCHI Distillation Unit K350）将滤液中的氨蒸出，用4%的硼酸进行吸收，再用0.0490 mol/L的HCl 标准液通过自动滴定仪（海能仪器T860）进行滴定，滴定终点的pH设定为4.30～4.60。碳酸根离子测试：用0.0498 mol/L 的HCl 标准液通过自动滴定仪进行滴定，设定两个滴定终点的pH 范围分别为7.20～7.40和4.20～4.40。固体晶体结构分析由X射线衍射仪（XRD，Bruker,D2 Phaser）完成，测试电压30 kV，电流10 mA，扫描角度为5°～60°，步长0.02°。固体样品微观形貌通过扫描电镜（SEM, Zeiss Sigma500）进行观察。以上测试均在南京大学表生地球化学教育部重点实验室进行。

表1 不同富镁材料中阳离子百分含量（%）Table 1 Percentage of cations in different magnesium-rich materials(%)

图3 实验装置示意图Fig.3 Schemes of the experimental apparatus

3 实验结果

3.1 不同温度下CO2吸收过程

实验过程中通过气体质量流量计控制二氧化碳和氮气气体的通入体积并采用红外分析仪实时监测进出口处二氧化碳百分含量，可以获得进出通量，并通过式1 计算被溶液吸收的总碳（TC/mol）的量：

其中，t 是取样时间，niin和niout分别代表单位时间进出反应容器的二氧化碳物质的量。进而可以获得二氧化碳的吸收效率（ηCO2）

图4为不同温度下反应溶液吸收二氧化碳的总量随时间变化图，图中曲线都呈上升趋势。但反应温度为50℃和80℃所吸收的总碳明显高于0℃和20℃，而20℃的反应温度下吸收的二氧化碳最少；再对图中曲线作微分，可以得到四个反应温度的瞬时吸收速率（时间点为5000 s），0～80℃依次为2.0×105、2.0×105、7.0×105、6.0×105mol·s-1，可知50℃的吸收速率最快，80℃次之，而0℃和20℃具有几乎相等的吸收速率。

3.2 不同温度下镁碳酸盐的沉淀

将固体产物XRD 图谱（图5）与标准图谱进行对照，反应温度为0℃时，固体产物主要为四水合碳酸镁铵（(NH4)2Mg(CO3)2·4H2O）和少量三水菱镁矿（MgCO3·3H2O），反应温度为20℃和50℃时，固体产物为三水菱镁矿和少量四水合碳酸镁铵，反应温度为80℃时，物相为轻质碳酸镁（Mg5(CO3)4(OH)2·4H2O）。

4 讨论与分析

笔者首先对气—液吸收过程进行动力学分析，建立动力学模型来对不同温度对吸收过程造成的影响进行解释；之后就镁碳酸盐的沉淀动力学和固体物相成分进行讨论和分析。

4.1 气—液吸收过程

为了表征气—液界面的反应动力学，我们考虑从气相到溶液的二氧化碳传质过程。气态二氧化碳扩散到溶液中，有如下三个反应（Darde et al., 2011; Derks and Versteeg, 2009; Zeng et al.,2013）可促进分子二氧化碳的转化（式3-5）：

图4 不同温度下溶液中吸收的总碳随时间变化Fig.4 CO2 absorption data of different temperatures

图5 不同温度条件下固体产物XRD图谱Fig.5 X-ray diffraction patterns of solid samples in different temperatures

其中，反应5 可以用双性离子的反应机理来描述：CO2和NH3分子结合形成双性离子⊕NH3COO一，之后该离子被溶液中的碱（NH3、OH-或H2O）去质子化，形成不稳定的氨基甲酸酯接着继续水解形成碳酸氢根离子（式6～8）：

在本实验中，NH3作为受体可与H+结合（式9）：

反应3～5 的反应速率可分别由下式描述（Darde et al.,2011）：

在本实验中，由于水的浓度是常数，反应的pH值为定值，反应3 和4 的反应速率被视为常数，故CO2吸收速率主要受反应5 的速率影响。又由于参与去质子化的碱（NH3、OH-、H2O）浓度比反应7中直接与CO2结合的NH3的浓度高很多，反应8 可以看作立即完成（k-1≪kB），因此式12可化简为：

其中，kapp为CO2-NH3的表观动力学常数。

对于CO2气—液传质过程，常采用双膜理论进行描述，该模型认为CO2吸收速率（rCO2）与其从气相扩散到液相的驱动力（分压梯度，ΔPCO2）成正比：

其中kov为总体传质系数，由气相和液相传质系数（kg、kl）组成。kg和kl的值与吸收装置的流体动力学特性以及气相、液相的物理性质紧密相关（Zhu et al., 2016），本文不同温度条件的实验采用相同的实验装置和CO2通入速率，故kg的大小是确定的。对于液相传质系数kl，通常采用化学增强因子（E）来描述溶液中化学反应对气体运移过程的促进作用。双模理论中，引入Hatta模量（MH2）和无限快反应的化学增强因子（Ei）一起来计算CO2吸收过程中的化学增强因子（Danckwerts and Lannus,1970;van Swaaij and Versteeg,1992）：

其中DCO2,L和DNH3,L分别为CO2和NH3在液相中的扩散系数，可表示CO2在气液界面的液相分压，为亨利常数。DeCoursey（1974）通过Ei和MH2整理出E的近似表达式：

CO2在液相中的扩散系数可以使用Stokes Einstein方程（Versteeg and Van Swaaij,1988）进行描述：

其中ηNH3,L和ηH2O分别为不同浓度NH3溶液和纯水的黏性，可以使用下式（Frank et al.,1996）计算：

指的是氨的摩尔分数。

将实验所得的化学反应增强因子与计算所得的数据进行对比，发现准一阶双性离子反应模型适用于描述本实验中CO2-NH3的反应机理，将实验所得的反应动力学参数kapp与前人文献进行对比（表2），发现氨浓度与Puxty 的研究有共同范围，本实验所得的动力学数据较小，可能由于本实验采用鼓泡搅拌装置，且装置中在溶液液面以上的部分留有较大面积供气体贮存，使得气—液传质过程较慢，kapp值较小。根据实验数据拟合温度与反应动力学参数的关系如下：

表2 不同反应动力学参数对比Table 2 Comparison of different reaction kinetic parameters

4.2 镁碳酸盐沉淀过程

为了解释溶质组分的运移过程，将实验过程中监测和取样测试的数据（表3，总碳浓度TC、溶液中镁浓度、溶液中总氮浓度TN、pH、温度）作为参数输入热力学模拟软件PHREEQC，来计算液相中的物种种类和浓度。

图6展示了本实验在温度为20℃时生成沉淀后的溶液组分随时间变化图，其中主要的阳离子是其次是Mg2+，且Mg2+呈下降趋势，说明反应溶液不断消耗Mg2+以形成沉淀。含碳组分C(4)主要存在形式为，随后依次是和CO2(aq)。将这一结果与Zhu 等（2017）使用湿壁塔对25℃、pH=9的CO2-MgCl2-NH3体系研究结果进行对比（图7），发现在Zhu 等（2017）研究中出现沉淀（9000 s）之后，Mg2+的变化趋势同本实验一致，而浓度随时间的变化呈现先下降后上升的现象，说明沉淀初期生成沉淀的转化率较快，而后期由于Mg2+浓度下降，减缓了与的结合，导致的浓度呈现上升趋势。而本实验中一直呈现上升趋势，可能说明本实验采用的鼓泡搅拌反应装置的气—液接触面积大于Zhu 等（2017）实验中使用的湿壁塔装置，随着CO2的不断通入以及较慢的Mg 补充速率，溶液中浓度变化不会像湿壁塔装置实验中被快速消耗而呈现的下降趋势。

表3 溶液化学数据（四组实验A-D）Table 3 Solution chemistry data for experiments of 4 temperatures

图6 液相组分随时间变化图（反应温度为20℃）Fig.6 Temporal evolution of solution chemistry(under 20℃)

图7 液相组分随时间变化图(a)含碳组分浓度；(b)含镁组分浓度（图片引自Zhu et al.,2017）Fig.7 Temporal evolution of solution chemistry(a)Concentration of carbonic species;(b)concentration of magnesium species(from Zhu et al.,2017)

由于出现沉淀，我们引入饱和度指数（Saturation Index,SI）作为参考指标：

其中，W 表示饱和度，IAP 为离子活度积，Ksp为溶解度常数积。根据式（26）、（27）可以计算出反应中三水菱镁矿和碱式碳酸镁的饱和度指数。表4为不同温度下溶液中三水菱镁矿和碱式碳酸镁的饱和指数。在20、50、80℃时，三水菱镁矿和碱式碳酸镁的SI都大于0，处于饱和状态。结合上文XRD 分析结果，20℃和50℃的主要产物为三水菱镁矿，说明较低温环境易形成三水菱镁矿（Kloprogge et al.,2003），虽然溶液中碱式碳酸镁也是饱和的，但其成核动力学太慢以至于不能在较低温度的环境下形成沉淀（Hänchen et al.,2008）。而较高温度对碱式碳酸镁成核有促进作用，碳酸盐沉淀主要以碱式碳酸镁的形式存在（Dell and Weller,1959;Davies and Bubela,1973）。

表4 溶液饱和度指数数据Table 4 SI of nesquehonite and hydromagnesite

然而，本实验中生成的四水合碳酸镁铵由于缺少对应的溶度积数据，不能使用饱和度指数对沉淀物相进行讨论。图8展示了不同温度条件下溶液中浓度的变化，四组实验的浓度都不断上升且0℃时溶液中浓度最高。再结合温度和产物物相进行分析，本文认为高温有利于三水菱镁矿向碱式碳酸镁转变，低温有利于四水合碳酸镁铵沉淀。

图8 不同实验中 浓度变化图Fig.8 Concentration of

在反应溶液中铵根离子浓度较高的情况下，形成的四水合碳酸镁铵在热环境下非常不稳定，可能会通过热分解失去所有碳酸铵和大部分水，形成具有较大表面积的无定形碳酸镁（Dell and Weller,1959）。在较高温、低铵根离子浓度的条件下，三水菱镁矿是主要的镁碳酸盐，但也是在高温环境条件下不稳定，可逐渐失去CO2转化为碱式碳酸镁（Harrison et al., 2012; Hopkinson et al.,2012）。碱式碳酸镁是具有多种应用的重要工业原料，可以用作聚合物阻燃剂或阻燃添加剂（Hollingbery and Hull, 2010），也可以作为水泥材料替代钙基水泥，以减少生产钙基水泥过程中产生的CO2（Walling and Provis, 2016）。下面主要针对20、50、80℃生成的沉淀进行讨论。

根据通入反应溶液的总碳和测得的溶液中的碳浓度可以得到沉淀的碳含量，图9为不同温度下沉淀的碳含量随时间变化图，通过图中的趋势线可以比较碳沉淀的速率，其中50℃条件下碳的沉淀速率最快，其次是20℃，80℃的碳沉淀速率最慢，由于0℃条件下生成的固体物相与其他温度条件下产生的物相有较大差异，在此不对0℃的碳沉淀速率进行讨论。在沉淀物相相似的20℃和50℃之中，温度越高，碳沉淀速率越快。80℃时由于碱式碳酸镁沉淀速率比三水菱镁矿慢，导致碳移除速率慢。

综合二氧化碳吸收效率和碳沉淀速率对反应温度条件进行优选。图10 为不同温度下二氧化碳吸收效率和碳沉淀速率的3D散点图，0℃和20℃的吸收效率比较低，有可能是NH3-CO2反应速率慢所致，80℃条件下可能是高温导致NH3挥发，NH3(aq)浓度变低，NH3-CO2反应向右进行的速率减缓。50℃时二氧化碳吸收效率较好。沉淀方面，0℃时生成的沉淀物相较为不稳定，80℃时碳沉淀的速率太小，对比20℃和50℃，考虑到反应过程是一个放热的过程，将反应温度维持在20℃所需要的降温要求会比维持在50℃高，所以优选温度50℃为较合适的反应温度。同时，向反应溶液中加入DMF催化剂并提高pH，可以加速碳酸盐生长（Zhao et al.,2013），有利于封存二氧化碳。

图9 碳沉淀量随时间变化图Fig.9 Temporal evolution of carbonic precipitation

图10 反应温度、二氧化碳吸收效率和碳沉淀速率3D散点图Fig.10 3D scatter plot of reaction temperature,carbon dioxide absorption efficiency and carbon precipitation rate

5 结论

本实验中富镁尾矿作为一种成本极低的盐湖晒钾盐的副产物，具有良好的固碳潜力。针对这一原料探究了四个不同反应温度下的NH3-CO2的吸收和沉淀过程，根据双性离子模型得到了CO2-NH3的反应速率常数与反应温度的关系，温度的升高有利于CO2的气液传质。对镁碳酸盐沉淀物相及速率进行对比后，发现反应温度为50°C 时CO2吸收速率最快，且沉淀的碳含量随时间增长的最快，为最佳条件。

参考文献(References):

崔海宁.2011.水氯镁石的综合开发及问题反思[J].化学工程与装备，(6):150-151

刘项，孙国超.2015.二氧化碳矿化磷石膏制硫酸铵和碳酸钙技术[J].硫酸工业，(2):52-53.

乜贞，卜令忠，刘建华，等.2010.我国盐湖钾盐资源现状及提钾工艺技术进展[J].地球学报，31:869-874.

汪贵元.2002.察尔汗盐湖镁资源及开发利用[J].无机盐工业，4(3)：37-38.

谢和平，王昱飞，储伟，等.2014.氯化镁矿化利用低浓度烟气CO2联产碳酸镁[J].科学通报，(19):1797-1803.

Azdarpour A, Asadullah M, Mohammadian E，et al.2015.A review on carbon dioxide mineral carbonation through pH-swing process [J].Chemical Engineering Journal,279:615-630.

Bin L, Chao W and Hairong Y.2014.Evaluation for the process of mineralization of CO2using natural K-feldspar and phosphogypsum to produce sulfate potassium [J].Journal of Sichuan University(Engineering Science Edition),46(3):168-174.

Bobicki E R, Liu Q, Xu Z, et al.2012.Carbon capture and storage using alkaline industrial wastes [J].Progress in Energy and Combustion Science,38(2):302-320.

Bonenfant D, Kharoune L, Sauve S, et al.2008.CO2sequestration potential of steel slags at ambient pressure and temperature [J].Industrial &Engineering Chemistry Research,47(20):7610-7616.

Danckwerts P V and Lannus A.1970.Gas-liquid reactions[J].Journal of The Electrochemical Society,117(10):369C-370C.

Darde V, Van Well W J M, Fosboel P L, et al.2011.Experimental measurement and modeling of the rate of absorption of carbon dioxide by aqueous ammonia [J].International Journal of Greenhouse Gas Control,5(5):1149-1162.

Davies P J and Bubela B.1973.The transformation of nesquehonite into hydromagnesite[J].Chemical Geology,12(4):289-300.

DeCoursey W J.1974.Absorption with chemical reaction: development of a new relation for the Danckwerts model [J].Chemical Engineering Science,29(9):1867-1872.

Dell R M and Weller S W.1959.The thermal decomposition of nesquehonite MgCO3·3H2O and magnesium ammonium carbonate MgCO3·(NH4)2CO3·4H2O[J].Transactions of the Faraday Society,55:2203-2220.

Derks P W J and Versteeg G F.2009.Kinetics of absorption of carbon dioxide in aqueous ammonia solutions [J].Energy Procedia, 1(1):1139-1146.

Frank M J W, Kuipers J A M and van Swaaij W P M.1996.Diffusion coefficients and viscosities of CO2+H2O,CO2+CH3OH,NH3+H2O,and NH3+ CH3OH liquid mixtures [J].Journal of Chemical & Engineering Data,41(2):297-302.

Gerdemann S J, O'Connor W K, Dahlin D C, et al.2007.Ex situ aqueous mineral carbonation [J].Environmental Science & Technology, 41(7):2587-2593.

Gunning P J, Hills C D and Carey P J.2010.Accelerated carbonation treatment of industrial wastes[J].Waste management,30(6):1081-1090.

Hänchen M, Prigiobbe V, Baciocchi R, et al.2008.Precipitation in the Mg-carbonate system—effects of temperature and CO2pressure [J].Chemical Engineering Science,63(4):1012-1028.

Harrison A L, Power I M and Dipple G M.2012.Accelerated carbonation of brucite in mine tailings for carbon sequestration [J].Environmental Science&Technology,47(1):126-134.

Hollingbery L A and Hull T R.2010.The fire retardant behaviour of huntite and hydromagnesite-A review[J].Polymer Degradation and Stability,95(12):2213-2225.

Hopkinson L,Kristova P,Rutt K,et al.2012.Phase transitions in the system MgO-CO2-H2O during CO2degassing of Mg-bearing solutions [J].Geochimica et Cosmochimica Acta,76:1-13.

Huijgen W J J, Witkamp G J and Comans R N J.2005.Mineral CO2sequestration by steel slag carbonation [J].Environmental Science &Technology,39(24):9676-9682.

Huijgen W J J, Witkamp G J and Comans R N J.2006.Mechanisms of aqueous wollastonite carbonation as a possible CO2sequestration process[J].Chemical Engineering Science,61(13):4242-4251.

Huntzinger D N, Gierke J S, Sutter L L, et al.2009.Mineral carbonation for carbon sequestration in cement kiln dust from waste piles[J].Journal of Hazardous Materials,168(1):31-37.

Jo H Y, Ahn J-H and Jo H.2012.Evaluation of the CO2sequestration capacity for coal fly ash using a flow-through column reactor under ambient conditions[J].Journal of Hazardous Materials,241:127-136.

Kemache N, Pasquier L C, Mouedhen I, et al.2016.Aqueous mineral carbonation of serpentinite on a pilot scale: The effect of liquid recirculation on CO2sequestration and carbonate precipitation [J].Applied Geochemistry,67:21-29.

Kloprogge J T, Martens W N, Nothdurft L, et al.2003.Low temperature synthesis and characterization of nesquehonite [J].Journal of Materials Science Letters,22(11):825-829.

Lackner K S, Wendt C H, Butt D P, et al.1995.Carbon dioxide disposal in carbonate minerals[J].Energy,20(11):1153-1170.

Larachi F, Daldoul I and Beaudoin G.2010.Fixation of CO2by chrysotile in low-pressure dry and moist carbonation: Ex-situ and in-situ characterizations [J].Geochimica et Cosmochimica Acta, 74(11):3051-3075.

Li X, Bertos M F, Hills C D, et al.2007.Accelerated carbonation of municipal solid waste incineration fly ashes [J].Waste Management, 27(9):1200-1206.

Masson-Delmotte V, Zhai P, Pörtner H O, et al.2018.Global warming of 1.5℃[J].An IPCC Special Report on the Impacts of Global Warming of,1.

O'Connor W K, Dahlin D C, Nilsen D N, et al.2000.Carbon dioxide sequestration by direct mineral carbonation with carbonic acid [C].Division Fuel Chemistry,45(4):708-712.

Olajire A A.2013.A review of mineral carbonation technology in sequestration of CO2[J].Journal of Petroleum Science and Engineering,109:364-392.

Pan S Y, Chang E E and Chiang P C.2012.CO2capture by accelerated carbonation of alkaline wastes: a review on its principles and applications[J].Aerosol and Air Quality Research,12(5):770-791.

Pinsent B R W, Pearson L and Roughton F J W.1956.The kinetics of combination of carbon dioxide with hydroxide ions [J].Transactions of the Faraday Society,52:1512-1520.

Puxty G, Rowland R and Attalla M.2010.Comparison of the rate of CO2absorption into aqueous ammonia and monoethanolamine [J].Chemical Engineering Science,65(2):915-922.

Qin F, Wang S, Hartono A, et al.2010.Kinetics of CO2absorption in aqueous ammonia solution [J].International Journal of Greenhouse Gas Control,4(5):729-738.

Sanna A,Uibu M,Caramanna G,et al.2014.A review of mineral carbonation technologies to sequester CO2[J].Chemical Society Reviews, 43(23):8049-8080.

Seifritz W.1990.CO2disposal by means of silicates [J].Nature, 345(6275):486.

Teir S, Eloneva S, Fogelholm C J, et al.2009.Fixation of carbon dioxide by producing hydromagnesite from serpentinite [J].Applied Energy, 86(2):214-218.

Uibu M, Velts O and Kuusik R.2010.Developments in CO2mineral carbonation of oil shale ash [J].Journal of Hazardous Materials, 174(1-3):209-214.

Uliasz-Bocheńczyk A, Mokrzycki E, Piotrowski Z, et al.2009.Estimation of CO2sequestration potential via mineral carbonation in fly ash from lignite combustion in Poland[J].Energy Procedia,1(1):4873-4879.

van Swaaij W P M and Versteeg G F.1992.Mass transfer accompanied with complex reversible chemical reactions in gas-liquid systems: an overview[J].Chemical Engineering Science,47(13-14):3181-3195.

Versteeg G F and Van Swaaij W P M.1988.Solubility and diffusivity of acid gases (carbon dioxide, nitrous oxide) in aqueous alkanolamine solutions[J].Journal of Chemical&Engineering Data,33(1):29-34.

Walling S A and Provis J L.2016.Magnesia-based cements:a journey of 150 years, and cements for the future? [J].Chemical Reviews, 116(7):4170-4204.

Wee J H.2013.A review on carbon dioxide capture and storage technology using coal fly ash[J].Applied Energy,106:143-151.

Wilson S A, Dipple G M, Power I M, et al.2009.Carbon dioxide fixation within mine wastes of ultramafic-hosted ore deposits:Examples from the Clinton Creek and Cassiar chrysotile deposits, Canada [J].Economic Geology,104(1):95-112.

Yadav V S, Prasad M, Khan J, et al.2010.Sequestration of carbon dioxide(CO2) using red mud [J].Journal of Hazardous Materials, 176(1-3):1044-1050.

Zeng Q, Guo Y, Niu Z, et al.2013.The absorption rate of CO2by aqueous ammonia in a packed column [J].Fuel Processing Technology, 108:76-81.

Zhao L,Zhu C,Ji J,et al.2013.Thermodynamic and kinetic effect of organic solvent on the nucleation of nesquehonite [J].Geochimica Et Cosmochimica Acta,106:192-202.

Zhu C, Wang H, Li G, et al.2017.CO2absorption and magnesium carbonate precipitation in MgCl2-NH3-NH4Cl solutions: implications for carbon capture and storage[J].Minerals,7(9):172.

Zhu C, Yao X, Zhao L, et al.2016.A composite reactor with wetted-wall column for mineral carbonation study in three-phase systems [J].Review of Scientific Instruments,87(11):115.