1. Generelle principper for spredning af forurenende stoffer i atmosfæren.

2. Mekanisme til beregning af spredningen af ​​skadelige emissioner fra industrivirksomheder.

3. Teorien om NO x-dannelse under forbrænding af organisk brændsel.

4. Teorien om dannelsen af ​​sodpartikler under forbrænding af organisk brændsel.

5. Teorien om dannelsen af ​​gasformig underforbrænding i kedelovne.

6. Teorien om SO x-dannelse under forbrænding af organisk brændsel.

7. Reduceret NOx-emission.

8. Reduktion af SOx-emissioner.

9. Reduceret aerosol-emissioner.

10. Grundlæggende principper for transport af forurenende stoffer i atmosfæren.

11. Termofysiske og aerodynamiske faktorers indflydelse på varme- og masseoverførselsprocesserne i atmosfæren.

12. Grundlæggende principper for turbulensteorien fra klassisk hydrodynamik.

13. Anvendelse af teorien om turbulens på atmosfæriske processer.

14. Generelle principper for spredning af forurenende stoffer i atmosfæren.

15. Spredning af forurenende stoffer fra røret.

16. Grundlæggende teoretiske tilgange brugt til at beskrive processerne for spredning af urenheder i atmosfæren.

17. Beregningsmetode for spredning af skadelige stoffer i atmosfæren, udviklet på MGO. A.I. Voeykova.

18. Generelle mønstre for fortynding af spildevand.

19. Metoder til beregning af spildevandsfortynding for vandløb.

20. Metoder til beregning af spildevandsfortynding for reservoirer.

21. Beregning af maksimalt tilladt udledning for strømmende vandområder.

22. Beregning af maksimalt tilladt udledning for magasiner og søer.

23. Bevægelse af aerosolforurenende stoffer i en strøm.

24. Teoretisk grundlag for at opfange faste partikler fra udstødningsgasser.

25. Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse mod energipåvirkninger.

Litteratur

1. Kulagina T.A. Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse: Lærebog. godtgørelse / T.A. Kulagina. 2. udg., revideret. Og yderligere Krasnoyarsk: IPC KSTU, 2003. – 332 s.

Samlet af:

T.A. Kulagina

Afsnit 4. VURDERING AF MILJØVILKÅR OG Miljøekspertise

1. Miljøvurderingssystem, fag, mål og hovedformål med kursus- og kursuskoncepter, typer af miljøvurderinger. Forskelle mellem miljøkonsekvensvurdering (EE) og miljøkonsekvensvurdering (VVM).

2. Udvikling af et miljøstøttesystem til projektet, projektets livscyklus, ESD.

3. Miljøstøtte til økonomiske aktiviteter i investeringsprojekter (forskelle i tilgange, kategorier).

4. Lovligt og reguleringsmetodologisk grundlag for vurdering af virkninger på miljøet og VVM i Rusland.

5. Klassificering af EE- og VVM-objekter efter type miljøstyring, efter type udveksling af stof og energi med miljøet, efter graden af ​​miljøfare for natur og mennesker og efter stoffers toksicitet.

6. Teoretisk grundlag for miljøkonsekvensvurdering (mål, målsætninger, principper, typer og typer af statslig miljøkonsekvensvurdering, interaktionsmatrix).

7. Emner og genstande for statslig miljøvurdering.

8. Metodiske bestemmelser og principper for miljødesign..

9. Proceduren for tilrettelæggelse og gennemførelse af miljøprocedurer (grunde, sag, betingelser, aspekter, procedure for statens miljøekspertise og dens bestemmelser).

10. Liste over dokumentation indsendt til statslig miljøvurdering (ved at bruge eksemplet med Krasnoyarsk-territoriet).

11. Proceduren for foreløbig gennemgang af dokumentation modtaget af SEE. Registrering af konklusionen på den statslige miljøvurdering (sammensætning af hoveddelene).

13. Offentlig miljøvurdering og dens stadier.

14. Principper for miljøvurdering. Genstand for miljøvurdering.

15. Lovramme for miljøvurdering og særligt autoriserede organer (deres funktioner). Deltagere i miljøvurderingsprocessen, deres hovedopgaver.

16. Stadier af miljøvurderingsprocessen. Projektudvælgelsesmetoder og -systemer.

17. Metoder til identifikation af væsentlige påvirkninger, matricer til identifikation af påvirkninger (ordninger).

18. Struktur af VVM og metode til organisering af materialet, hovedstadier og aspekter.

19. Miljøkrav til udvikling af standarder, miljøkriterier og standarder.

20. Standarder for miljøkvalitet og tilladt påvirkning, anvendelse af naturressourcer.

21. Standardisering af sanitære og beskyttelseszoner.

22. Informationsgrundlag for miljødesign.

23. Offentlig deltagelse i VVM-processen.

24. Vurdering af den undersøgte økonomiske facilitets indvirkning på atmosfæren, direkte og indirekte kriterier for vurdering af luftforurening.

25. Procedure for udførelse af VVM (stadier og procedurer for VVM).

Litteratur

1. Den Russiske Føderations lov "om miljøbeskyttelse" dateret 10. januar 2002 nr. 7-FZ.

2. Den Russiske Føderations lov "Om miljøekspertise" dateret 23. november 1995 nr. 174-FZ.

3. Forordninger "Om miljøkonsekvensvurdering i Den Russiske Føderation". /Godkendt efter ordre fra Ministeriet for Naturressourcer i Den Russiske Føderation af 2000

4. Retningslinjer for miljøvurdering af forprojekt- og projekteringsdokumentation. / Godkendt Leder af Glavgosekoekspertiza dateret 12/10/93. M.: Ministeriet for Naturressourcer. 1993, 64 s.

5. Fomin S.A. "Statens Miljøekspertise". / I bogen. Den russiske Føderations miljølovgivning. // Red. Yu.E. Vinokurova. - M.: Forlaget MNEPU, 1997. - 388 s.

6. Fomin S.A. "Miljøekspertise og VVM". / I bogen. Økologi, naturbeskyttelse og miljøsikkerhed. // Under hovedredaktionen. I OG. Danilova-Danilyana. - M.: Forlaget MNEPU, 1997. - 744 s.

Samlet af:

Kandidat for teknisk videnskab, lektor ved Institut for Ingeniørøkologi

og livssikkerhed"

STATENS UDDANNELSESINSTITUTION FOR VIDEREGÅENDE UDDANNELSER

MOSKVA STATS TEKNOLOGISKE UNIVERSITET "STANKIN"

DET TEKNOLOGISKE FAKULTET

INSTITUT FOR INGENIØR ØKOLOGI OG LIVSSIKKERHED

doktor i fysik og matematik. videnskab, professor

M.Yu.KHUDOSHINA

TEORETISK GRUNDLAG FOR MILJØBESKYTTELSE

FOREDRAGNOTER

MOSKVA

Introduktion.

Miljøbeskyttelsesmetoder. Grønning af industriproduktionen

Metoder og midler til miljøbeskyttelse.

Miljøbeskyttelsesstrategien er baseret på objektiv viden om funktionslovene, sammenhænge og dynamikker i udviklingen af ​​miljøets bestanddele. De kan opnås gennem videnskabelig forskning inden for forskellige vidensområder - naturvidenskab, matematik, økonomi, samfund, offentlighed. Baseret på de opnåede mønstre udvikles metoder til miljøbeskyttelse. De kan opdeles i flere grupper:

Propaganda metoder

Disse metoder er dedikeret til at fremme beskyttelsen af ​​naturen og dens individuelle elementer. Formålet med deres anvendelse er at danne et økologisk verdensbillede. Former: mundtlig, trykt, visuel, radio og tv. For at opnå effektiviteten af ​​disse metoder anvendes videnskabelige udviklinger inden for sociologi, psykologi, pædagogik osv.

Lovgivningsmetoder

Grundlovene er grundloven, som fastlægger en borgers vigtigste opgaver og ansvar i forhold til miljøet, samt lov om... Retsbeskyttelse af jord sikres af jordlovgivningen (Fundamentals... Retsbeskyttelse af undergrund (lovgivning om undergrund, Undergrundskode) sikrer statens ejerskab af undergrund, ...

Organisatoriske metoder

Sådanne metoder omfatter statslige og lokale organisatoriske foranstaltninger rettet mod placering på virksomheders, industrielle og befolkede områders territorium, hvilket er hensigtsmæssigt ud fra et miljøbeskyttelsessynspunkt, samt til at løse individuelle og komplekse miljøproblemer og -spørgsmål. Organisatoriske metoder sikrer gennemførelsen af ​​masse-, stats- eller internationale økonomiske og andre begivenheder, der har til formål at skabe effektive miljøforhold. For eksempel at overføre skovhugst fra den europæiske del til Sibirien, erstatte træ med armeret beton og spare naturressourcer.

Disse metoder er baseret på systemanalyse, kontrolteori, simuleringsmodellering mv.

Tekniske metoder

De bestemmer graden og typerne af påvirkning af beskyttelsesobjektet eller dets omgivende forhold for at stabilisere genstandens tilstand, herunder:

• Ophør af indflydelse på beskyttede genstande (ordre, forbehold, brugsforbud).

· Reduktion og reduktion af påvirkning (regulering), anvendelsesmængde, skadevirkninger gennem rensning af skadelige emissioner, miljøregulering mv.

· Reproduktion af biologiske ressourcer.

· Restaurering af udtømte eller ødelagte beskyttede objekter (naturmonumenter, bestande af planter og dyr, biocenoser, landskaber).

· Øget brug (anvendelse til beskyttelse af hurtigt reproducerende kommercielle populationer), udtynding af populationer for at reducere dødeligheden af ​​infektionssygdomme.

· Ændring af anvendelsesformer til beskyttelse af skove og jordbund.

· Domesticering (Przewalskis hest, edderfugl, bison).

· Indhegning med hegn og net.

· Forskellige metoder til beskyttelse af jord mod erosion.

Metodeudviklingen er baseret på grundlæggende og anvendt videnskabelig udvikling inden for det naturvidenskabelige område, herunder kemi, fysik, biologi mv.

Teknoøkonomiske metoder

• Udvikling og forbedring af behandlingsfaciliteter.
• Introduktion af affaldsfri og lav-spild produktion og teknologier.
• Økonomiske metoder: obligatoriske betalinger for miljøforurening; betaling for naturressourcer; bøder for overtrædelse af miljølovgivningen; budgetfinansiering af statslige miljøprogrammer; systemer af statslige miljøfonde; miljøforsikring; en række foranstaltninger til økonomisk stimulering af miljøbeskyttelse .

Sådanne metoder udvikles på grundlag af anvendte discipliner under hensyntagen til tekniske, teknologiske og økonomiske aspekter.

Afsnit 1. Fysiske principper for industriel gasrensning.

Emne 1. Vejledning til beskyttelse af luftbassinet. Vanskeligheder med gasrensning. Funktioner af luftforurening

Vejledning til beskyttelse af luftbassinet.

Sanitære og tekniske foranstaltninger.

Installation af gas- og støvrensningsudstyr,

Montering af ekstra høje rør.

Kriteriet for miljøkvalitet er den maksimalt tilladte koncentration (MPC).

2. Teknologisk retning .

Udvikling af nye metoder til fremstilling af råvarer, rensning af dem fra urenheder, før de involveres i produktionen,

Oprettelse af nye teknologier baseret delvist eller fuldstændigt
lukkede cyklusser,

Udskiftning af råmaterialer, udskiftning af tørre metoder til behandling af støvproducerende materialer med våde,

Automatisering af produktionsprocesser.

Planlægningsmetoder.

Installation af sanitære beskyttelseszoner, som er reguleret af GOST og byggekoder,

Optimal placering af virksomheder under hensyntagen til vindrosen,
- fjernelse af giftige industrier uden for byens grænser,

Rationel planlægning af byudvikling,

Landskabspleje.

Kontrol- og forbudsforanstaltninger.

Maksimal tilladt koncentration,

Maksimalt tilladte emissioner,

Automatisering af emissionskontrol,

Forbud mod visse giftige produkter.

Vanskeligheder med gasrensning

Problemet med industriel gasrensning skyldes primært følgende årsager:

· Gasser varierer i deres sammensætning.

· Gasser har en høj temperatur og en stor mængde støv.

· Koncentrationen af ​​ventilations- og procesemissioner er variabel og lav.

· Brugen af ​​gasrensningsanlæg kræver løbende forbedringer

Funktioner af luftforurening

Først og fremmest omfatter disse koncentrationen og den spredte sammensætning af støv. Typisk består 33-77 % af forureningsvolumenet af partikler med en partikelstørrelse på op til 1,5... Atmosfæriske inversioner Normal temperaturlagdeling bestemmes af forhold, hvor en stigning i højden svarer til et fald...

Emne 2. Krav til behandlingsfaciliteter. Struktur af industrielle gasser

Krav til behandlingsfaciliteter. Rengøringsprocessen er karakteriseret ved flere parametre. 1. Samlet rengøringseffektivitet (n):

Struktur af industrielle gasser.

Industrielle gasser og luft indeholdende faste eller flydende partikler er tofasede systemer bestående af et kontinuerligt (kontinuerligt) medium - gasser og en dispergeret fase (faste partikler og flydende dråber), sådanne systemer kaldes aerodisperse eller aerosoler. Aerosoler er opdelt i tre klasser : støv, røg, tåge.

Støv.

Består af faste partikler dispergeret i et gasformigt medium. Dannet som et resultat af mekanisk formaling af faste stoffer til pulvere. Disse omfatter: aspirationsluft fra knusning, slibning, boreenheder, transportanordninger, sandblæsningsmaskiner, maskiner til mekanisk bearbejdning af produkter, emballeringsafdelinger for pulveriserede materialer. Disse er polydisperse og lavstabile systemer med partikelstørrelser på 5-50 mikron.

Ryger.

Det er aerodisperge systemer, der består af partikler med lavt damptryk og lav sedimentationshastighed, som dannes under sublimering og kondensering af dampe som følge af kemiske og fotokemiske reaktioner. Partikelstørrelsen i dem varierer fra 0,1 til 5 mikron og mindre.

Tåger.

Består af væskedråber fordelt i et gasformigt medium, som kan indeholde opløste stoffer eller suspenderede faste partikler. De dannes som følge af kondensering af dampe og under sprøjtning af væske i et gasformigt miljø.

Emne 3. Hovedretninger for gasstrømshydrodynamik. Kontinuitetsligning og Navier-Stokes ligning

Grundlæggende principper for gasstrømshydrodynamik.

Lad os overveje virkningen af ​​hovedkræfterne på et elementært volumen af ​​gas (fig. 1).

Ris. 1. Indvirkningen af ​​kræfter på et elementært volumen af ​​gas.

Teorien om gasstrømningsbevægelse er baseret på to grundlæggende hydrodynamiske ligninger: kontinuitetsligningen og Navier-Stokes-ligningen.

Kontinuitetsligning

∂ρ/∂τ + ∂(ρ x V x)/∂x + ∂(ρ y V y)/∂y + ∂(ρ z V z)/∂z = 0 (1)

hvor ρ er densiteten af ​​mediet (gasserne) [kg/m3]; V - gas (middel) hastighed [m/s]; V x , V y , V z – komponenthastighedsvektorer langs koordinatakserne X, Y, Z.

Denne ligning repræsenterer loven om energibevarelse, ifølge hvilken en ændring i massen af ​​et bestemt elementært volumen gas kompenseres af en ændring i densitet (∂ρ/∂τ).

Hvis ∂ρ/∂τ = 0 - konstant bevægelse.

Navier-Stokes ligning.

– ∂px/∂x + μ(∂2Vx/∂x2 + ∂2Vx/∂y2 + ∂2Vx/∂z2) = ρ (∂Vx/∂τ +… – ∂py/ ∂y + μy/∂2 x2 + ∂2Vy/∂y2 + ∂2Vy/∂z2) =…

Grænseforhold

. Fig.2 Gasstrøm omkring en cylinder.

Indledende forhold

For at karakterisere systemets tilstand i det indledende tidspunkt, indstilles startbetingelser.

Grænsebetingelser

Grænse- og begyndelsesbetingelser udgør grænsebetingelser. De fremhæver rum-tidsregionen og sikrer løsningens enhed.

Emne 4. Kriteriumsligning. Turbulent strøm af væske (gas). Grænselag

Ligning (1) og (2) danner et system med to ubekendte – V r (gashastighed) og P (tryk). Det er meget vanskeligt at løse dette system, så der indføres forenklinger. En sådan forenkling er brugen af ​​lighedsteori. Dette giver dig mulighed for at erstatte system (2) med en kriteriumsligning.

Kriterieligning.

f(Fr, Eu, Re r) = 0

Disse kriterier Fr, Eu, Re r er baseret på eksperimenter. Typen af ​​funktionel forbindelse etableres eksperimentelt.

Froude kriterium

Det karakteriserer forholdet mellem inertikraften og tyngdekraften:

Fr = Vg 2 /(gℓ)

hvor Vg 2 er inertikraften; gℓ - tyngdekraft; ℓ - definerer lineær parameter, bestemmer skalaen af ​​gasbevægelse [m].

Froude-kriteriet spiller en vigtig rolle, når et bevægeligt strømningssystem er væsentligt påvirket af gravitationskræfter. Ved løsning af mange praktiske problemer degenererer Froude-kriteriet, da tyngdekraften tages i betragtning.

Euler kriterium(sekundær):

Eu = Δp/(ρ g V g 2)

hvor Δр - trykfald [Pa]

Eulers kriterium karakteriserer forholdet mellem trykkraften og inertikraften. Det er ikke afgørende og betragtes som sekundært. Dens form findes ved at løse ligning (3).

Reynolds kriterium

Det er den vigtigste og karakteriserer forholdet mellem inertikræfter og friktionskraft, turbulent og lineær bevægelse.

Re r = V g ρ g ℓ / μ g

hvor μ – ​​dynamisk viskositet af gas [Pa s]

Reynolds-kriteriet er den vigtigste egenskab ved bevægelsen af ​​en gasstrøm:

• ved lave værdier af Reynolds-kriteriet Re dominerer friktionskræfter, og der observeres en stabil lineær (laminær) gasstrøm. Gassen bevæger sig langs væggene, som bestemmer strømningsretningen.
• Efterhånden som Reynolds-kriteriet stiger, mister det laminære flow stabilitet og forvandles ved en vis kritisk værdi af kriteriet til et turbulent regime. I den bevæger turbulente gasmasser sig i enhver retning, inklusive i retning af væggen og kroppen strømlinet af strømmen.

Turbulent væskestrøm.

Automatisk tilstand.

Turbulente pulsationer bestemmes af hastigheden og bevægelsens skala. Bevægelsesskala: 1. De hurtigste pulsationer har den største skala 2. Ved bevægelse i et rør falder skalaen af ​​de største pulsationer sammen med rørets diameter. krusningsværdierne bestemmes...

Ripple hastighed

Vλ = (εnλ / ρг)1/3 2. Et fald i pulsationshastigheden og skalaen svarer til et fald i antallet... Reλ = Vλλ / νг = Reг(λ/ℓ)1/3

Selvlignende tilstand

ξ = A Reg-n hvor A, n er konstanter. Med en stigning i inertikræfter falder eksponenten n. Jo mere intens turbulensen er, jo mindre n...

Grænselag.

1. Ifølge Prandtl–Taylor-hypotesen er bevægelsen i grænselaget laminær. På grund af fraværet af turbulent bevægelse, overførsel af stof... 2. I grænselaget falmer turbulente pulsationer gradvist, nærmer sig... I det diffuse underlag z<δ0, у стенки молекулярная диффузия полностью преобла­дает над турбулентной.

Emne 5. Egenskaber af partikler.

Grundlæggende egenskaber for suspenderede partikler.

I. Partikeldensitet.

Partikeltæthed kan være sand, bulk eller tilsyneladende. Bulkdensiteten tager højde for luftspalten mellem støvpartikler. Når der opstår kagning, øges den med 1,2-1,5 gange. Tilsyneladende massefylde er forholdet mellem en partikels masse og dens besatte volumen, inklusive porer, hulrum og uregelmæssigheder. Et fald i tilsyneladende tæthed i forhold til den sande er observeret i støv, der er tilbøjeligt til koagulering eller sintring af primære partikler (sod, ikke-jernholdige metaloxider). For glatte monolitiske eller primære partikler falder den tilsyneladende tæthed sammen med den sande.

II. Partikeldispersion.

Partikelstørrelsen bestemmes på flere måder: 1. Klar størrelse - den mindste størrelse af sigtehullerne, hvorigennem mere... 2. Diameteren af ​​sfæriske partikler eller den største lineære størrelse af uregelmæssigt formede partikler. Det bruges når…

Typer af distributioner

Forskellige værksteder har forskellige sammensætninger af udledte gasser og forskellige sammensætninger af forurenende stoffer. Gassen skal undersøges for støvindhold, der består af partikler af forskellig størrelse. For at karakterisere den dispergerede sammensætning anvendes fordelingen af ​​partikler i procent pr. volumenenhed ved tal f(r) og efter masse g(r) - henholdsvis tælling og massefordeling. Grafisk er de karakteriseret ved to grupper af kurver - differentielle og integrale kurver.

1. Differentialfordelingskurver

A) Tællefordeling

De fraktioner af partikler, hvis radier er i intervallet (r, r+dr) og adlyder funktionen f(r), kan repræsenteres som:

f(r)dr=1

Fordelingskurven, der kan bruges til at beskrive denne funktion f(r), kaldes den differentielle fordelingskurve for partikler efter deres størrelse i henhold til antallet af partikler (fig. 4).

Ris. 4. Differentialkurve for aerosolpartikelstørrelsesfordeling i henhold til deres antal.

B) Massefordeling.

På samme måde kan vi repræsentere pg(r):g(r)dr=1

Det er mere praktisk og populært i praksis. Fordelingskurven er vist på grafen (fig. 5).

0 2 50 80 µm

Ris. 5. Differentialfordelingskurve for aerosolpartikler efter størrelse i henhold til deres masse.

Kumulative fordelingskurver.

D(%) 0 10 100 µm Figur 6. Integralkurve for gennemløb

Effekt af dispersion på partikelegenskaber

Partikelspredning påvirker dannelsen af ​​overfladefri energi og graden af ​​stabilitet af aerosoler.

Fri energi af overfladen.

onsdag

Overfladespænding.

På grund af deres store overfladeareal adskiller aerosolpartikler sig fra kildematerialet i nogle egenskaber, der er vigtige for praksis med støvfjernelse.

Overfladespændingen for væsker ved grænsefladen med luft er nu præcis kendt for forskellige væsker. Det er for eksempel til:

Vand -72,5 N cm 10 -5.

For faste stoffer er det væsentligt og numerisk lig med det maksimale arbejde, der bruges på dannelsen af ​​støv.

Det er ubetydeligt lille af gasser.

Hvis en væskes molekyler interagerer stærkere med et fast stofs molekyler end med hinanden, spredes væsken over overfladen af ​​det faste stof og befugter det. Ellers samler væsken sig til en dråbe, som ville have en rund form, hvis tyngdekraften ikke virkede.

Diagram over rektangulære partiklers fugtbarhed.

Diagrammet (fig. 11) viser:

a) nedsænkning af en fugtet partikel i vand:

b) nedsænkning af en ikke-fugtig partikel i vand:

Fig. 11. Befugtningsskema

Befugtningsperimeteren af ​​partikler er grænsen for interaktion mellem tre medier: vand (1), luft (2), fast legeme (3).

Disse tre miljøer har afgrænsende overflader:

Væske-luft overflade med overfladespænding δ 1,2

Luftfast overflade med overfladespænding δ 2,3

Væske-fast overflade med overfladespænding δ 1,3

Kræfterne δ 1,3 og δ 2,3 virker i det faste legemes plan pr. længdeenhed af befugtningsperimeteren. De er rettet tangentielt til grænsefladen og vinkelret på befugtningsperimeteren. Kraften δ 1,2 er rettet i en vinkel Ө, kaldet kontaktvinklen (befugtningsvinklen). Hvis vi negligerer tyngdekraften og vandets løftekraft, så når ligevægtsvinklen Ө dannes, balanceres alle tre kræfter.

Ligevægtstilstanden bestemmes Youngs formel :

δ 2,3 = δ 1,3 + δ 1,2 cos Ө

Vinkel Ө varierer fra 0 til 180°, og Cos Ө varierer fra 1 til –1.

Ved Ө >90 0 er partiklerne dårligt fugtede. Fuldstændig ikke-vædning (Ө = 180°) observeres ikke.

Befugtelige (Ө >0°) partikler er kvarts, talkum (Ө =70°), glas, calcit (Ө =0°). Ikke-befugtelige partikler (Ө = 105°) er paraffin.

Befugtelige (hydrofile) partikler trækkes ind i vand af kraften fra overfladespændingen, der virker på vand-luft-grænsefladen. Hvis massefylden af ​​partiklen er mindre end densiteten af ​​vand, tilføjes tyngdekraften til denne kraft, og partiklerne synker. Hvis densiteten af ​​partiklen er mindre end densiteten af ​​vand, så reduceres den lodrette komponent af overfladespændingskræfterne med vandets løftekraft.

Ikke-befugtelige (hydrofobe) partikler understøttes på overfladen af ​​overfladespændingskræfter, hvis lodrette komponent tilføjes til løftekraften. Hvis summen af ​​disse kræfter overstiger tyngdekraften, forbliver partiklen på overfladen af ​​vandet.

Vandbefugtning påvirker ydeevnen af ​​våde støvsamlere, især når der arbejdes med recirkulation - glatte partikler fugtes bedre end partikler med en ujævn overflade, da de er mere dækket af en absorberet gasskal, hvilket gør befugtning vanskelig.

Baseret på befugtningens art skelnes der mellem tre grupper af faste stoffer:

1. hydrofile materialer, der er godt fugtet af vand - calcium,
de fleste silikater, kvarts, oxiderbare mineraler, alkalihalogenider
metaller

2. hydrofobe materialer, der er dårligt fugtet af vand - grafit, svovlkul.

3. absolut hydrofobe legemer - disse er paraffin, teflon, bitumen. (Ө ~ 180 o)

IV. Adhæsive egenskaber af partikler.

Fad = 2δd hvor δ er overfladespændingen ved grænsen af ​​et fast legeme og luft. Adhæsionskraften er direkte proportional med den første potens af diameteren, og den kraft, der bryder tilslaget, for eksempel tyngdekraften eller...

V. Slibeevne

Slibeevne– intensiteten af ​​metalslid ved samme gashastigheder og støvkoncentrationer.

Slibeevnen af ​​partikelegenskaber afhænger af:

1. hårdhed af støvpartikler

2. former af støvpartikler

3. støvpartikelstørrelse

4. Støvpartikeldensitet

De slibende egenskaber af partikler tages i betragtning, når du vælger:

1. hastighed af støvede gasser

2. vægtykkelse af apparater og gasaffald

3. beklædningsmaterialer

VI. Hygroskopicitet og opløselighed af partikler.

Afhænger af:

1. kemisk sammensætning af støv

2. støvpartikelkammer

3. former af støvpartikler

4. grad af overfladeruhed af støvpartikler

Disse egenskaber bruges til at samle støv i enheder af våd type.

VII. Støvs elektriske egenskaber.

Elektrisk forurening af partikler.

Opførsel i affaldsgasser Opsamlingseffektivitet i gasrensningsanordninger (elektrisk filter) ... Eksplosionsfare

IX. Støvs evne til at antænde spontant og danne eksplosive blandinger med luft.

Der er tre grupper af stoffer baseret på brandårsager: 1. Stoffer, der spontant antændes, når de udsættes for luft. Årsagen til branden er oxidation under påvirkning af atmosfærisk ilt (varme frigives ved lav...

Mekanisme for spontan forbrænding.

Brændbart støv, på grund af den højt udviklede overflade af kontakt mellem partikler med ilt, er i stand til spontan forbrænding og dannelse af eksplosive blandinger med luft. Intensiteten af ​​en støveksplosion afhænger af:

Støvs termiske og kemiske egenskaber

Størrelse og form af støvpartikler

Støvpartikelkoncentrationer

Sammensætning af gasser

Størrelse og temperatur af antændelseskilder

Relativt indhold af inaktivt støv.

Når temperaturen stiger, kan antændelse opstå spontant. Produktivitet og forbrændingsintensitet kan variere.

Forbrændingens intensitet og varighed.

Tætte støvmasser brænder langsommere, da iltadgang til dem er vanskelig. Løse og små støvmasser antændes i hele volumen. Når iltkoncentrationen i luften er mindre end 16 %, eksploderer støvskyen ikke. Jo mere ilt, jo mere sandsynligt er en eksplosion og jo større er dens styrke (i en virksomhed under svejsning, ved skæring af metal). De mindste eksplosive koncentrationer af støv suspenderet i luften er 20-500 g/m 3, de maksimale er 700-800 g/m 3

Emne 6. Grundlæggende mekanismer for partikelaflejring

Driften af ​​ethvert støvopsamlingsapparat er baseret på brugen af ​​en eller flere mekanismer til afsætning af partikler suspenderet i gasser. 1. Gravity sedimentation (sedimentation) sker som følge af... 2. Sedimentation under påvirkning af centrifugalkraft. Observeret under den krumlinjede bevægelse af et aerodispergert flow (flow...

Gravity sedimentation (sedimentation)

F= Sch, hvor er modstandskoefficienten for partiklen; S h - tværsnitsareal af partiklen, vinkelret på bevægelsen; Vh –…

Centrifugal partikel sedimentering

F=mch, V= t m – partikelmasse; V - hastighed; r - rotationsradius; t- afslapningstid Tiden for sedimentering af suspenderede partikler i centrifugalstøvsamlere er direkte proportional med kvadratet på partikeldiameteren.…

Indflydelsen af ​​Reynolds-kriteriet på inertiaflejring.

2. Med en stigning i Reynolds-kriteriet under overgangen til turbulent bevægelse dannes et grænselag på overfladen af ​​det strømlinede legeme. Som... 3. Ved værdier af kriteriet større end det kritiske (500), er strømlinjerne stærkere... 4. Med udviklet turbulens, der nærmer sig det selv-lignende regime, kan Reynolds-kriteriet ignoreres. I…

Engagement.

Således er aflejringseffektiviteten af ​​denne mekanisme over 0, og når der ikke er nogen inertiaflejring, er indgrebseffekten karakteriseret ved... R=dch/d

Diffusionsaflejring.

hvor D er diffusionskoefficienten, karakteriserer effektiviteten af ​​Brownsk... Forholdet mellem interne friktionskræfter og diffusionskræfter er karakteriseret ved Schmidt-kriteriet:

Aflejring under påvirkning af elementære ladninger

Elementær opladning af partikler kan udføres på tre måder: 1. Under dannelsen af ​​aerosoler 2. På grund af diffusion af frie ioner

Termoforese

Dette er frastødning af partikler af opvarmede legemer. Forårsaget af kræfter, der virker fra gasfasen på ujævnt opvarmede partikler i den... Hvis partikelstørrelsen er større end 1 mikron, er forholdet mellem processens sluthastighed og... Bemærk: der opstår en negativ bivirkning, når faste partikler falder fra varme gasser til kolde...

Diffusionsforese.

Denne bevægelse af partikler er forårsaget af koncentrationsgradienten af ​​komponenterne i gasblandingen. Manifesterer sig i processerne med fordampning og kondensation. Ved fordampning fra...

Partikelsedimentation i en turbulent strømning.

Hastigheden af ​​turbulent pulsering stiger, hvirvlernes diametre falder, og småskala pulsationer vinkelret på væggen vises allerede på...

Brug af et elektromagnetisk felt til at bundfælde suspenderede partikler.

Når gasser bevæger sig i et magnetfelt, virker en kraft på en partikel rettet i en ret vinkel og i feltets retning. Som et resultat af en sådan eksponering... Den samlede af forskellige aflejringsmekanismer.

Emne 7. Koagulering af suspenderede partikler

Konvergensen af ​​partikler kan forekomme på grund af Brownsk bevægelse (termisk koagulering), hydrodynamisk, elektrisk, gravitationel og andre... Hastigheden af ​​fald i den tællelige koncentration af partikler

Afsnit 3. Mekanismer for spredning af forurening i miljøet

Emne 8. Masseoverførsel

Spredningen af ​​forurening i miljøet (fig. 13) sker hovedsageligt på grund af naturlige processer og afhænger af stoffernes fysiske og kemiske egenskaber, fysiske processer forbundet med deres overførsel, biologiske processer, der deltager i globale processer af stofcirkulation, cykliske processer i individuelle økosystemer. Stoffernes tendens til at sprede sig er årsag til ukontrolleret regional ophobning af stoffer.

A - atmosfære

G - hydrosfære

L - litosfære

F - dyr

H - mand

P - planter

Ris. 13. Skema for masseoverførsel i biosfæren.

I økosfæren spiller molekylernes fysisk-kemiske egenskaber, damptryk og opløselighed i vand primært en rolle i overførselsprocessen.

Masseoverførselsmekanismer

Diffusion er karakteriseret ved en diffusionskoefficient [m2/s] og afhænger af det opløste stofs molekylære egenskaber (relativ diffusion) og... Konvektion er den tvungne bevægelse af opløste stoffer ved en vandstrøm... Dispersion er omfordelingen af ​​opløste stoffer forårsaget af heterogeniteten af ​​strømningshastighedsfeltet.

Jord - vand

Spredningen af ​​forurening i jorden sker hovedsageligt på grund af naturlige processer. Afhænger af stoffernes fysisk-kemiske egenskaber, fysiske... Jord-vand-grænsefladen spiller en vigtig rolle i overførselsprocessen. Grundlæggende…

Langmuirs ligning

x/m er forholdet mellem massen af ​​det adsorberede stof og massen af ​​adsorbenten; og er konstanter, der karakteriserer det pågældende system; - ligevægtskoncentration af et stof i opløsning.

Freundlich isotermisk adsorptionsligning

K – adsorptionskoefficient; 1/n - karakteristisk for graden af ​​adsorption Den anden ligning bruges hovedsageligt til at beskrive fordelingen ...

Emne 9. Modtagelse og ophobning af stoffer i levende organismer. Andre former for overførsel

Ethvert stof absorberes og assimileres af levende organismer. Steady-state-koncentrationen er mætningskoncentrationen. Hvis det er højere end i... Processer med akkumulering af stoffer i kroppen: 1. Biokoncentration - berigelse med kemiske forbindelser af kroppen som følge af direkte genopfyldning fra miljøet...

Emne 10. Modeller for distribution af urenheder i medier

Modeller for fordelingen af ​​urenheder i vandmiljøet

Spredning af forurening i atmosfæren.

Beregning af spredning af skadelige stoffer indeholdt i emissioner til atmosfæren... Kriterier for vurdering af luftforurening.

Metoder til rensning af industrielle emissioner fra gasformig forurening.

Følgende hovedmetoder skelnes:

1. Absorption- vask af emissioner af urenheder med opløsningsmidler.

2. Kemisorption- vask af emissioner med opløsninger af reagenser, der binder
æltes kemisk.

3. Adsorption- absorption af gasformige urenheder af faste aktive stoffer.

Termisk neutralisering af affaldsgasser.

Biokemiske metoder.

I gasrensningsteknologi kaldes adsorptionsprocesser for scrubberprocesser. Metoden består i at nedbryde gas-luft-blandinger til deres bestanddele ved... Organisering af kontakten af ​​en gasstrøm med et flydende opløsningsmiddel udføres: ... · Ved at lede gassen gennem en pakket kolonne.

Fysisk adsorption.

Dens mekanisme er som følger:

Gasmolekyler klæber til overfladen af ​​faste stoffer under påvirkning af intermolekylære kræfter af gensidig tiltrækning. Varmen, der frigives i dette tilfælde, afhænger af tiltrækningskraften og falder sammen med varmen fra dampkondensation (når op til 20 kJ/m3). I dette tilfælde kaldes gassen et adsorbat, og overfladen er en adsorbent.

Fordele Denne metode er reversibel: når temperaturen stiger, desorberes den absorberede gas let uden at ændre den kemiske sammensætning (dette sker også, når trykket falder).

Kemisk adsorption (kemisorption).

Ulempen ved kemisorption er, at den i dette tilfælde er irreversibel; den kemiske sammensætning af adsorbatet ændres. Det valgte adsorbat... Adsorbenter kan være både simple og komplekse oxider (aktiverede...

Afsnit 4. Teoretisk grundlag for beskyttelse af hydrosfæren og jordbunden

Emne 11. Teoretisk grundlag for hydrosfærebeskyttelse

Industrielt spildevand

Industrielt spildevand er, afhængigt af forureningens art, opdelt i syre-base, der indeholder tungmetalioner, krom-, fluor- og cyanidholdigt. Surt-alkalisk spildevand dannes fra processerne med affedtning, kemisk ætsning og påføring af forskellige belægninger.

Reagensmetode

På stadiet med forbehandling af spildevand anvendes forskellige oxidationsmidler, reduktionsmidler, syrer og alkaliske reagenser, både friske og... Efterbehandling af spildevand kan ske ved hjælp af mekaniske og kulfiltre. ...

Elektrodialyse.

I denne metode behandles spildevand elektrokemisk ved hjælp af kemiske reagenser. Kvaliteten af ​​renset vand efter elektrodialyse kan være tæt på destilleret vand. Det er muligt at rense vand med forskellige kemiske kontaminanter: fluorid, krom, cyanider osv. Elektrodialyse kan bruges før ionbytning for at opretholde et konstant saltindhold i vand, under regenerering af affaldsopløsninger og elektrolytter. Ulempen er et betydeligt energiforbrug. Der anvendes kommercielt tilgængelige elektrodialyseenheder såsom EDU, ECHO, AE osv. (med produktivitet fra 1 til 25 m 3 / h).

Vandrensning fra olieprodukter

International konvention af 1954 (som ændret 1962, 1969, 1971) for at forhindre havforurening med olie, har etableret et forbud mod udledning over bord af lænse- og ballastvand indeholdende olieprodukter inden for kystzonen (op til 100-150 miles) med en koncentration på mere end 100 mg/l). I Rusland er følgende maksimalt tilladte koncentrationer (MPC) af petroleumsprodukter i vand blevet fastsat: olieprodukter med højt svovlindhold - 0,1 mg/l, ikke-svovlholdige olieprodukter - 0,3 mg/l. I den forbindelse er udvikling og forbedring af metoder og midler til at rense vand fra de olieprodukter, det indeholder, af stor betydning for miljøbeskyttelsen.

Metoder til rensning af olieholdigt vand.

_Koalescens. Dette er processen med partikelforstørrelse på grund af deres fusion. Forgrovning af petroleumsproduktpartikler kan opstå spontant, når de... Nogle stigninger i koalescenshastigheden kan opnås ved opvarmning... Koagulering. I denne proces bliver petroleumsprodukternes partikler større, når forskellige...

Emne 12. Teoretisk grundlag for jordbeskyttelse

Det teoretiske grundlag for jordbeskyttelse omfatter bl.a. spørgsmål om bevægelse af forurenende stoffer i jorden for regioner med forskellige... model for fordeling af forurenende stoffer i jorden

Ris. 14. Typer af affaldsbortskaffelse

EN - dumptype af begravelse; b - begravelse på skråningerne; V - begravelse i gruber; G - begravelse i en underjordisk bunker; 1 - affald; 2 - vandtætning; 3 - beton

Ulemper ved dump-type begravelser: vanskeligheder med at vurdere stabiliteten af ​​skråninger; høje forskydningsspændinger ved bunden af ​​skråningerne; behovet for at bruge specielle bygningsstrukturer for at øge stabiliteten ved bortskaffelse; æstetisk belastning af landskabet. Begravelser på pisterne I modsætning til de ovennævnte begravelser af lossepladsen kræver de yderligere beskyttelse af gravlegemet mod at glide og skylles væk af vand, der strømmer ned ad skråningen.
Begravelse i gruber har mindre indvirkning på landskabet og udgør ikke en bæredygtighedsrisiko. Det kræver dog dræning af vand ved hjælp af pumper, da basen er placeret under jordens overflade. En sådan nedgravning skaber yderligere vanskeligheder for vandtætning af sideskråningerne og bunden af ​​affaldsbortskaffelsen og kræver også konstant overvågning af drænsystemer.
Begravelser i underjordiske bunkere i alle henseender er de mere bekvemme og miljøvenlige, men på grund af de store kapitalomkostninger ved deres konstruktion kan de kun bruges til at fjerne små mængder affald. Underjordisk deponering anvendes i vid udstrækning til at isolere radioaktivt affald, da det under visse betingelser gør det muligt at sikre radioøkologisk sikkerhed i hele den nødvendige periode og er den mest omkostningseffektive måde at håndtere det på. Affaldsplacering på lossepladsen bør udføres i lag, der ikke er mere end 2 m tykke med obligatorisk komprimering, hvilket sikrer størst kompakthed og fravær af hulrum, hvilket er særligt vigtigt ved nedgravning af større affald.
Komprimering af affald under bortskaffelse er nødvendig ikke kun for at maksimere brugen af ​​ledig plads, men også for at reducere efterfølgende nedsynkning af gravlegemet. Derudover komplicerer et løst gravlegeme med en densitet under 0,6 t/m kontrollen af ​​filtratet, da mange kanaler uundgåeligt opstår i kroppen, hvilket gør det vanskeligt at indsamle og fjerne det.
Men nogle gange, primært af økonomiske årsager, fyldes lageret sektion for sektion. Hovedårsagerne til sektionsopfyldning er behovet for at adskille forskellige typer affald inden for én losseplads, samt ønsket om at reducere de områder, hvor der dannes perkolat.
Ved vurdering af et gravlegemes stabilitet bør man skelne mellem ydre og indre stabilitet. Intern stabilitet forstås som tilstanden af ​​selve gravlegemet (stabilitet af siderne, modstand mod hævelse); Ekstern stabilitet refererer til gravpladsens stabilitet (nedsynkning, knusning). Utilstrækkelig stabilitet kan beskadige afløbssystemet. Kontrolobjekterne på lossepladser er luft og biogas, grundvand og perkolat, jord og gravlegeme. Omfanget af overvågningen afhænger af affaldstypen og deponeringsanlæggets udformning.

Krav til lossepladser: forebyggelse af indvirkning på kvaliteten af ​​grund- og overfladevand, på kvaliteten af ​​luftmiljøet; forebyggelse af den negative virkning forbundet med migration af forurenende stoffer til det underjordiske rum. I overensstemmelse med disse krav er det nødvendigt at sørge for: uigennemtrængelige dæksler af jord og affald, lækagekontrolsystemer, tilvejebringelse af vedligeholdelse og kontrol af lossepladsen efter lukning og andre passende foranstaltninger.

Grundlæggende elementer i en sikker losseplads: lag af overfladejord med vegetation; dræningssystem langs kanterne af lossepladsen; et let gennemtrængeligt lag af sand eller grus; et isolerende lag af ler eller plast; affald i rum; fin jord som grundlag for et isolerende ord; ventilationssystem til at fjerne metan og kuldioxid; drænlag til dræning af væske; bundisoleringslag for at forhindre forurenende stoffer i at sive ned i grundvandet.

Bibliografi.

1. Eremkin A.I., Kvashnin I.M., Yunkerov Yu.I. Standardisering af emissioner af forurenende stoffer til atmosfæren: lærebog - M., udgivet af ASV, 2000 - 176 s.

2. Hygiejniske standarder "Maximum tilladelige koncentrationer (MAC) af forurenende stoffer i den atmosfæriske luft i befolkede områder" (GN2.1.6.1338-03), med tilføjelser nr. 1 (GN 2s.1.6.1765-03), tilføjelser og ændringer nr. 2 (GN 2.1.6.1983-05). Iværksat ved resolutioner fra den russiske overlæge for sanitet dateret 30. maj 2003 nr. 116, dateret 17. oktober 2003 nr. 151, dateret 3. november 2005 nr. 24 (registreret af Ruslands justitsministerium d. 09. juni 2003, registreringsnr. 4663; 21. oktober 2003 reg.nr. 5187; 02.12.2005 reg.nr. 7225)

3. Mazur I.I., Moldavanov O.I., Shishkov V.N.. Ingeniørøkologi, generelt kursus i 2 bind. Under den almindelige redaktion. M.I. Mazura. - M.: Højere skole, 1996. – bind 2, 678 s.

4. Metode til beregning af koncentrationer i den atmosfæriske luft af skadelige stoffer indeholdt i emissioner fra virksomheder (OND-86). Resolution fra USSR's statskomité for hydrometeorologi dateret 4. august 1986 nr. 192.

5. SN 245-71. Sanitære standarder for design af industrielle virksomheder.

6. Uzhov V.I., Valdberg A.Yu., Myagkov B.I., Reshidov I.K. Rensning af industrigasser fra støv. –M.: Kemi, 1981 – 302 s.

7. Føderal lov "om beskyttelse af atmosfærisk luft" (som ændret den 31. december 2005) dateret 4. maj 1999 nr. 96-FZ

8. Føderal lov "om miljøbeskyttelse" af 10. januar 2002. Nr. 7 – Føderal lov (som ændret den 18. december 2006)

9. Khudoshina M.Yu. Økologi. Laboratorieværksted UMU GOU MSTU "STANKIN", 2005. Elektronisk udgave.

Hvad vil vi gøre med det modtagne materiale:

Hvis dette materiale var nyttigt for dig, kan du gemme det på din side på sociale netværk:

NOVOSIBIRSK STATENS TEKNISKE UNIVERSITET

Institut for Miljøtekniske Problemer

"GODKENDT"

Dekan for fakultetet

fly

"___"______________200 g.

ARBEJDSPROGRAM for den akademiske disciplin

teoretiske grundlag for miljøbeskyttelse

OOP i retning af at uddanne en certificeret specialist

656600 – Miljøbeskyttelse

speciale 280202 "Engineering miljøbeskyttelse"

Uddannelse – miljøingeniør

Fakultet for Luftfart

Kursus 3, semester 6

Forelæsninger 34 timer.

Praktiske timer: 17 timer.

RGZ 6. semester

Selvstændigt arbejde 34 timer

Eksamen 6 semester

I alt: 85 timer

Novosibirsk

Arbejdsprogrammet er udarbejdet på grundlag af den statslige uddannelsesstandard for videregående faglig uddannelse inden for uddannelse af en certificeret specialist - 656600 - Miljøbeskyttelse og speciale 280202 - "Engineering miljøbeskyttelse"

Registreringsnummer 165 teknisk/ds dateret 17. marts 2000.

Disciplinkodeks i statens uddannelsesstandarder – SD.01

Disciplinen "Theoretical Foundations of Environmental Protection" hører til den føderale komponent.

Disciplinkodeks i henhold til studieordningen - 4005

Arbejdsprogrammet blev drøftet på et møde i Institut for Miljøtekniske Problemer.

Referat af afdelingsmøde nr. 6-06 af 13. oktober 2006

Programmet blev udviklet

professor, doktor i tekniske videnskaber, professor

Leder af afdelingen

Professor, doktor i tekniske videnskaber, lektor

Ansvarlig for hoved

professor, doktor i tekniske videnskaber, professor

1. Eksterne krav

Generelle krav til uddannelse er angivet i tabel 1.

tabel 1

Statsstandarder for obligatoriske minimumskrav

discipliner	"Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse"
	Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse: fysisk og kemisk grundlag for spildevands- og røggasbehandlingsprocesser og bortskaffelse af fast affald. Koagulationsprocesser, flokkulering, flotation, adsorption, væskeekstraktion, ionbytning, elektrokemisk oxidation og reduktion, elektrokoagulering og elektroflotation, elektrodialyse, membranprocesser (omvendt osmose, ultrafiltrering), udfældning, deodorisering og afgasning, katalyse, kondensering, pyrolyse, gensmeltning, ristning, brandneutralisering, agglomeration ved høj temperatur. Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse mod energipåvirkninger. Princippet om screening, absorption og undertrykkelse ved kilden. Diffusionsprocesser i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynding af urenheder i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynding af urenheder i atmosfæren og hydrosfæren. Beregnings- og fortyndingsmetoder.

2. Mål og formål med kurset

Hovedmålet er at gøre eleverne fortrolige med de fysiske og kemiske principper for neutralisering af giftigt menneskeskabt affald og at beherske de indledende færdigheder i ingeniørmetoder til beregning af udstyr til neutralisering af dette affald.

3. Krav til disciplin

De grundlæggende krav til kurset er bestemt af bestemmelserne i State Educational Standard (SES) i retningen 553500 - miljøbeskyttelse. I overensstemmelse med de statslige standarder for dette område omfatter arbejdsprogrammet følgende hovedafsnit:

Afsnit 1. Vigtigste miljøforurenende stoffer og metoder til deres neutralisering.

Afsnit 2. Grundlæggende for beregning af adsorption, masseoverførsel og katalytiske processer.

4. Disciplinens omfang og indhold

Omfanget af disciplinen svarer til den studieordning, der er godkendt af prorektor for NSTU

Navnet på emnerne i forelæsningstimerne, deres indhold og volumen i timer.

Afsnit 1. Vigtigste miljøforurenende stoffer og metoder til deres neutralisering (18 timer).

Forelæsning 1. Antropogene forurenende stoffer i industricentre. Vand-, luft- og jordforurenende stoffer. Dannelse af nitrogenoxider i forbrændingsprocesser.

Forelæsning 2. Grundlæggende om beregning af spredning af urenheder i atmosfæren. Koefficienter brugt i forureningsspredningsmodeller. Eksempler på beregninger af urenhedsspredning.

Forelæsninger 3-4. Metoder til rensning af industrielle gasemissioner. Koncept for rensningsmetoder: absorption, adsorption, kondensation, membran, termiske, kemiske, biokemiske og katalytiske metoder til neutralisering af forurenende stoffer. Anvendelsesområder. Vigtigste teknologiske egenskaber og procesparametre.

Forelæsning 5. Spildevandsrensning baseret på separationsmetoder. Rensning af spildevand fra mekaniske urenheder: bundfældningstanke, hydrocykloner, filtre, centrifuger. Fysisk-kemisk grundlag for brug af flotation, koagulation, flokkulering for at fjerne urenheder. Metoder til at intensivere spildevandsbehandlingsprocesser fra mekaniske urenheder.

Forelæsning 6. Regenerative metoder til spildevandsrensning. Konceptet og det fysisk-kemiske grundlag for metoderne til ekstraktion, stripning (desorption), destillation og rektifikation, koncentrering og ionbytning. Brug af omvendt osmose, ultrafiltrering og adsorption til vandrensning.

Forelæsninger 7.-8. Destruktive metoder til vandrensning. Begrebet destruktive metoder. Anvendelse af kemiske metoder til vandrensning baseret på neutralisering af sure og alkaliske forurenende stoffer, reduktion og oxidation (klorering og ozonering) af urenheder. Rensning af vand ved at omdanne forurenende stoffer til uopløselige forbindelser (dannelse af sedimenter). Biokemisk spildevandsrensning. Funktioner og mekanisme for rengøringsprocessen. Aerotanke og rådnetanke.

Forelæsning 9. Termisk metode til neutralisering af spildevand og fast affald. Teknologisk diagram over processen og typer af anvendt udstyr. Begrebet brandneutralisering og pyrolyse af affald. Væskefase-oxidation af affald – koncept for processen. Funktioner af aktiveret slambehandling.

Afsnit 2. Grundlæggende om beregning af adsorption, masseoverførsel og katalytiske processer (16 timer).

Forelæsning 10. Hovedtyper af katalytiske og adsorptionsreaktorer. Hylde-, rør- og fluid bed-reaktorer. Anvendelsesområder for neutralisering af gasemissioner. Design af adsorptionsreaktorer. Brug af bevægelige lag af adsorbent.

Forelæsning 11. Grundlæggende beregninger fororer. Begrebet reaktionshastighed. Hydrodynamik af stationære og fluidiserede granulære lag. Idealiserede reaktormodeller - ideel blanding og ideel forskydning. Udledning af materiale- og varmebalanceligninger for ideelle blandings- og ideelle fortrængningsreaktorer.

Forelæsning 12. Processer på porøst adsorbent- og katalysatorgranulat. Stadierne af processen med kemisk (katalytisk) omdannelse på en porøs partikel. Diffusion i en porøs partikel. Molekylær og Knudsen diffusion. Afledning af materialebalanceligningen for en porøs partikel. Konceptet med graden af ​​udnyttelse af den indre overflade af en porøs partikel.

Foredrag 13.-14. Grundlæggende om adsorptionsprocesser. Adsorptionsisotermer. Metoder til eksperimentel bestemmelse af adsorptionsisotermer (vægt, volumen og kromatografiske metoder). Langmuirs adsorptionsligning. Masse- og varmebalanceligninger for adsorptionsprocesser. Stationær sorptionsfront. Begrebet ligevægts- og ikke-ligevægtsadsorption Eksempler på praktisk anvendelse og beregning af adsorptionsprocessen til rensning af gasser fra benzendampe.

Forelæsning 15. Mekanismen for masseoverførselsprocesser. Masseoverførselsligning. Ligevægt i væske-gas-systemet. Henry og Daltons ligninger. Ordninger af adsorptionsprocesser. Materialebalance af masseoverførselsprocesser. Udledning af procesdriftslinjeligningen. Drivkraften i masseoverførselsprocesser. Bestemmelse af gennemsnitlig drivkraft. Typer af adsorptionsanordninger. Beregning af adsorptionsanordninger.

Forelæsning 16. Rensning af udstødningsgasser fra mekaniske forurenende stoffer. Mekaniske cykloner. Beregning af cykloner. Udvælgelse af cyklontyper. Beregningsbestemmelse af støvopsamlingseffektivitet.

Forelæsning 17. Grundlæggende om gasrensning ved hjælp af elektriske udskillere. Fysisk grundlag for at fange mekaniske urenheder af elektriske udskillere. Beregningsligninger til vurdering af effektiviteten af ​​elektriske udskillere. Grundlæggende om design af elektrostatiske udskillere. Metoder til at øge effektiviteten af ​​at fange mekaniske partikler med elektriske udskillere.

Samlet antal timer (forelæsninger) – 34 timer.

Navnet på emnerne i praktiske klasser, deres indhold og mængde i timer.

1. Metoder til rensning af gasemissioner fra giftige forbindelser (8 timer), herunder:

a) katalytiske metoder (4 timer);

b) adsorptionsmetoder (2 timer);

c) gasrensning ved anvendelse af cykloner (2 timer).

2. Grundlæggende om beregning af reaktorer til gasneutralisering (9 timer):

a) beregning af katalytiske reaktorer baseret på ideelle blandings- og ideelle forskydningsmodeller (4 timer);

b) beregning af adsorptionsanordninger til gasrensning (3 timer);

c) beregning af elektriske udskillere til opsamling af mekaniske forurenende stoffer (2 timer).

________________________________________________________________

Samlet antal timer (praktiske timer) – 17 timer

Navn på emner til beregning og grafiske opgaver

1) Bestemmelse af den hydrauliske modstand af det faste granulære lag af katalysatoren (1 time).

2) Undersøgelse af fluidiseringsregimer for granulære materialer (1 time).

3) Undersøgelse af processen til termisk neutralisering af fast affald i en fluid bed-reaktor (2 timer).

4) Bestemmelse af adsorptionskapaciteten af ​​sorbenter til at opfange gasformige forurenende stoffer (2 timer).

________________________________________________________________

I alt (beregning og grafiske opgaver) – 6 timer.

4. Kontrolformer

4.1. Beskyttelse af beregnings- og grafiske opgaver.

4.2. Forsvar af abstracts om kursusemner.

4.3. Spørgsmål til eksamen.

1. Grundlæggende om absorptionsprocesser til gasrensning. Typer af absorbere. Grundlæggende om beregning af absorbere.

2. Design af katalytiske reaktorer. Rørformet, adiabatisk, med et fluidiseret leje, med radial og aksial gasstrøm, med bevægelige lag.

3. Fordeling af emissioner fra forureningskilder.

4. Adsorptionsprocesser til gasrensning. Teknologiske skemaer for adsorptionsprocesser.

5. Spildevandsbehandling ved at oxidere urenheder med kemiske reagenser (klorering, ozonering).

6. Diffusion i et porøst granulat. Molekylær og Knudsen diffusion.

7. Konditioneringsmetoder til gasrensning.

8. Termisk bortskaffelse af fast affald. Typer af dekontamineringsovne.

9. Ligning for en ideel blandingsreaktor.

10. Membranmetoder til gasrensning.

11. Hydrodynamik af fluidiserede granulære lejer.

12. Fluidiseringsbetingelser.

13. Grundlæggende om aerosolfangning af elektriske udskillere. Faktorer, der påvirker effektiviteten af ​​deres arbejde.

14. Termisk neutralisering af gasser. Termisk neutralisering af gasser med varmegenvinding. Typer af termiske dekontamineringsovne.

15. Grundlæggende omprocesser.

16. Model af en plug-flow reaktor.

17. Grundlæggende kemiske metoder til gasrensning (bestråling af elektronstrømme, ozonering)

18. Hydrodynamik af stationære granulære lag.

19. Ligevægt i "væske - gas"-systemet.

20. Biokemisk gasrensning. Biofiltre og bioscrubere.

21. Biokemisk oprensning - det grundlæggende i processen. Aerotanks, metatanks.

22. Idealiserede modeller af katalytiske reaktorer. Materiale- og varmebalancer.

23. Typer af spildevandsforurenende stoffer. Klassificering af rengøringsmetoder (separation, regenerative og destruktive metoder).

24. Adsorptionsfront. Ligevægtsadsorption. Stationær adsorptionsfront.

25. Støvopsamlingsudstyr - cykloner. Cyklonberegningssekvens.

26. Metoder til adskillelse af mekaniske urenheder: bundfældningstanke, hydrocykloner, filtre, centrifuger).

27. Koncentration - som metode til spildevandsrensning.

28. Adsorptionsfront. Ligevægtsadsorption. Stationær adsorptionsfront.

29. Grundlæggende om flotation, koagulation, flokkulering.

30. Varme (masse) udveksling under adsorption.

31. Beregningsrækkefølge for en pakket absorber.

32. Fysiske principper for intensivering af spildevandsbehandlingsprocesser (magnetiske, ultralydsmetoder).

33. Transformationsprocesser på en porøs partikel.

34. Sekvens af beregninger af adsorbere.

35. Desorption er en metode til at fjerne flygtige urenheder fra spildevand.

36. Adsorptionsspildevandsbehandling.

37. Begrebet udnyttelsesgrad for katalysatorpartikler.

38. Fordeling af emissioner fra forureningskilder.

39. Destillation og rektifikation i spildevandsrensning.

40. Adsorption uden ligevægt.

41. Omvendt osmose og ultrafiltrering.

42. Adsorptionsisotermer. Metoder til bestemmelse af adsorptionsisotermer (vægt, volumen, kromatografi).

43. Grundlæggende om væskefaseoxidation af spildevand under tryk.

44. Drivkraft for masseoverførselsprocesser.

45. Spildevandsbehandling ved neutralisering, nyttiggørelse, sedimentering.

46. ​​Ligninger for termisk og materialebalance af adsorberen.

47. Støvopsamlingsudstyr - cykloner. Cyklonberegningssekvens.

48. Biokemisk rensning - det grundlæggende i processen. Aerotanks, metatanks.

49. Grundlæggende om aerosolfangning af elektriske udskillere. Faktorer, der påvirker effektiviteten af ​​deres arbejde.

1. Udstyr, strukturer, grundlæggende elementer i design af kemiske og teknologiske processer, beskyttelse af biosfæren mod industrielle emissioner. M., Chemistry, 1985. 352 s.

2. . . Maksimalt tilladte koncentrationer af kemikalier i miljøet. L. Chemistry, 1985.

3. B. Bretschneider, I. Kurfurst. Beskyttelse af luftbassinet mod forurening. L. Chemistry, 1989.

4. . Neutralisering af industrielle emissioner ved efterbrænding. M. Energoatomizdat, 1986.

5. osv. Industriel spildevandsrensning. M. Stroyizdat, 1970, 153 s.

6. osv. Industriel spildevandsrensning. Kiev, Tekhnika, 1974, 257 s.

7... Spildevandsrensning i den kemiske industri. L, Chemistry, 1977, 464 s.

8. AL. Titov,. Bortskaffelse af industriaffald: M. Stroyizdat, 1980, 79 s.

9. , . Effekten af ​​termiske kraftværker på miljøet og måder at reducere de forårsagede skader på. Novosibirsk, 1990, 184 s.

10. . Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse (forelæsningsnotater). IC SB RAS - NSTU, 2001. – 97'erne.

Send dit gode arbejde i videnbasen er enkel. Brug formularen nedenfor

Studerende, kandidatstuderende, unge forskere, der bruger videnbasen i deres studier og arbejde, vil være dig meget taknemmelig.

opslået på http://allbest.ru

UDDANNELSES- OG VIDENSKABSMINISTERIET I RUSLAND

Federal State Budgetary Educational Institution of Higher Professional Education

Ural State Forestry University

Afdeling: fysisk og kemisk teknologi til biosfærebeskyttelse

Abstrakt om emnet:

"Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse"

Udført:

Bakirova E. N.

Kursus: 3 Specialitet: 241000

Lærer:

Melnik T.A.

Jekaterinburg 2014

Introduktion

Kapitel 1. Teoretisk grundlag for vandbassinbeskyttelse

1.1 Grundlæggende teoretiske principper for spildevandsrensning fra flydende urenheder

1.2 Grundlæggende krav til ekstraktionsmidlet

Kapitel 2. Luftbeskyttelse mod støv

2.1 Koncept og definition af det specifikke overfladeareal af støv og støvets flydeevne

2.2 Rensning af aerosoler under påvirkning af inerti- og centrifugalkræfter

2.3 Statik af absorptionsprocessen

Bibliografi

Introduktion

Udviklingen af ​​civilisationen og moderne videnskabelige og teknologiske fremskridt er direkte relateret til miljøledelse, dvs. med global brug af naturressourcer.

En integreret del af miljøforvaltningen er behandling og reproduktion af naturressourcer, deres beskyttelse og beskyttelse af miljøet som helhed, som udføres på grundlag af ingeniørøkologi - videnskaben om samspillet mellem tekniske og naturlige systemer.

Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse er en omfattende videnskabelig og teknisk disciplin inden for miljøteknik, der studerer det grundlæggende i at skabe ressourcebesparende teknologier, miljøvenlig industriel produktion og implementering af tekniske og miljømæssige løsninger til rationel brug af naturressourcer og miljøbeskyttelse.

Miljøbeskyttelsesprocessen er en proces, som resulterer i, at forurening, der er skadelig for miljøet og mennesker, gennemgår visse transformationer til uskadelige, ledsaget af bevægelse af forurening i rummet, en ændring i deres samlede tilstand, indre struktur og sammensætning, og deres indvirkning på miljøet.

Under moderne forhold er miljøbeskyttelse blevet det vigtigste problem, hvis løsning er relateret til beskyttelse af sundheden for nuværende og fremtidige generationer af mennesker og alle andre levende organismer.

Bekymringen for bevarelsen af ​​naturen ligger ikke kun i udviklingen og overholdelse af lovgivningen om beskyttelse af Jorden, dens undergrund, skove og farvande, atmosfærisk luft, flora og fauna, men også i forståelsen af ​​årsag-og-virkning-sammenhængene mellem forskellige typer af menneskelige aktiviteter og ændringer i det naturlige miljø.

Ændringer i miljøet er stadig hurtigere end udviklingen af ​​metoder til overvågning og forudsigelse af dets tilstand.

Videnskabelig forskning inden for teknisk miljøbeskyttelse bør sigte mod at finde og udvikle effektive metoder og midler til at reducere de negative konsekvenser af forskellige typer af menneskelig produktionsaktiviteter (antropogene handlinger) på miljøet.

1. Theoteoretiske principper for vandbassinbeskyttelse

1.1 Grundlæggendeteoretiske principper for spildevandsrensning fra flydende urenheder

Separation af flydende urenheder: bundfældningsprocessen bruges også til at rense industrispildevand fra olie, olier og fedtstoffer. Rengøring fra flydende urenheder svarer til bundfældning af faste stoffer. Forskellen er, at densiteten af ​​flydende partikler er mindre end densiteten af ​​vand.

Udfældning er adskillelse af et groft væskesystem (suspension, emulsion) i dets bestanddele under påvirkning af tyngdekraften. Under bundfældningsprocessen udfældes partikler (dråber) af den dispergerede fase fra det flydende dispersionsmedium eller flyder til overfladen.

Afsætning som en teknologisk teknik bruges til at adskille dispergerede stoffer eller rense væsker fra mekaniske urenheder. Effektiviteten af ​​bundfældning stiger med stigende forskel i densiteterne af de adskilte faser og partikelstørrelsen af ​​den dispergerede fase. Ved afsætning i systemet bør der ikke være nogen intens blanding, stærke konvektionsstrømme eller tydelige tegn på strukturdannelse, der forhindrer sedimentering.

Bundfældning er en almindelig metode til at rense væsker fra grove mekaniske urenheder. Det bruges til fremstilling af vand til teknologiske og huslige behov, behandling af spildevand, dehydrering og afsaltning af råolie og i mange kemiske teknologiske processer.

Det er en vigtig fase i den naturlige selvrensning af naturlige og kunstige reservoirer. Sedimentering bruges også til at isolere forskellige industrielle eller naturlige produkter spredt i flydende medier.

Udfældning, langsom adskillelse af et væskedispergeret system (suspension, emulsion, skum) i dets bestanddele: et dispergeringsmedium og et dispergeret stof (dispergeret fase), der sker under påvirkning af tyngdekraften.

Under sedimenteringsprocessen bundfælder eller flyder partikler af den dispergerede fase, henholdsvis akkumulerer i bunden af ​​beholderen eller på overfladen af ​​væsken. (Hvis bundfældning kombineres med dekantering, opstår der elutriation.) Det koncentrerede lag af individuelle dråber nær overfladen, der fremkommer under bundfældning, kaldes fløde. Partikler af suspension eller dråber af emulsion akkumuleret i bunden danner et sediment.

Ophobningen af ​​sediment eller fløde bestemmes af lovene for sedimentering (aflejring). Udfældningen af ​​stærkt dispergerede systemer er ofte ledsaget af partikelforstørrelse som et resultat af koagulering eller flokkulering.

Sedimentets struktur afhænger af de fysiske karakteristika af det spredte system og afsætningsforholdene. Det er tæt ved afsætning af grove systemer. Polydisperse suspensioner af fint formalede lyofile produkter giver løse gel-lignende bundfald.

Ophobningen af ​​sediment (fløde) under bundfældning skyldes hastigheden af ​​bundfældning (flydende) af partikler. I det enkleste tilfælde af fri bevægelse af sfæriske partikler, er det bestemt af Stokes' lov. I polydisperse suspensioner udfældes først store partikler, og små danner et langsomt bundfældende "dreg".

Forskellen i bundfældningshastigheden for partikler, der varierer i størrelse og tæthed, ligger til grund for adskillelsen af ​​knuste materialer (sten) i fraktioner (størrelsesklasser) ved hydraulisk klassificering eller elutriation. I koncentrerede suspensioner er det ikke gratis, men såkaldt. solidarisk eller kollektiv bundfældning, hvor hurtigt aflejrende store partikler bærer små med sig, hvilket lysner de øverste lag af væsken. Hvis der er en kolloid dispergeret fraktion i systemet, er bundfældning sædvanligvis ledsaget af forstørrelse af partikler som følge af koagulering eller flokkulering.

Sedimentets struktur afhænger af det dispergerede systems egenskaber og bundfældningsforhold. Groft dispergerede suspensioner, hvis partikler ikke afviger for meget i størrelse og sammensætning, danner et tæt sediment, der er klart afgrænset fra væskefasen. Polydisperse og multikomponent suspensioner af fint formalede materialer, især med anisometriske (for eksempel lamelformede, nåleformede, trådlignende) partikler, giver tværtimod løse gel-lignende sedimenter. I dette tilfælde er der muligvis ikke en skarp grænse mellem den klarede væske og sedimentet, men en gradvis overgang fra mindre koncentrerede lag til mere koncentrerede.

Omkrystallisationsprocesser er mulige i krystallinske sedimenter. Ved aflejring af aggregativt ustabile emulsioner smelter de dråber, der samler sig på overfladen i form af creme eller i bunden, sammen (smelter sammen) og danner et kontinuerligt væskelag. Under industrielle forhold udføres bundfældning i bundfældningsbassiner (reservoirer, kar) og specielle bundfældningstanke (fortykningsmidler) af forskellig udformning.

Sedimentering er meget udbredt til vandrensning i systemer af hydrauliske strukturer, vandforsyning og kloakering; under dehydrering og afsaltning af råolie; i mange kemiske teknologiske processer.

Sedimentering bruges også til staldrensning af borevæsker; rensning af flydende petroleumsprodukter (olier, brændstoffer) i forskellige maskiner og teknologiske installationer. Under naturlige forhold spiller sedimentation en vigtig rolle i selvrensningen af ​​naturlige og kunstige reservoirer såvel som i de geologiske processer til dannelse af sedimentære bjergarter.

Udfældning er adskillelse i form af et fast bundfald fra en gas (damp), opløsning eller smelte af en eller flere komponenter. For at gøre dette skabes betingelser, når systemet går fra en initial stabil tilstand til en ustabil, og der dannes en fast fase i det. Aflejring fra damp (desublimering) opnås ved at sænke temperaturen (f.eks. når joddamp afkøles, opstår jodkrystaller) eller kemiske omdannelser af damp, som er forårsaget af opvarmning, udsættelse for stråling mv. Når hvid fosfordamp således overophedes, dannes et bundfald af rødt fosfor; Når dampe af flygtige metal-diketonater opvarmes i nærvær af O2, aflejres film af faste metaloxider.

Udfældning af den faste fase fra opløsninger kan opnås på forskellige måder: ved at sænke temperaturen af ​​en mættet opløsning, fjerne opløsningsmidlet ved fordampning (ofte i vakuum), ændre surhedsgraden af ​​mediet, ændre opløsningsmidlets sammensætning, f. for eksempel tilsætning af en mindre polær (acetone eller ethanol) til et polært opløsningsmiddel (vand). Sidstnævnte proces kaldes ofte udsaltning.

Forskellige kemiske udfældningsreagenser anvendes i vid udstrækning til udfældning, idet de interagerer med de frigivne grundstoffer for at danne dårligt opløselige forbindelser, der udfælder. For eksempel, når en BaCl2-opløsning tilsættes til en opløsning indeholdende svovl i form af SO2-4, dannes et bundfald af BaSO4. For at adskille nedbør fra smelter afkøles sidstnævnte normalt.

Arbejdet med krystalkernedannelse i et homogent system er ret stort, og dannelsen af ​​den faste fase lettes på den færdige overflade af de faste partikler.

For at fremskynde afsætningen indføres derfor ofte et frø - stærkt dispergerede faste partikler af det aflejrede eller andet stof i overmættet damp og opløsning eller i en underafkølet smelte. Brugen af ​​frø i viskøse opløsninger er særligt effektiv. Dannelsen af ​​sediment kan ledsages af coprecipitation - delvis indfangning af celler. komponent i løsningen.

Efter udfældning fra vandige opløsninger får det resulterende stærkt dispergerede bundfald ofte mulighed for at "modnes" før adskillelse, dvs. hold bundfaldet i den samme (moder)opløsning, nogle gange med opvarmning. I dette tilfælde, som et resultat af den såkaldte Ostwald-modning, forårsaget af forskellen i opløselighed af små og store partikler, aggregering og andre processer, bliver sedimentpartikler større, co-udfældede urenheder fjernes, og filtrerbarheden forbedres. Egenskaberne af de resulterende præcipitater kan ændres over et bredt område på grund af introduktionen af ​​forskellige additiver (overfladeaktive stoffer osv.) i opløsningen, ændringer i temperatur eller omrøringshastighed og andre faktorer. Ved at variere betingelserne for udfældning af BaSO4 fra vandige opløsninger er det således muligt at øge sedimentets specifikke overfladeareal fra ~0,1 til ~10 m2/g eller mere, ændre sedimentpartiklernes morfologi og ændre overfladeegenskaberne af sidstnævnte. Det resulterende sediment sætter sig sædvanligvis til bunden af ​​karret under påvirkning af tyngdekraften. Hvis bundfaldet er fint, anvendes centrifugering for at lette dets adskillelse fra moderluden.

Forskellige former for udfældning anvendes i vid udstrækning i kemien til påvisning af kemiske grundstoffer ved hjælp af et karakteristisk bundfald og til kvantitativ bestemmelse af stoffer, til fjernelse af komponenter, der interfererer med bestemmelsen og til isolering af urenheder ved samtidig udfældning, for rensning af salte ved omkrystallisation, til fremstilling af film, samt i kemi. industri til faseadskillelse.

I sidstnævnte tilfælde refererer sedimentation til den mekaniske adskillelse af suspenderede partikler fra en væske i suspension under påvirkning af tyngdekraften. Disse processer kaldes også sedimentation. bundfældning, bundfældning, fortykkelse (hvis sedimentering udføres for at opnå et tæt bundfald) eller klaring (hvis der opnås rene væsker). Til fortykning og klaring anvendes ofte yderligere filtrering.

En nødvendig betingelse for deponering er eksistensen af ​​en forskel i tæthederne af den dispergerede fase og dispersionsmediet, dvs. sedimentationsustabilitet (for grove systemer). For stærkt spredte systemer er der udviklet et sedimentationskriterium, som hovedsageligt bestemmes af entropi, samt temperatur og andre faktorer. Det er blevet fastslået, at entropi er højere, når aflejring sker i en strømning snarere end i en stationær væske. Hvis sedimentationskriteriet er mindre end en kritisk værdi, sker der ikke sedimentation, og der etableres sedimentationsligevægt, hvor spredte partikler fordeles langs lagets højde efter en bestemt lov. Under sedimenteringen af ​​koncentrerede suspensioner medfører store partikler, når de falder, mindre, hvilket fører til udvidelsen af ​​sedimentpartikler (ortokinetisk koagulation).

Aflejringshastigheden afhænger af det fysiske egenskaber af dispergerede og dispergerede faser, dispergeret fase koncentration, temperatur. Udfældningshastigheden af ​​en individuel sfærisk partikel er beskrevet af Stokes-ligningen:

hvor d er partiklens diameter, ?g er forskellen i densiteter af den faste fase (med s) og den flydende fase (med f), µ er den flydende fases dynamiske viskositet, g er tyngdeaccelerationen. Stokes-ligningen gælder kun for den strengt laminære partikelbevægelsesmåde, når Reynolds-tallet Re<1,6, и не учитывает ортокинетическую коагуляцию, поверхностные явления, влияние изменения концентрации твердой фазы, роль стенок сосуда и др. факторы.

Sedimenteringen af ​​monodisperse systemer er karakteriseret ved den hydrauliske partikelstørrelse, som er numerisk lig med den eksperimentelt bestemte hastighed af deres sedimentering. Ved polydisperse systemer anvendes partiklernes rodmiddel-kvadratradius eller deres gennemsnitlige hydrauliske størrelse, som også bestemmes eksperimentelt.

Under sedimentering under påvirkning af tyngdekraften i kammeret skelnes der mellem tre zoner med forskellige sedimentationshastigheder: i zonen med frit fald af partikler er det konstant, derefter falder det i overgangszonen og til sidst i komprimeringszonen falder det kraftigt til nul.

Ved polydisperse suspensioner i lave koncentrationer dannes sedimenter i form af lag - i bundlaget er de største partikler og derefter mindre. Dette fænomen bruges i elutriationsprocesser, dvs. klassificering (separation) af faste dispergerede partikler i henhold til deres densitet eller størrelse, hvor sedimentet blandes flere gange med et dispersionsmedium og efterlades i forskellige tidsrum.

Den dannede bundfaldstype bestemmes af det dispergerede systems fysiske karakteristika og aflejringsbetingelserne. Ved groft spredte systemer er sedimentet tæt. Løse gel-lignende bundfald dannes under udfældningen af ​​polydisperse suspensioner af fint formalede frysetørrede stoffer. "Konsolidering" af sedimenter i en række tilfælde er forbundet med ophøret af Brownsk bevægelse af partikler i den dispergerede fase, som er ledsaget af dannelsen af ​​en rumlig struktur af sediment med deltagelse af et dispersionsmedium og en ændring i entropi. I dette tilfælde spiller formen af ​​partiklerne en vigtig rolle. Nogle gange, for at fremskynde sedimenteringen, tilsættes flokkuleringsmidler til suspensionen - specielle stoffer (normalt høj molekylvægt), der forårsager dannelsen af ​​flagende flokkulente partikler.

1.2 Grundlæggende krav til ekstraktionsmidlet

Ekstraktionsmetoder til oprensning. For at isolere organiske stoffer opløst i dem, for eksempel phenoler og fedtsyrer, fra industrispildevand, kan man bruge disse stoffers evne til at opløses i en anden væske, der er uopløselig i det vand, der behandles. Hvis en sådan væske tilsættes spildevandet, der behandles og blandes, vil disse stoffer opløses i den tilsatte væske, og deres koncentration i spildevandet vil falde. Denne fysisk-kemiske proces er baseret på det faktum, at når to gensidigt uopløselige væsker blandes grundigt, fordeles ethvert stof i opløsning mellem dem i overensstemmelse med dets opløselighed i henhold til distributionsloven. Hvis den tilsatte væske efter dette adskilles fra spildevandet, viser sidstnævnte sig at være delvist renset for opløste stoffer.

Denne metode til at fjerne opløste stoffer fra spildevand kaldes væske-væske-ekstraktion; de opløste stoffer, der fjernes i dette tilfælde, er de ekstraherbare stoffer, og den tilsatte væske, der ikke blandes med spildevand, er ekstraktionsmidlet. Butylacetat, isobutylacetat, diisopropylether, benzen osv. anvendes som ekstraktionsmidler.

Der er en række andre krav til ekstraktionsmidlet:

· Det bør ikke danne emulsioner med vand, da dette fører til et fald i installationens produktivitet og en stigning i opløsningsmiddeltab;

· skal let regenereres;

· være ugiftig;

· opløse det ekstraherede stof meget bedre end vand, dvs. har en høj fordelingskoefficient;

· have høj opløsningsselektivitet, dvs. jo mindre ekstraktionsmidlet opløser de komponenter, der skal forblive i spildevandet, jo mere fuldstændigt vil de stoffer, der skal fjernes, blive ekstraheret;

· have den størst mulige opløsningsevne i forhold til den ekstraherede komponent, da jo højere den er, jo mindre ekstraktionsmiddel kræves;

· har lav opløselighed i spildevand og danner ikke stabile emulsioner, da adskillelsen af ​​ekstrakt og raffinat er vanskelig;

· afvige væsentligt i tæthed fra spildevand for at sikre hurtig og fuldstændig faseadskillelse;

Ekstraktionsmidler kan opdeles i to grupper efter deres opløsningsevne. Nogle af dem kan overvejende kun udvinde én urenhed eller urenheder af kun én klasse, mens andre kan udvinde de fleste af urenhederne fra et givet spildevand (i ekstreme tilfælde alle). Den første type ekstraktionsmidler kaldes selektive.

De ekstraktive egenskaber af et opløsningsmiddel kan forbedres ved at udnytte den synergistiske effekt, der findes i blandet opløsningsmiddelekstraktion. For eksempel, når man udvinder phenol fra spildevand, er der en forbedring i ekstraktion med butylacetat blandet med butylalkohol.

Udvindingsmetoden til rensning af industrispildevand er baseret på opløsning af det forurenende stof, der findes i spildevandet med organiske opløsningsmidler - ekstraktionsmidler, dvs. om fordeling af et forurenende stof i en blanding af to gensidigt uopløselige væsker efter dets opløselighed i dem. Forholdet mellem gensidigt ækvilibrerende koncentrationer i to ublandbare (eller svagt blandbare) opløsningsmidler, når ligevægt er nået, er konstant og kaldes fordelingskoefficienten:

k p = C E + C ST?konst

hvor C e, C st er koncentrationen af ​​det ekstraherede stof i henholdsvis ekstraktionsmidlet og spildevandet ved steady state ligevægt, kg/m 3 .

Dette udtryk er loven om ligevægtsfordeling og karakteriserer den dynamiske ligevægt mellem koncentrationerne af det ekstraherede stof i ekstraktionsmidlet og vand ved en given temperatur.

Fordelingskoefficienten kp afhænger af den temperatur, som udvindingen udføres ved, samt af tilstedeværelsen af ​​forskellige urenheder i spildevandet og ekstraktionsmidlet.

Efter at have nået ligevægt er koncentrationen af ​​det ekstraherede stof i ekstraktionsmidlet væsentligt højere end i grenvandet. Stoffet, der er koncentreret i ekstraktionsmidlet, separeres fra opløsningsmidlet og kan bortskaffes. Ekstraktionsmidlet bruges derefter igen i oprensningsprocessen.

2. Luftbeskyttelse mod støv

2.1 Koncept og definition af det specifikke overfladeareal af støv og støvets flydeevne

Specifikt overfladeareal er forholdet mellem overfladearealet af alle partikler og den besatte masse eller volumen.

Flydeevne karakteriserer mobiliteten af ​​støvpartikler i forhold til hinanden og deres evne til at bevæge sig under påvirkning af ydre kraft. Flydeevnen afhænger af partiklernes størrelse, deres fugtindhold og graden af ​​komprimering. Flydeegenskaber bruges til at bestemme hældningsvinklen af ​​væggene i bunkers, slisker og andre enheder, der er forbundet med ophobning og bevægelse af støv og støvlignende materialer.

Støvets flydeevne bestemmes af hvilevinklen af ​​den naturlige hældning, som modtager støv i en frisk hældt tilstand.

b= arctan(2H/D)

2.2 Rensning af aerosoler under påvirkning af inerti- og centrifugalkræfter

Enheder, hvor adskillelsen af ​​partikler fra en gasstrøm sker som følge af, at gassen vrides ind i en spiral, kaldes cykloner. Cykloner fanger partikler op til 5 mikron. Gasforsyningshastigheden er mindst 15 m/s.

Rc =m*? 2/R gns.;

Rav=R2+R1/2;

Parameteren der bestemmer apparatets effektivitet er separationsfaktoren, som viser hvor mange gange centrifugalkraften er større end Fm.

Fc = Pc/Fm = m*? 2 / R av *m*g= ? 2 / R av *g

Inertielle støvsamlere: Driften af ​​en inerti-støvsamler er baseret på det faktum, at når bevægelsesretningen af ​​strømmen af ​​støvet luft (gas) ændres, afviger støvpartikler under påvirkning af inertikræfter fra strømningsledningen og adskilles fra strømmen . Træghedsstøvsamlere omfatter en række velkendte enheder: støvudskiller IP, jalousi støvopsamler VTI osv., samt de enkleste inertielle støvsamlere (støvpose, støvopsamler på en lige del af gaskanalen, skærmstøvsamler , etc.).

Inertielle støvsamlere opfanger groft støv - 20 - 30 mikron i størrelse eller mere, deres effektivitet er normalt i området 60 - 95%. Den nøjagtige værdi afhænger af mange faktorer: støvspredning og dets andre egenskaber, strømningshastighed, apparatdesign osv. Af denne grund bruges inertiapparater normalt i det første trin af rengøringen, efterfulgt af støvfjernelse af gas (luft) i mere avancerede apparater. Fordelen ved alle inertielle støvsamlere er enhedens enkelhed og enhedens lave omkostninger. Dette forklarer deres udbredelse.

F iner =m*g+g/3

2.3 Statik af absorptionsprocessen

Absorption af gasser (lat. Absorptio, fra absorbeo - absorb), volumetrisk absorption af gasser og dampe af en væske (absorberende) med dannelse af en opløsning. Brugen af ​​absorption i teknologi til adskillelse og rensning af gasser og adskillelse af dampe fra damp-gasblandinger er baseret på forskellen i opløselighed af gasser og dampe i væsker.

Under absorption afhænger gasindholdet i opløsningen af ​​gassens og væskens egenskaber, af det samlede tryk, temperatur og partialtryk af den fordelte komponent.

Absorptionsstatikken, dvs. ligevægten mellem væske- og gasfasen, bestemmer den tilstand, der etableres under meget lang kontakt mellem faserne. Ligevægten mellem faserne bestemmes af komponentens og absorberens termodynamiske egenskaber og afhænger af sammensætningen af ​​en af ​​faserne, temperatur og tryk.

I tilfælde af en binær gasblanding bestående af distribueret komponent A og bæregas B, interagerer to faser og tre komponenter. Derfor vil antallet af frihedsgrader ifølge fasereglen være lig med

S=K-F+2=3-2+2=3

Det betyder, at for et givet gas-væske system er variablerne temperatur, tryk og koncentrationer i begge faser.

Ved konstant temperatur og totaltryk vil sammenhængen mellem koncentrationer i væske- og gasfasen følgelig være entydig. Denne afhængighed er udtrykt ved Henrys lov: partialtrykket af en gas over en opløsning er proportional med molfraktionen af ​​denne gas i opløsningen.

De numeriske værdier af Henry-koefficienten for en given gas afhænger af arten af ​​gassen og absorberen og af temperaturen, men afhænger ikke af det samlede tryk. En vigtig betingelse for valget af absorbent er den gunstige fordeling af gasformige komponenter mellem gas- og væskefasen ved ligevægt.

Komponenternes interfasefordeling afhænger af fasernes og komponenternes fysisk-kemiske egenskaber samt af temperatur, tryk og komponenternes begyndelseskoncentration. Alle komponenter, der er til stede i gasfasen, danner en gasopløsning, hvor der kun er svag vekselvirkning mellem komponentens molekyler. En gasopløsning er karakteriseret ved kaotisk bevægelse af molekyler og fravær af en specifik struktur.

Derfor bør en gasopløsning ved almindeligt tryk betragtes som en fysisk blanding, hvor hver komponent udviser sine individuelle fysiske og kemiske egenskaber. Det samlede tryk, der udøves af en gasblanding, er summen af ​​trykket af komponenterne i blandingen, kaldet partialtryk.

Indholdet af komponenter i en gasformig blanding udtrykkes ofte i form af partialtryk. Partialtryk er det tryk, som en given komponent ville være under, hvis den i mangel af andre komponenter optog hele blandingens volumen ved dens temperatur. Ifølge Daltons lov er partialtrykket af en komponent proportional med molfraktionen af ​​komponenten i gasblandingen:

hvor y i er molfraktionen af ​​komponenten i gasblandingen; P er det totale tryk af gasblandingen. I et tofaset gas-væske-system er partialtrykket af hver komponent en funktion af dens opløselighed i væsken.

Ifølge Raoults lov for et ideelt system er partialtrykket af en komponent (pi) i en damp-gasblanding over en væske under ligevægtsbetingelser, med lav koncentration og ikke-flygtighed af andre komponenter opløst i den, proportional med dampen tryk af den rene væske:

p i =P 0 i *x i,

hvor P 0 i er det mættede damptryk af den rene komponent; x i er molfraktionen af ​​komponenten i væsken. For ikke-ideelle systemer, positiv (pi / P 0 i > xi) eller negativ (pi / P 0 i< x i) отклонение от закона Рауля.

Disse afvigelser forklares på den ene side af energiinteraktionen mellem opløsningsmidlets molekyler og det opløste stof (ændring i systemets entalpi - ?H), og på den anden side af det faktum, at entropien ( ?S) af blanding er ikke lig med entropien af ​​blanding for et ideelt system, da molekylerne i en komponent under dannelsesopløsningen har opnået evnen til at være placeret blandt molekylerne i en anden komponent på et større antal måder end blandt lignende (entropi er steget, en negativ afvigelse observeres).

Raoults lov gælder for opløsninger af gasser, hvis kritiske temperatur er højere end opløsningens temperatur, og som er i stand til at kondensere ved opløsningens temperatur. Ved temperaturer under kritiske gælder Henrys lov, ifølge hvilken ligevægtspartialtrykket (eller ligevægtskoncentrationen) af et stof opløst over en væskeabsorber ved en bestemt temperatur og i området for dens lave koncentration, for ikke-ideelle systemer, er proportional. til koncentrationen af ​​komponenten i væsken x i:

hvor m er fordelingskoefficienten for den i-te komponent ved faseligevægt, afhængigt af komponentens egenskaber, absorber og temperatur (Henrys isotermiske konstant).

For de fleste systemer kan vand-gaskomponent-koefficienten m findes i referencelitteraturen.

For de fleste gasser gælder Henrys lov ved et samlet tryk i systemet på højst 105 Pa. Hvis partialtrykket er større end 105 Pa, kan m-værdien kun anvendes i et snævert område af partialtryk.

Når det samlede tryk i systemet ikke overstiger 105 Pa, afhænger opløseligheden af ​​gasser ikke af det samlede tryk i systemet og bestemmes af Henrys konstant og temperatur. Temperaturens indvirkning på opløseligheden af ​​gasser bestemmes ud fra udtrykket:

rensning absorption ekstraktion udfældning

hvor C er den differentielle opløsningsvarme af et mol gas i en uendelig stor mængde opløsning, defineret som størrelsen af ​​den termiske effekt (H i - H i 0) af overgangen af ​​den i-te komponent fra gas til opløsning .

Ud over de nævnte tilfælde er der i ingeniørpraksis et betydeligt antal systemer, for hvilke ligevægts-interfasefordelingen af ​​en komponent er beskrevet ved hjælp af særlige empiriske afhængigheder. Dette gælder især for systemer, der indeholder to eller flere komponenter.

Grundlæggende betingelser for absorptionsprocessen. Hver af komponenterne i systemet skaber et tryk, hvis størrelse bestemmes af koncentrationen af ​​komponenten og dens flygtighed.

Når systemet forbliver i konstante forhold i lang tid, etableres en ligevægtsfordeling af komponenter mellem faserne. Absorptionsprocessen kan ske, forudsat at koncentrationen (deltrykket af komponenten) i gasfasen, der kommer i kontakt med væsken, er højere end ligevægtstrykket over absorptionsopløsningen.

Bibliografi

1. Vetoshkin A.G. Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse: lærebog. - Penza: PGASA Publishing House, 2002. 290 s.

2. Teknisk beskyttelse af overfladevand fra industrispildevand: lærebog. godtgørelse D.A. Krivoshein, P.P. Kukin, V.L. Lapin [og andre]. M.: Videregående skole, 2003. 344 s.

4. Grundlæggende om kemisk teknologi: en lærebog for studerende fra kemiske og tekniske universiteter / I.P. Mukhlenov, A.E. Gorshtein, E.S. Tumarkin [udg. I.P. Mukhlenova]. 4. udg., revideret. og yderligere M.: Højere. skole, 1991. 463 s.

5. Dikar V.L., Deineka A.G., Mikhailiv I.D. Grundlæggende om økologi og miljøledelse. Kharkov: Olant LLC, 2002. 384 s.

6. Ramm V.M./ Absorption of gases, 2. udg., M.: Chemistry, 1976.656 s.

Udgivet på Allbest.ru

...

Lignende dokumenter

Funktioner af bomuldsstøv. Rensning af støvet luft. Metoder til rensning af gasser fra mekaniske urenheder. Miljøaspekter af vandrensning. Karakteristika for spildevand fra en bomuldsmølle. Bestemmelse af koncentrationer af blandede afstrømningsforurenende stoffer.

abstract, tilføjet 24/07/2009


Anvendelse af fysisk-kemiske og mekaniske metoder til rensning af industrispildevand, fremstilling af uopløste mineralske og organiske urenheder. Fjernelse af fint dispergerede uorganiske urenheder ved koagulering, oxidation, sorption og ekstraktion.

kursusarbejde, tilføjet 10/03/2011


Sammensætning af spildevand og de vigtigste metoder til dets behandling. Udledning af spildevand til vandområder. Grundlæggende metoder til spildevandsrensning. Forøgelse af effektiviteten af ​​miljøbeskyttelsesforanstaltninger. Introduktion af lavt spild- og affaldsfri teknologiske processer.

abstract, tilføjet 18/10/2006


Principper for intensivering af teknologiske processer til miljøbeskyttelse. Heterogen katalyse af affaldsgasneutralisering. Rensning af gasser ved efterbrænding i en flamme. Biologisk spildevandsrensning. Beskyttelse af miljøet mod energipåvirkninger.

abstrakt, tilføjet 12/03/2012


Karakteristika for moderne spildevandsrensning for at fjerne forurenende stoffer, urenheder og skadelige stoffer. Metoder til spildevandsbehandling: mekanisk, kemisk, fysisk-kemisk og biologisk. Analyse af flotations- og sorptionsprocesser. Introduktion til zeolitter.

abstrakt, tilføjet 21.11.2011


Industrielle og biologiske katalysatorer (enzymer), deres rolle i reguleringen af ​​teknologiske og biokemiske processer: Anvendelse af adsorptionskatalytiske metoder til at neutralisere giftige emissioner fra industriel produktion og spildevandsbehandling.

kursusarbejde, tilføjet 23/02/2011


Typer og kilder til luftforurening, grundlæggende metoder og metoder til rensning heraf. Klassificering af gasrensnings- og støvopsamlingsudstyr, drift af cykloner. Essensen af ​​absorption og adsorption, luftrensningssystemer fra støv, tåger og urenheder.

kursusarbejde, tilføjet 12/09/2011


Generelle karakteristika for miljøbeskyttelsesproblemer. Kendskab til udviklingsstadierne af en teknologisk ordning til behandling og demineralisering af affaldsdannelsesvand på Dysh-feltet. Overvejelse af metoder til rensning af spildevand fra olieproduktionsvirksomheder.

afhandling, tilføjet 21/04/2016


Regnskab og styring af miljørisici for befolkningen fra miljøforurening. Metoder til rensning og neutralisering af affaldsgasser fra JSC Novoroscement. Apparater og anordninger, der bruges til at rense aspirationsluft og udstødningsgasser fra støv.

afhandling, tilføjet 24/02/2010


Grundlæggende begreber og klassificering af væskekromatografimetoder. Essensen af ​​højtydende væskekromatografi (HPLC), dens fordele. Sammensætning af kromatografiske komplekser, typer af detektorer. Anvendelse af HPLC i analyse af miljøobjekter.