Teoretisk grunnlag for teknologiske prosesser for miljøvern

1. generelle egenskaper metoder for å beskytte miljøet mot industriell forurensning

Miljøvern er en integrert del av konseptet bærekraftig utvikling menneskelig samfunn, som betyr langsiktig kontinuerlig utvikling som møter behovene til levende mennesker uten å kompromittere behovene til fremtidige generasjoner. Konseptet bærekraftig utvikling vil ikke kunne realiseres med mindre det utvikles spesifikke handlingsprogrammer for å forhindre miljøforurensning, som også inkluderer organisatorisk, teknisk og teknologisk utvikling for utvikling av ressurs-, energisparende og lavavfallsteknologier, reduksjon. gassutslipp og væskeutslipp, behandling og deponering av husholdningsavfall, redusere energipåvirkningen på miljøet, forbedre og bruke miljøvernmidler.

Organisatoriske og tekniske metoder for miljøvern kan deles inn i aktive og passive metoder. Aktive metoder for miljøvern representerer teknologiske løsninger for å skape ressursbesparende og lite avfallsteknologier.

Passive metoder for miljøvern er delt inn i to undergrupper:

rasjonell plassering av forurensningskilder;

lokalisering av forurensningskilder.

Rasjonell plassering forutsetter territoriell rasjonell plassering av økonomiske objekter, noe som reduserer belastningen på miljøet, og lokalisering er i hovedsak flegmatisering av forurensningskilder og et middel for å redusere deres utslipp. Lokalisering oppnås ved å bruke ulike miljøteknologier, tekniske systemer og enheter.

Mange miljøteknologier er basert på fysiske og kjemiske transformasjoner. I fysiske prosesser er det bare form, størrelse, aggregeringstilstand og andre fysiske egenskaper til stoffer som endres. Deres struktur og kjemiske sammensetning er bevart. Fysiske prosesser dominerer i støvoppsamlingsprosesser, prosesser for fysisk absorpsjon og adsorpsjon av gasser, rensing av avløpsvann fra mekaniske urenheter og i andre lignende tilfeller. Kjemiske prosesser endrer den kjemiske sammensetningen av strømmen som behandles. Med deres hjelp blir giftige komponenter av gassutslipp, flytende og fast avfall og avløpsvann omdannet til ikke-giftige.

Kjemiske fenomener i teknologiske prosesser utvikler seg ofte under påvirkning av ytre forhold (trykk, volum, temperatur osv.) der prosessen implementeres. I dette tilfellet er det transformasjoner av noen stoffer til andre, endringer i overflaten, interfaseegenskaper og en rekke andre fenomener av blandet (fysisk og kjemisk) natur.

Et sett med innbyrdes relaterte kjemiske og fysiske prosesser, som forekommer i en materiell substans, kalles fysisk-kjemisk, grenselinjen mellom fysiske og kjemiske prosesser. Fysiokjemiske prosesser er mye brukt i miljøteknologier (støv- og gassoppsamling, avløpsvannbehandling, etc.).

En spesifikk gruppe består av biokjemiske prosesser - kjemiske transformasjoner som skjer med deltakelse av levende ting. Biokjemiske prosesser danner grunnlaget for livet

alle levende organismer av flora og fauna. En betydelig del av landbruksproduksjonen og næringsmiddelindustrien, for eksempel bioteknologi, er basert på bruken av dem. Produktet av bioteknologiske transformasjoner som skjer med deltakelse av mikroorganismer er stoffer av livløs natur. Det teoretiske grunnlaget for miljøteknologi, basert på de generelle lovene for fysisk og kolloidal kjemi, termodynamikk, hydro- og aerodynamikk, studerer den fysisk-kjemiske essensen av de grunnleggende prosessene til miljøteknologi. En slik systematisk tilnærming til miljøprosesser gjør at vi kan generalisere teorien om slike prosesser og anvende en enhetlig metodisk tilnærming til dem.

Avhengig av de grunnleggende mønstrene som karakteriserer forløpet av miljøprosesser, er sistnevnte delt inn i følgende grupper:

mekanisk;

hydromekaniske;

masseoverføring,

kjemisk;

fysisk-kjemiske;

termiske prosesser;

biokjemiske;

prosesser komplisert av en kjemisk reaksjon.

I egen gruppe prosesser for beskyttelse mot energipåvirkning er identifisert, hovedsakelig basert på prinsippene for refleksjon og absorpsjon av overflødig energi fra de viktigste teknologiske prosessene for miljøstyring.

Til mekaniske prosesser, som er grunnlaget mekanisk påvirkning for faste og amorfe materialer inkluderer maling (knusing), sortering (klassifisering), pressing og blanding av bulkmaterialer. Drivkraften bak disse prosessene er mekanisk trykk eller sentrifugalkraft.

Til hydromekaniske prosesser, som er grunnlaget for en hydrostatisk eller hydromekanisk effekt på medier og materialer,

inkludere omrøring, sedimentering (sedimentering), filtrering, sentrifugering. Drivkraften bak disse prosessene er hydrostatisk trykk eller sentrifugalkraft.

Til masseoverføring (diffusjon) prosesser der stor rolle Sammen med varmeoverføring spiller overgangen av et stoff fra en fase til en annen på grunn av diffusjon en rolle, inkludert absorpsjon, adsorpsjon, desorpsjon, ekstraksjon, rektifisering, tørking og krystallisering. Drivkraften til disse prosessene er forskjellen i konsentrasjonene av det overførende stoffet i de interagerende fasene.

Kjemiske prosesser som oppstår med endringer i de fysiske egenskapene og den kjemiske sammensetningen til utgangsstoffene er preget av transformasjon av noen stoffer til andre, en endring i deres overflate- og interfaseegenskaper. Disse prosessene inkluderer prosessene med nøytralisering, oksidasjon og reduksjon. Drivkraften til kjemiske prosesser er forskjellen i kjemiske (termodynamiske) potensialer.

Fysiokjemiske prosesser er preget av et sammenkoblet sett av kjemiske og fysiske prosesser. Fysisk-kjemiske separasjonsprosesser, som er basert på fysisk-kjemiske transformasjoner av stoffer, inkluderer koagulering og flokkulering, flotasjon, ionebytting, omvendt osmose og ultrafiltrering, deodorisering og avgassing, elektrokjemiske metoder spesielt elektrisk gassrensing. Drivkraften til disse prosessene er forskjellen i de fysiske og termodynamiske potensialene til de separerte komponentene ved fasegrensene.

Termiske prosesser, som er grunnlaget for en endring i den termiske tilstanden til interagerende medier, inkluderer oppvarming, avkjøling, fordampning og kondensering. Drivkraften til disse prosessene er forskjellen i temperaturer (termiske potensialer) til de interagerende mediene.

Biokjemiske prosesser, som er basert på katalytiske enzymatiske reaksjoner av biokjemisk transformasjon av stoffer i løpet av livet til mikroorganismer, er preget av forekomsten av biokjemiske reaksjoner og syntesen av stoffer på nivået av en levende celle. Drivkraften bak disse prosessene er energinivå(potensialet) av levende organismer.

Denne klassifiseringen er ikke stiv og uforanderlig. I virkeligheten er mange prosesser komplisert av forekomsten av tilstøtende parallelle prosesser. For eksempel er masseoverføring og kjemiske prosesser ofte ledsaget av termiske prosesser. Dermed kan rektifisering, tørking og krystallisering klassifiseres som kombinerte varme- og masseoverføringsprosesser. Prosessene med absorpsjon og adsorpsjon er ofte ledsaget av kjemiske transformasjoner. De kjemiske prosessene for nøytralisering og oksidasjon kan samtidig betraktes som masseoverføringsprosesser. Biokjemiske prosesser er samtidig ledsaget av varme- og masseoverføring, og fysisk-kjemiske prosesser er ledsaget av masseoverføringsprosesser.

Katalytiske metoder for gassrensing

Katalytiske metoder for gassrensing er basert på reaksjoner i nærvær av faste katalysatorer, dvs. på lovene om heterogen katalyse. Som et resultat katalytiske reaksjoner urenheter i gassen omdannes til andre forbindelser...

Metoder for rensing av avgasser og utslipp fra fôrgjærproduksjon

Støvoppsamlingsmetoder Rengjøringsmetoder i henhold til deres grunnleggende prinsipp kan deles inn i mekanisk rengjøring, elektrostatisk rengjøring og sonisk og ultralyd koagulasjonsrengjøring...

Regulering, sertifisering og standardisering innen miljøvern

Standardisering innen miljøvern utføres med det formål statlig regulering av virkningen av økonomiske og andre aktiviteter på miljøet ...

Grunnleggende funksjoner for miljøovervåking

Årsaker til biosfæreforurensning

Forurensning har blitt et dagligdags ord, og bringer tankene til tankene om forgiftet vann, luft og jord. Imidlertid er dette problemet i virkeligheten mye mer komplekst. Forurensning kan ikke enkelt defineres, da det kan involvere hundrevis av faktorer...

Problemer med miljørett Kirgisistan

Miljølovgivningen består av to delsystemer: miljø- og naturressurslovgivningen. Delsystemet til miljølovgivning inkluderer loven om miljøvern...

Forurensning er en endring i det naturlige miljøet (atmosfære, vann, jord) som følge av tilstedeværelsen av urenheter i det. Samtidig skilles forurensning ut: menneskeskapt - forårsaket av menneskelig aktivitet og naturlig - forårsaket av naturlige prosesser ...

Kloroplaster er sentrene for fotosyntese av planteceller

De viktigste kildene til luftforurensning er kullkraftverk, kull, metallurgisk og kjemisk industri, sement, kalk, oljeraffinerier og andre anlegg...

Kinas miljøpolitikk

Miljøvern i Kina er en av grunnleggende retninger utvikling nasjonal politikk. Den kinesiske regjeringen legger stor vekt på lovarbeid på dette området. For å stimulere økonomisk koordinering...

Kinas miljøpolitikk

Kinas rettssystem for å beskytte miljøet er relativt nytt. Opprettelsen av miljølover er ofte lokale myndigheters ansvar...

Økologi: grunnleggende begreper og problemer

Grunnlaget for bærekraftig utvikling Den russiske føderasjonen er dannelsen og konsekvent implementering av en enhetlig statlig politikk innen økologi ...

Energiforurensning

Atmosfæren inneholder alltid en viss mengde urenheter som kommer fra naturlige og antropogene kilder. Urenheter som slippes ut av naturlige kilder inkluderer: støv (plante, vulkansk...

GRUNNLEGGENDE UTDANNINGSPROGRAM

Bachelorutdanning innen faget

Miljøvern"

DISKIPLINER

"Statens eksamen"

FORMÅL MED UTFØRELSE AV STATSEKSAMEN

Formålet med den avsluttende statseksamenen for bachelorer i retning 280 200.62 "Miljøvern" er å vurdere mestring av nyutdannede faglig kompetanse og konkurransedyktig utvalg blant personer som ønsker å mestre det spesialiserte masteropplæringsprogrammet.

STRUKTUR AV OPPTAKSEKSAMEN

Statens eksamen er tverrfaglig og inkluderer materialet gitt av Statens utdanningsstandard for høyere profesjonsutdanning for forberedelse av bachelorer i ingeniørvitenskap og teknologi i retning 280200.62 (553500) "Miljøvern" og OOP MITHT. M.V. Lomonosov.

Ved statseksamen tilbys studenten en oppgave bestående av tre spørsmål som reflekterer de grunnleggende kvalifikasjonskravene for fagene som studeres. Listen inkluderer disipliner:

1. Grunnleggende om toksikologi.

2. Teoretisk grunnlag for miljøvern.

3. Industriell økologi.

4. Standardisering og kontroll på miljøområdet.

5. Økonomi i miljøledelse og miljøaktiviteter.

Disiplin "Fundamentals of toxicology"

Grunnleggende begreper innen toksikologi (skadelige stoffer, xenobiotika, giftstoffer, giftstoffer; toksisitet, fare, risiko; forgiftning eller rus). Toksikometri. Toksikometriparametere: gjennomsnittlig dødelig dose og gjennomsnittlig dødelig konsentrasjon, terskel for akutt eksponering for et giftig stoff, terskel for kronisk eksponering for et stoff, soner med akutt giftig og kronisk virkning av et stoff. Seksjoner av toksikologi (eksperimentell, faglig, klinisk, miljømessig, etc.). Toksikologiske metoder.

Generelle prinsipper for å studere giftigheten til stoffer. Prinsipper for toksisitetsstudier (akutt, subakutt og kronisk) av stoffer. Typer forsøksdyr og forsøksforhold. Tolking av resultater eksperimentell forskning. Spesielle typer toksiske effekter av stoffer (kreftfremkallende, mutagenisitet, embryo- og fostertoksisitet, etc.).

Klassifisering av giftstoffer (eller giftstoffer) og forgiftninger. Prinsipper for klassifisering av giftstoffer. Generell klassifisering giftstoffer: kjemisk, praktisk, hygienisk, toksikologisk, i henhold til "toksisitetsselektivitet". Spesiell klassifisering: patofysiologisk, patokjemisk, biologisk, i henhold til de spesifikke biologiske konsekvensene av forgiftning. Klassifisering av forgiftning ("kjemisk traume"): etiopatogenetisk, klinisk og nosologisk.

Måter for penetrering av giftstoffer i kroppen. Toksiko-kinetiske trekk ved oral, innånding og perkutan forgiftning. Fordeling av giftstoffer i kroppen. Innskudd.

Faktorer som påvirker distribusjonen av giftstoffer. Distribusjonsvolum som en toksikokinetisk egenskap for et giftstoff.

Biotransformasjon av giftstoffer som en prosess for avgiftning av kroppen. Enzymsystemer for biotransformasjon. Generelle synspunkter om enzymer. Substrat-enzym interaksjon. Spesifikke og uspesifikke enzymer. Mikrosomale og ikke-mikrosomale biotransformasjonsenzymer.

Giftige effekter. Lokalisering av giftige effekter av stoffer. Mekanismer for giftig virkning. Kombinerte effekter av stoffer på kroppen: additiv effekt, synergisme, potensering, antagonisme.

Fjerning (utskillelse) av stoffer fra kroppen. Renal utskillelse. Andre måter å fjerne stoffer fra kroppen på (gjennom tarmene, gjennom lungene, gjennom huden). Immunsystemet som en måte å avgifte makromolekyler. Intersystemsamarbeid av avgiftning og utskillelse.

Avgiftningsmetoder. Avgiftningsmetoder basert på kunnskap om stoffers toksikologiske egenskaper. Toksikokinetisk metode for avgiftning (effekt på absorpsjon, distribusjon, biotransformasjon og utskillelse av skadelige stoffer). Toksikodynamisk metode for avgiftning.

Spesifikke kjemikalier. Luft, vann, jordforurensninger. Karbonmonoksid, svoveldioksid, nitrogenoksider, ozon osv. Løsemidler; halogenerte hydrokarboner, aromatiske hydrokarboner. Insektmidler (klorerte hydrokarboner, organofosfor, karbamat, grønnsaker). Ugressmidler (klorfenol, dipyridyl). Polyklorerte bifenyler, dibenzodioksiner og dibenzofuraner, dibenzotiofener. Spesifikke effekter av radioaktive stoffer på kroppen.

Disiplin "Teoretisk grunnlag for miljøvern"

Naturlige kilder til miljøpåvirkning (ES). Komparativ vurdering av faktorer som påvirker OS. Konsepter og kriterier for å studere stoffer: produksjonsvolum, bruksområder, distribusjon i miljøet, stabilitet og nedbrytbarhet, transformasjoner. Konsepter og kriterier for å studere naturlige miljøer: atmosfære. Støv og aerosoler: egenskaper ved forurensning, forekomst, oppholdstid i atmosfæren. Forurensningstilstanden i atmosfæren.

Atmosfærisk forurensning av gasser. Spørsmål om frigjøring, transport og penetrering i kroppen. Karbonmonoksid. Forhold for menneskeskapte utslipp, fysiologiske egenskaper, kjemiske reaksjoner i atmosfæren. Karbondioksid. Karbon sykling. Modeller for mulig utvikling av "drivhuseffekten". Distribusjonsproblemer kjemisk oppførsel i atmosfæren, lokalisering og fysiologiske egenskaper for svoveldioksid og nitrogenoksider. Klorfluorkarboner. Atmosfærisk ozon.

Vannfordeling. Dynamikk av vannforbruk. Vurdering av vannforurensning.

Organiske rester. Stoffer ødelagt av mikroorganismer og endringer i vanntilstanden. Stabile eller vanskelig nedbrytbare stoffer.

Overflateaktive stoffer (hovedtyper, trekk ved kjemisk transformasjon i hydrosfæren). Uorganiske rester: (gjødsel, salter, tungmetaller). Alkyleringsprosesser.

Gjennomgang av de viktigste metodene for vannrensing. Bransjekonsepter og -kriterier. Filialer av kjemisk industri. Systemer for avløpsbehandling og avfallshåndtering.

Litosfæren. Struktur og sammensetning av jordsmonn. Antropogen forurensning. Tap av jordnæringsstoffer. Jord som komponent landskap og boareal. Problemstillinger og metoder for jordgjenvinning.

Kilder til kunstige radionuklider i OS. Radioøkologi. Eksponering for elektromagnetisk stråling. Grunnleggende begreper og termer. Elektromagnetiske felt av industrielle frekvenser, HF og mikrobølgeområder. Beskyttende midler.

Støy (lyd) i operativsystemet. Enkle konsepter. Støyutbredelse. Metoder for vurdering og måling av støy. Generelle metoder for å redusere støy. Påvirkning av vibrasjoner på mennesker og miljø. Årsaker og kilder til vibrasjoner. Rasjonering. Utføre akustiske beregninger.

NOVOSIBIRSK STATTS TEKNISKE UNIVERSITET

Institutt for miljøtekniske problemer

«GODKJENT»

Dekan ved fakultetet

fly

«___»______________200 g.

ARBEIDSPROGRAM for den akademiske disiplinen

teoretiske grunnlag for miljøvern

OOP i retning av opplæring av en sertifisert spesialist

656600 – Miljøvern

spesialitet 280202 "Engineering miljøvern"

Kvalifikasjoner – miljøingeniør

Fakultet for fly

Emne 3, semester 6

Forelesninger 34 timer.

Praktiske timer: 17 timer.

RGZ 6. semester

Selvstendig arbeid 34 timer

Eksamen 6 semester

Totalt: 85 timer

Novosibirsk

Arbeidsprogrammet utarbeides på grunnlag av Staten pedagogisk standard høyere profesjonsutdanning i retning av opplæring av en sertifisert spesialist - 656600 - Miljøvern og spesialitet 280202 - "Engineering Environmental Protection"

Registreringsnummer 165 teknisk/ds datert 17. mars 2000.

Disiplinkodeks i Statens utdanningsstandard – SD.01

Disiplinen "Theoretical Foundations of Environmental Protection" tilhører den føderale komponenten.

Disiplinkode i henhold til læreplanen - 4005

Arbeidsprogrammet ble diskutert på et møte i Institutt for miljøtekniske problemer.

Referat fra avdelingsmøte nr. 6-06 datert 13. oktober 2006

Programmet ble utviklet

professor, doktor i tekniske vitenskaper, professor

Avdelingsleder

Professor, doktor i tekniske vitenskaper, førsteamanuensis

Ansvarlig for hoved

professor, doktor i tekniske vitenskaper, professor

1. Eksterne krav

Generelle krav til utdanning er gitt i tabell 1.

Tabell 1

Statens standardkrav for obligatorisk minimum

disipliner	"Teoretisk grunnlag for miljøvern"
	Teoretisk grunnlag for miljøvern: fysisk-kjemiske grunnleggende prosesser for avløpsvann og avløpsgassbehandling og deponering av fast avfall. Prosesser for koagulering, flokkulering, flotasjon, adsorpsjon, væskeekstraksjon, ionebytting, elektrokjemisk oksidasjon og reduksjon, elektrokoagulering og elektroflotasjon, elektrodialyse, membranprosesser (omvendt osmose, ultrafiltrering), utfelling, deodorisering og avgassing, katalyse, kondensasjon, pyrolyse, resmelting, steking, brannnøytralisering, agglomerering ved høy temperatur. Teoretisk grunnlag for miljøvern mot energipåvirkning. Prinsippet om screening, absorpsjon og undertrykkelse ved kilden. Diffusjonsprosesser i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynning av urenheter i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynning av urenheter i atmosfæren og hydrosfæren. Beregnings- og fortynningsmetoder.

2. Mål og mål for kurset

Hovedmålet er å gjøre studentene kjent med de fysiske og kjemiske prinsippene for å nøytralisere giftig menneskeskapt avfall og mestre de første ferdighetene til ingeniørmetoder for å beregne utstyr for å nøytralisere dette avfallet.

3. Krav til disiplin

De grunnleggende kravene for kurset bestemmes av bestemmelsene i State Education Standard (SES) i retning 553500 - miljøvern. I samsvar med Statens standarder for spesifisert retning Arbeidsprogrammet inneholder følgende hoveddeler:

Seksjon 1. Viktigste miljøforurensninger og metoder for deres nøytralisering.

Seksjon 2. Grunnleggende om beregning av adsorpsjon, masseoverføring og katalytiske prosesser.

4. Disiplinens omfang og innhold

Omfanget av faget tilsvarer pensum godkjent av prorektor ved NSTU

Navnet på emnene i forelesningsklassene, deres innhold og volum i timer.

Seksjon 1. Viktigste miljøforurensninger og metoder for deres nøytralisering (18 timer).

Forelesning 1. Antropogene miljøgifter i industrisentre. Vann, luft og jordforurensninger. Dannelse av nitrogenoksider i forbrenningsprosesser.

Forelesning 2. Grunnleggende om beregning av spredning av urenheter i atmosfæren. Koeffisienter brukt i forurensningsspredningsmodeller. Eksempler på urenhetsspredningsberegninger.

Forelesninger 3-4. Metoder for rensing av industrielle gassutslipp. Konsept for rensemetoder: absorpsjon, adsorpsjon, kondensasjon, membran, termiske, kjemiske, biokjemiske og katalytiske metoder for nøytralisering av forurensninger. Bruksområdene deres. Hovedteknologiske funksjoner og prosessparametere.

Forelesning 5. Avløpsrensing basert på separasjonsmetoder. Rensing av avløpsvann fra mekaniske urenheter: sedimenteringstanker, hydrosykloner, filtre, sentrifuger. Fysisk-kjemisk grunnlag for bruk av flotasjon, koagulering, flokkulering for å fjerne urenheter. Metoder for å intensivere avløpsvannbehandlingsprosesser fra mekaniske urenheter.

Forelesning 6. Regenerative metoder for behandling av avløpsvann. Konseptet og det fysisk-kjemiske grunnlaget for metodene for ekstraksjon, stripping (desorpsjon), destillasjon og rektifisering, konsentrasjon og ionebytting. Bruk av omvendt osmose, ultrafiltrering og adsorpsjon for vannrensing.

Forelesninger 7-8. Destruktive metoder for vannrensing. Konseptet med destruktive metoder. Bruk av kjemiske metoder for vannrensing basert på nøytralisering av sure og alkaliske forurensninger, reduksjon og oksidasjon (klorering og ozonering) av urenheter. Rensing av vann ved å omdanne forurensninger til uløselige forbindelser (dannelse av sedimenter). Biokjemisk behandling av avløpsvann. Funksjoner og mekanisme for rengjøringsprosessen. Aerotanker og kokere.

Forelesning 9. Termisk metode for nøytralisering av avløpsvann og fast avfall. Teknologisk diagram over prosessen og typer utstyr som brukes. Konseptet med brannnøytralisering og pyrolyse av avfall. Væskefaseoksidasjon av avfall – konsept for prosessen. Funksjoner ved aktivert slambehandling.

Seksjon 2. Grunnleggende om beregning av adsorpsjon, masseoverføring og katalytiske prosesser (16 timer).

Forelesning 10. Hovedtyper av katalytiske og adsorpsjonsreaktorer. Hylle-, rør- og fluidiserte sjiktreaktorer. Områder av deres anvendelse for nøytralisering av gassutslipp. Design av adsorpsjonsreaktorer. Bruk av bevegelige lag av adsorbent.

Forelesning 11. Grunnleggende om beregninger for gassutslippsnøytraliseringsreaktorer. Konseptet med reaksjonshastighet. Hydrodynamikk av stasjonær og fluidisert granulære lag. Idealiserte reaktormodeller - ideell blanding og ideell fortrengning. Utledning av ligninger av materiale og varmebalanse for ideelle blande- og pluggstrømsreaktorer.

Forelesning 12. Prosesser på porøse granuler av adsorbent og katalysator. Stadier av prosessen med kjemisk (katalytisk) transformasjon på en porøs partikkel. Diffusjon i en porøs partikkel. Molekylær og Knudsen diffusjon. Utledning av materialbalanseligningen for en porøs partikkel. Konsept for bruksgrad indre overflate porøse partikler.

Forelesninger 13-14. Grunnleggende om adsorpsjonsprosesser. Adsorpsjonsisotermer. Metoder for eksperimentell bestemmelse av adsorpsjonsisotermer (vekt, volum og kromatografiske metoder). Langmuirs adsorpsjonsligning. Masse- og varmebalanselikninger for adsorpsjonsprosesser. Stasjonær sorpsjonsfront. Eksempler på konseptet med likevekts- og ikke-likevektsadsorpsjon praktisk anvendelse og beregning av adsorpsjonsprosessen for rensing av gasser fra benzendamper.

Forelesning 15. Mekanismen for masseoverføringsprosesser. Masseoverføringsligning. Likevekt i væske-gass-systemet. Henry og Daltons ligninger. Ordninger for adsorpsjonsprosesser. Materialbalanse av masseoverføringsprosesser. Utledning av prosessdriftslinjeligningen. Drivkraft masseoverføringsprosesser. Bestemmelse av gjennomsnittlig drivkraft. Typer adsorpsjonsenheter. Beregning av adsorpsjonsapparater.

Forelesning 16. Rensing av avgasser fra mekaniske forurensninger. Mekaniske sykloner. Beregning av sykloner. Utvalg av syklontyper. Beregningsbestemmelse av støvoppsamlingseffektivitet.

Forelesning 17. Grunnleggende om gassrensing ved bruk av elektriske utfellere. Fysisk grunnlag for å fange mekaniske urenheter av elektriske utfellere. Beregningsligninger for å vurdere effektiviteten til elektriske utfellere. Grunnleggende om utforming av elektrostatiske utskillere. Metoder for å øke effektiviteten av å fange mekaniske partikler med elektriske utfellere.

Totalt antall timer (forelesninger) – 34 timer.

Navnet på emnene i praktiske klasser, deres innhold og volum i timer.

1. Metoder for rensing av gassutslipp fra giftige forbindelser (8 timer), inkludert:

a) katalytiske metoder (4 timer);

b) adsorpsjonsmetoder (2 timer);

c) gassrensing ved bruk av sykloner (2 timer).

2. Grunnleggende om beregning av reaktorer for gassnøytralisering (9 timer):

a) beregning av katalytiske reaktorer basert på ideelle blandings- og ideelle fortrengningsmodeller (4 timer);

b) beregning av adsorpsjonsanordninger for gassrensing (3 timer);

c) beregning av elektriske utfellere for å fange opp mekaniske forurensninger (2 timer).

________________________________________________________________

Totalt antall timer ( praktiske leksjoner) – 17 timer

Navn på emner for beregning og grafiske oppgaver

1) Bestemmelse av den hydrauliske motstanden til det faste granulære laget av katalysatoren (1 time).

2) Studie av fluidiseringsregimer for granulære materialer (1 time).

3) Studie av prosessen med termisk nøytralisering av fast avfall i en fluidisert sjiktreaktor (2 timer).

4) Bestemmelse av adsorpsjonskapasiteten til sorbenter for å fange opp gassformige forurensninger (2 timer).

________________________________________________________________

Totalt (beregning og grafiske oppgaver) – 6 timer.

4. Kontrollformer

4.1. Beskyttelse av kalkulasjons- og grafiske oppgaver.

4.2. Forsvar av sammendrag om emner.

4.3. Spørsmål til eksamen.

1. Grunnleggende om absorpsjonsprosesser for gassrensing. Typer absorbere. Grunnleggende om beregning av absorbere.

2. Design av katalytiske reaktorer. Rørformet, adiabatisk, med fluidisert sjikt, med radiell og aksial gasstrøm, med bevegelige lag.

3. Fordeling av utslipp fra forurensningskilder.

4. Adsorpsjonsprosesser for gassrensing. Teknologiske skjemaer for adsorpsjonsprosesser.

5. Behandling av avløpsvann ved å oksidere urenheter med kjemiske reagenser (klorering, ozonering).

6. Diffusjon i et porøst granulat. Molekylær og Knudsen diffusjon.

7. Kondisjoneringsmetoder for gassrensing.

8. Termisk deponering av fast avfall. Typer dekontamineringsovner.

9. Ligning for en ideell blandereaktor.

10. Membranmetoder for gassrensing.

11. Hydrodynamikk av fluidiserte granulære lag.

12. Fluidiseringsforhold.

13. Grunnleggende om aerosolfangst av elektriske utfellere. Faktorer som påvirker effektiviteten av arbeidet deres.

14. Termisk nøytralisering av gasser. Termisk nøytralisering av gasser med varmegjenvinning. Typer termiske dekontamineringsovner.

15. Grunnleggende prosess ekstraksjonsrensing Avløpsvann.

16. Modell av en pluggstrømsreaktor.

17. Grunnleggende om kjemiske metoder for gassrensing (bestråling av elektronstrømmer, ozonering)

18. Hydrodynamikk av stasjonære granulære lag.

19. Likevekt i "væske - gass"-systemet.

20. Biokjemisk gassrensing. Biofiltre og bioscrubere.

21. Biokjemisk rensing - det grunnleggende i prosessen. Aerotanks, metatanks.

22. Idealiserte modeller av katalytiske reaktorer. Materiale og varme balanserer.

23. Typer avløpsvannforurensninger. Klassifisering av rengjøringsmetoder (separasjon, regenerative og destruktive metoder).

24. Adsorpsjonsfront. Likevektsadsorpsjon. Stasjonær adsorpsjonsfront.

25. Støvoppsamlingsutstyr - sykloner. Syklonberegningssekvens.

26. Metoder for å separere mekaniske urenheter: sedimenteringstanker, hydrosykloner, filtre, sentrifuger).

27. Konsentrasjon - som metode for behandling av avløpsvann.

28. Adsorpsjonsfront. Likevektsadsorpsjon. Stasjonær adsorpsjonsfront.

29. Grunnleggende om flotasjon, koagulering, flokkulering.

30. Varme (masse) utveksling under adsorpsjon.

31. Beregningssekvens for en pakket absorber.

32. Fysiske prinsipper for intensivering av avløpsvannbehandlingsprosesser (magnetiske, ultralydmetoder).

33. Transformasjonsprosesser på en porøs partikkel.

34. Sekvens av beregninger av adsorbere.

35. Desorpsjon er en metode for å fjerne flyktige urenheter fra avløpsvann.

36. Adsorpsjonsbehandling av avløpsvann.

37. Konseptet med utnyttelsesgrad for katalysatorpartikler.

38. Fordeling av utslipp fra forurensningskilder.

39. Destillasjon og rektifisering i avløpsvannbehandling.

40. Ikke-likevektsadsorpsjon.

41. Omvendt osmose og ultrafiltrering.

42. Adsorpsjonsisotermer. Metoder for å bestemme adsorpsjonsisotermer (vekt, volum, kromatografi).

43. Grunnleggende om væskefaseoksidasjon av avløpsvann under trykk.

44. Drivkraft for masseoverføringsprosesser.

45. Behandling av avløpsvann ved nøytralisering, gjenvinning, sedimentering.

46. ​​Ligninger for termisk og materialbalanse til adsorberen.

47. Støvoppsamlingsutstyr - sykloner. Syklonberegningssekvens.

48. Biokjemisk rensing - det grunnleggende i prosessen. Aerotanks, metatanks.

49. Grunnleggende om aerosolfangst av elektriske utskillere. Faktorer som påvirker effektiviteten av arbeidet deres.

1. Utstyr, strukturer, grunnleggende for utforming av kjemiske og teknologiske prosesser, beskyttelse av biosfæren mot industrielle utslipp. M., Chemistry, 1985. 352 s.

2. . . Maksimalt tillatte konsentrasjoner av kjemikalier i miljøet. L. Chemistry, 1985.

3. B. Bretschneider, I. Kurfurst. Beskyttelse av luftbassenget mot forurensning. L. Chemistry, 1989.

4. . Nøytralisering av industrielle utslipp ved etterforbrenning. M. Energoatomizdat, 1986.

5., etc. Industrielt avløpsvannbehandling. M. Stroyizdat, 1970, 153 s.

6., etc. Industrielt avløpsvannbehandling. Kiev, Tekhnika, 1974, 257 s.

7... Avløpsrensing i kjemisk industri. L, Chemistry, 1977, 464 s.

8. AL. Titov,. Deponering av industriavfall: M. Stroyizdat, 1980, 79 s.

9. , . Effekten av termiske kraftverk på miljøet og måter å redusere skadene på. Novosibirsk, 1990, 184 s.

10. . Teoretisk grunnlag for miljøvern (forelesningsnotater). IC SB RAS - NSTU, 2001. – 97s.

Send ditt gode arbeid i kunnskapsbasen er enkelt. Bruk skjemaet nedenfor

Studenter, hovedfagsstudenter, unge forskere som bruker kunnskapsbasen i studiene og arbeidet vil være deg veldig takknemlig.

postet på http://allbest.ru

RUSSLANDS UDDANNINGS- OG VITENSKAPSMINISTERIET

Federal State Budgetary Educational Institute of Higher Education yrkesopplæring

Ural State Forestry University

Avdeling: fysikk kjemisk teknologi biosfærebeskyttelse

Sammendrag om emnet:

"Teoretisk grunnlag for miljøvern"

Utført:

Bakirova E.N.

Kurs: 3 Spesialitet: 241000

Lærer:

Melnik T.A.

Jekaterinburg 2014

Introduksjon

Kapittel 1. Teoretisk grunnlag for vannbassengvern

1.1 Grunnleggende teoretiske prinsipper for behandling av avløpsvann fra flytende urenheter

1.2 Grunnkrav til ekstraksjonsmidlet

Kapittel 2. Luftbeskyttelse mot støv

2.1 Konsept og definisjon av spesifikt overflateareal av støv og flytbarhet av støv

2.2 Rensing av aerosoler under påvirkning av treghets- og sentrifugalkrefter

2.3 Statikk av absorpsjonsprosessen

Bibliografi

Introduksjon

Sivilisasjonens utvikling og moderne vitenskapelige og teknologiske fremskritt er direkte relatert til miljøforvaltning, dvs. med global bruk av naturressurser.

En integrert del av miljøforvaltningen er behandling og reproduksjon av naturressurser, deres beskyttelse og beskyttelse av miljøet som helhet, som utføres på grunnlag av ingeniørøkologi - vitenskapen om samspillet mellom tekniske og naturlige systemer.

Teoretisk grunnlag for miljøvern er en omfattende vitenskapelig og teknisk disiplin innen miljøteknikk som studerer det grunnleggende for å skape ressursbesparende teknologier, miljøvennlig industriell produksjon og implementering av ingeniør- og miljøløsninger for rasjonell bruk av naturressurser og miljøvern.

Prosessen med miljøvern er en prosess som et resultat av at forurensning som er skadelig for miljøet og mennesker gjennomgår visse transformasjoner til ufarlige, ledsaget av bevegelse av forurensning i rommet, og endrer dem aggregeringstilstand, intern struktur og sammensetning, nivået av deres innvirkning på miljøet.

Under moderne forhold har miljøvern blitt det viktigste problemet, hvis løsning er relatert til beskyttelse av helsen til nåværende og fremtidige generasjoner av mennesker og alle andre levende organismer.

Bekymringen for bevaring av naturen ligger ikke bare i utviklingen og etterlevelsen av lovgivning om beskyttelse av jorden, dens undergrunn, skoger og vann, atmosfærisk luft, flora og fauna, men også i å forstå årsak-og-virkning-sammenhengene mellom ulike arter menneskelig aktivitet og endringer i naturmiljøet.

Endringer i miljøet er fortsatt raskere enn utviklingen av metoder for å overvåke og forutsi tilstanden.

Vitenskapelig forskning innen miljøteknikk bør være rettet mot å finne og utvikle effektive metoder og virkemidler for å redusere negative konsekvenser forskjellige typer produksjonsaktiviteter menneskelig (antropogen) påvirkning på miljøet.

1. Theoteoretiske prinsipper for vannbassengbeskyttelse

1.1 Grunnleggendeteoretiske prinsipper for behandling av avløpsvann fra flytende urenheter

Separasjon av flytende urenheter: sedimenteringsprosessen brukes også til å rense industrielt avløpsvann fra olje, oljer og fett. Rengjøring fra flytende urenheter ligner på faste stoffer. Forskjellen er at tettheten til flytende partikler er mindre enn tettheten til vann.

Oppgjør - separering av væske grovt sett spre systemet(suspensjon, emulsjon) inn i sine bestanddeler under påvirkning av tyngdekraften. Under sedimenteringsprosessen faller partikler (dråper) av den dispergerte fasen ut fra det flytende dispersjonsmediet eller flyter til overflaten.

Setting som en teknologisk teknikk brukes til å skille dispergerte stoffer eller rense væsker fra mekaniske urenheter. Effektiviteten av sedimentering øker med økende forskjell i tetthetene til de separerte fasene og partikkelstørrelsen til den dispergerte fasen. Ved setting i systemet skal det ikke være intens blanding, sterke konveksjonsstrømmer eller tydelige tegn på strukturdannelse som hindrer sedimentering.

Settling er en vanlig metode for å rense væsker fra grove mekaniske urenheter. Den brukes i tilberedning av vann for teknologiske og husholdningsbehov, behandling av kloakk, dehydrering og avsalting av råolje, og i mange kjemiske teknologiske prosesser.

Det er et viktig stadium i naturlig selvrensing av naturlig og kunstige reservoarer. Setting brukes også til å isolere stoffer spredt i flytende medier. ulike produkter industriell produksjon eller naturlig opprinnelse.

Settling, langsom separasjon av et væskedispergert system (suspensjon, emulsjon, skum) i dets bestanddeler: et dispersjonsmedium og et dispergert stoff (dispergert fase), som skjer under påvirkning av tyngdekraften.

Under sedimenteringsprosessen vil partikler av den dispergerte fasen sedimentere eller flyte, henholdsvis akkumulere på bunnen av karet eller på overflaten av væsken. (Hvis bunnfelling kombineres med dekantering, oppstår elutriasjon.) Det konsentrerte laget av individuelle dråper nær overflaten som vises under bunnfelling kalles krem. Partikler av suspensjon eller dråper av emulsjon samlet på bunnen danner et sediment.

Opphopningen av sediment eller krem ​​bestemmes av lovene for sedimentering (setning). Sedimenteringen av svært spredte systemer er ofte ledsaget av partikkelforstørrelse som et resultat av koagulering eller flokkulering.

Strukturen til sedimentet avhenger av de fysiske egenskapene til det spredte systemet og avsetningsforholdene. Det er tett ved setning av grove systemer. Polydisperse suspensjoner av finmalte lyofile produkter gir løse gellignende utfellinger.

Opphopningen av sediment (krem) under bunnfelling skyldes setningshastigheten (flytende) av partikler. I det enkleste tilfellet med fri bevegelse av sfæriske partikler, er det bestemt av Stokes lov. I polydisperse suspensjoner utfelles først store partikler, og små danner et sakte avsetningsmiddel.

Forskjellen i sedimenteringshastigheten for partikler som varierer i størrelse og tetthet ligger til grunn for separasjonen av knuste materialer (bergarter) i fraksjoner (størrelsesklasser) ved hydraulisk klassifisering eller elutriasjon. I konsentrerte suspensjoner er det ikke gratis, men såkalt. solidarisk, eller kollektiv, bosetting, der raskt sedimenterende store partikler bærer små med seg, og lysner de øvre lagene av væsken. Hvis det er en kolloidal dispergert fraksjon i systemet, er sedimentering vanligvis ledsaget av forstørrelse av partikler som følge av koagulering eller flokkulering.

Strukturen til sedimentet avhenger av egenskapene til det spredte systemet og setningsforholdene. Grovt dispergerte suspensjoner, hvis partikler ikke avviker for mye i størrelse og sammensetning, danner et tett sediment klart avgrenset fra væskefasen. Polydisperse og flerkomponentsuspensjoner av finmalte materialer, spesielt med anisometriske (for eksempel lamellære, nåleformede, trådlignende) partikler, tvert imot, gir løse gellignende sedimenter. I dette tilfellet er det kanskje ikke en skarp grense mellom den klarede væsken og sedimentet, men en gradvis overgang fra mindre konsentrerte lag til mer konsentrerte.

Rekrystalliseringsprosesser er mulige i krystallinske sedimenter. Ved sedimentering av aggregativt ustabile emulsjoner, smelter dråpene som samler seg på overflaten i form av krem ​​eller i bunnen sammen (smelter sammen), og danner et kontinuerlig væskelag. I industrielle forhold bunnfelling utføres i bunnfellingsbassenger (reservoarer, kar) og spesielle bunnfellingstanker (fortykkere) av ulik utforming.

Sedimentering er mye brukt i vannrensesystemer hydrauliske strukturer, vannforsyning, avløp; under dehydrering og avsalting av råolje; i mange kjemiske teknologiske prosesser.

Sedimentering brukes også til fjøsrensing av borevæsker; rensing av flytende petroleumsprodukter (oljer, drivstoff) i ulike maskiner og teknologiske installasjoner. Under naturlige forhold spiller sedimentering en viktig rolle i selvrensingen av naturlige og kunstige reservoarer, samt i geologiske prosesser dannelse av sedimentære bergarter.

Utfelling er separasjon i form av et fast bunnfall fra en gass (damp), løsning eller smelte av en eller flere komponenter. For dette formålet skapes betingelser når systemet fra den første stabil blir ustabil og dannelsen av en fast fase skjer i den. Avsetning fra damp (desublimering) oppnås ved å senke temperaturen (for eksempel når joddamp avkjøles, vises jodkrystaller) eller kjemiske transformasjoner av damp, som er forårsaket av oppvarming, eksponering for stråling, etc. Så når dampene overopphetes hvitt fosfor et bunnfall av rødt fosfor dannes; Når damper av flyktige metalldiketonater varmes opp i nærvær av O2, avsettes filmer av faste metalloksider.

Utfelling av den faste fasen fra løsninger kan oppnås på forskjellige måter: ved å senke temperaturen til en mettet løsning, fjerne løsningsmidlet ved fordampning (ofte i vakuum), endre surheten til mediet, endre sammensetningen av løsningsmidlet, for eksempel ved å tilsette en mindre polar (aceton eller etanol) til et polart løsningsmiddel (vann). Sistnevnte prosess kalles ofte utsalting.

Ulike kjemiske utfellingsreagenser er mye brukt til utfelling, og interagerer med de frigjorte elementene for å danne dårlig løselige forbindelser som utfelles. For eksempel, når en BaCl2-løsning tilsettes til en løsning som inneholder svovel i form av SO2-4, dannes et bunnfall av BaSO4. For å skille nedbør fra smelter avkjøles de sistnevnte vanligvis.

Arbeidet med krystallkjernedannelse i et homogent system er ganske stort, og dannelsen av den faste fasen er lettet på den ferdige overflaten av de faste partiklene.

Derfor, for å akselerere avsetningen, blir et frø - sterkt dispergerte faste partikler av det avsatte eller andre stoffet - ofte introdusert i overmettet damp og løsning eller i en underkjølt smelte. Bruken av frø i viskøse løsninger er spesielt effektiv. Dannelsen av sediment kan være ledsaget av samutfelling - delvis fangst av celler. komponent i løsningen.

Etter avsetning fra vandige løsninger Det resulterende sterkt dispergerte bunnfallet får ofte muligheten til å "modnes" før separering, dvs. hold bunnfallet i samme (mor)løsning, noen ganger med oppvarming. I dette tilfellet, som et resultat av den såkalte Ostwald-modningen, forårsaket av forskjellen i løselighet av små og store partikler, aggregering og andre prosesser, blir sedimentpartikler større, samutfelte urenheter fjernes og filtrerbarheten forbedres. Egenskapene til de resulterende utfellingene kan endres over et bredt område på grunn av innføring av forskjellige tilsetningsstoffer (overflateaktive midler, etc.) i løsningen, endringer i temperatur eller rørehastighet og andre faktorer. Ved å variere betingelsene for utfelling av BaSO4 fra vandige løsninger, er det således mulig å øke det spesifikke overflatearealet til sedimentet fra ~0,1 til ~ 10 m2/g eller mer, endre morfologien til sedimentpartiklene, og endre overflateegenskapene til sistnevnte. Det resulterende sedimentet legger seg vanligvis til bunnen av fartøyet under påvirkning av tyngdekraften. Hvis bunnfallet er fint, brukes sentrifugering for å lette separasjonen fra moderluten.

Ulike typer utfelling er mye brukt i kjemi for påvisning av kjemiske elementer ved et karakteristisk bunnfall og for kvantitativ bestemmelse av stoffer, for fjerning av komponenter som forstyrrer bestemmelsen og for isolering av urenheter ved samtidig utfelling, for rensing av salter ved omkrystallisering, for produksjon av filmer, samt i kjemi. industri for faseseparasjon.

I sistnevnte tilfelle refererer sedimentering til mekanisk separasjon av suspenderte partikler fra en væske i suspensjon under påvirkning av tyngdekraften. Disse prosessene kalles også sedimentering. sedimentering, sedimentering, fortykning (hvis sedimentering utføres for å få et tett sediment) eller klaring (hvis rene væsker oppnås). For fortykning og klaring brukes ofte i tillegg filtrering.

En nødvendig betingelse for avsetning er eksistensen av en forskjell i tetthetene til den dispergerte fasen og dispersjonsmediet, dvs. sedimentasjonsustabilitet (for grove systemer). For svært spredte systemer er det utviklet et sedimentasjonskriterium, som hovedsakelig bestemmes av entropi, samt temperatur og andre faktorer. Det er fastslått at entropien er høyere når avsetning skjer i en strøm i stedet for i en stasjonær væske. Hvis sedimentasjonskriteriet er mindre enn en kritisk verdi, oppstår ikke sedimentasjon og det etableres sedimentasjonslikevekt, hvor dispergerte partikler fordeles langs lagets høyde etter en viss lov. Under sedimenteringen av konsentrerte suspensjoner medfører store partikler, når de faller, mindre, noe som fører til utvidelse av sedimentpartikler (ortokinetisk koagulasjon).

Avsetningshastigheten avhenger av det fysiske egenskapene til spredt og dispersive faser, dispergert fasekonsentrasjon, temperatur. Settehastigheten til en individuell sfærisk partikkel er beskrevet av Stokes-ligningen:

hvor d er diameteren til partikkelen, ?g er forskjellen i tettheter til den faste (med s) og flytende (med f) fase, µ er den dynamiske viskositeten til den flytende fasen, g er akselerasjonen fritt fall. Stokes-ligningen gjelder bare for den strengt laminære modusen for partikkelbevegelse, 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 av monodisperse systemer er preget av den hydrauliske partikkelstørrelsen, som er numerisk lik den eksperimentelt bestemte hastigheten på deres sedimentering. Ved polydisperse systemer brukes rot-middelkvadratradiusen til partiklene eller deres gjennomsnittlige hydrauliske størrelse, som også bestemmes eksperimentelt.

Under sedimentering under påvirkning av tyngdekraften i kammeret skilles det mellom tre soner med forskjellige sedimentasjonshastigheter: i sonen med fritt fall av partikler er det konstant, deretter synker det i overgangssonen og til slutt, i komprimeringssonen synker det kraftig. til null.

Ved polydisperse suspensjoner ved lave konsentrasjoner dannes sedimenter i form av lag - i bunnlaget er de største partiklene, og deretter mindre. Dette fenomenet brukes i elutriasjonsprosesser, dvs. klassifisering (separering) av faste dispergerte partikler i henhold til deres tetthet eller størrelse, for hvilke sedimentet blandes flere ganger med et dispersjonsmedium og får stå i forskjellige tidsperioder.

Typen bunnfall som dannes bestemmes av de fysiske egenskapene til det dispergerte systemet og avsetningsforholdene. Ved grovt spredte systemer er sedimentet tett. Løse gellignende utfellinger dannes under utfelling av polydisperse suspensjoner av finmalte lyofile stoffer. "Konsolidering" av sedimenter er i noen tilfeller assosiert med opphør av Brownsk bevegelse av partikler i den dispergerte fasen, som er ledsaget av dannelsen av en romlig struktur av sediment med deltakelse av et dispersjonsmedium og en endring i entropi. I dette tilfellet spiller formen på partiklene en viktig rolle. Noen ganger, for å fremskynde sedimenteringen, tilsettes flokkuleringsmidler til suspensjonen - spesielle stoffer (vanligvis høy molekylvekt) som forårsaker dannelse av flassende flokkulente partikler.

1.2 Grunnleggende krav til ekstraksjonsmidlet

Ekstraksjonsmetoder for rensing. For å isolere organiske stoffer oppløst i dem, for eksempel fenoler og fettsyrer, fra industrielt avløpsvann, kan du bruke evnen til disse stoffene til å løse seg opp i en annen væske som er uløselig i vannet som behandles. Hvis en slik væske tilsettes avløpsvannet som behandles og blandes, vil disse stoffene løse seg opp i den tilsatte væsken, og deres konsentrasjon i avløpsvannet vil avta. Denne fysisk-kjemiske prosessen er basert på det faktum at når to gjensidig uløselige væsker blandes grundig, blir ethvert stoff i løsning fordelt mellom dem i samsvar med dets løselighet i henhold til distribusjonsloven. Hvis den tilsatte væsken etter dette skilles fra avløpsvannet, viser det seg at sistnevnte er delvis renset for oppløste stoffer.

Denne metoden for å fjerne oppløste stoffer fra avløpsvann kalles væske-væske-ekstraksjon; de oppløste stoffene som fjernes i dette tilfellet er de ekstraherbare stoffene, og den tilsatte væsken som ikke blandes med avløpsvann er ekstraksjonsmidlet. Butylacetat, isobutylacetat, diisopropyleter, benzen, etc. brukes som ekstraksjonsmidler.

Det er en rekke andre krav til ekstraksjonsmidlet:

· Det bør ikke danne emulsjoner med vann, da dette fører til en reduksjon i produktiviteten til installasjonen og en økning i løsemiddeltap;

· må lett regenereres;

· være ikke-giftig;

· løse opp det utvunnede stoffet mye bedre enn vann, dvs. ha en høy distribusjonskoeffisient;

· ha høy oppløsningsselektivitet, dvs. jo mindre ekstraksjonsmidlet løser opp komponentene som skal forbli i avløpsvannet, jo mer fullstendig vil stoffene som må fjernes bli ekstrahert;

· ha størst mulig oppløsningsevne i forhold til den ekstraherte komponenten, siden jo høyere den er, jo mindre ekstraksjonsmiddel kreves;

· har lav løselighet i avløpsvann og danner ikke stabile emulsjoner, siden separasjonen av ekstrakt og raffinat er vanskelig;

· avvike betydelig i tetthet fra avløpsvann for å sikre rask og fullstendig faseseparasjon;

Ekstraksjonsmidler kan deles inn i to grupper etter deres oppløsningsevne. Noen av dem kan ekstrahere hovedsakelig bare én urenhet eller urenheter av bare én klasse, mens andre kan trekke ut de fleste urenhetene fra et gitt avløpsvann (i ekstreme tilfelle alle). Den første typen ekstraksjonsmidler kalles selektive.

De ekstraktive egenskapene til et løsningsmiddel kan forbedres ved å utnytte den synergistiske effekten som finnes i blandet løsningsmiddelekstraksjon. For eksempel, når man ekstraherer fenol fra avløpsvann, er det en forbedring i ekstraksjon med butylacetat blandet med butylalkohol.

Utvinningsmetoden for rensing av industriavløpsvann er basert på oppløsning av forurensningen som finnes i avløpsvannet med organiske løsemidler - ekstraksjonsmidler, d.v.s. på fordelingen av en forurensning i en blanding av to gjensidig uløselige væsker i henhold til dets løselighet i dem. Forholdet mellom gjensidig ekvilibrerende konsentrasjoner i to ublandbare (eller svakt blandbare) løsningsmidler når likevekt er nådd er konstant og kalles fordelingskoeffisienten:

k p = C E + C ST?konst

hvor C e, C st er konsentrasjonen av det ekstraherte stoffet i henholdsvis ekstraksjonsmidlet og avløpsvannet ved steady state likevekt, kg/m 3 .

Dette uttrykket er loven om likevektsfordeling og karakteriserer den dynamiske likevekten mellom konsentrasjonene av det ekstraherte stoffet i ekstraksjonsmidlet og vann ved en gitt temperatur.

Fordelingskoeffisienten kp avhenger av temperaturen som utvinningen utføres ved, samt av tilstedeværelsen av ulike urenheter i avløpsvannet og ekstraksjonsmidlet.

Etter å ha nådd likevekt er konsentrasjonen av det ekstraherte stoffet i ekstraksjonsmidlet betydelig høyere enn i grenvannet. Stoffet konsentrert i ekstraksjonsmidlet separeres fra løsningsmidlet og kan destrueres. Ekstraksjonsmidlet brukes deretter igjen i renseprosessen.

2. Luftbeskyttelse mot støv

2.1 Konsept og definisjon av spesifikt overflateareal av støv og flytbarhet av støv

Spesifikt overflateareal er forholdet mellom overflatearealet til alle partikler og den okkuperte massen eller volumet.

Flytbarhet karakteriserer mobiliteten til støvpartikler i forhold til hverandre og deres evne til å bevege seg under påvirkning av ytre kraft. Flyteevnen avhenger av størrelsen på partiklene, deres fuktighetsinnhold og graden av komprimering. Flyteegenskaper brukes til å bestemme helningsvinkelen til veggene til bunkere, renner og andre enheter forbundet med akkumulering og bevegelse av støv og støvlignende materialer.

Støvets flyteevne bestemmes av hvilevinkelen til den naturlige skråningen, som mottar støv i en nyhellt tilstand.

b= arctan(2H/D)

2.2 Rensing av aerosoler under påvirkning av treghets- og sentrifugalkrefter

Enheter der separasjonen av partikler fra en gasstrøm skjer som et resultat av å vri gassen til en spiral kalles sykloner. Sykloner fanger opp partikler opp til 5 mikron. Gasstilførselshastighet er minst 15 m/s.

Rc =m*? 2/R snitt;

Rav=R2+R1/2;

Parameteren som bestemmer effektiviteten til apparatet er separasjonsfaktoren, som viser hvor mange ganger sentrifugalkraften er større enn Fm.

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

Treghetsstøvsamlere: Driften av en treghetsstøvsamler er basert på det faktum at når bevegelsesretningen til strømmen av støvete luft (gass) endres, avviker støvpartikler, under påvirkning av treghetskrefter, fra strømningslinjen og skilles fra strømmen. . Treghetsstøvsamlere inkluderer en rekke velkjente enheter: støvavskiller IP, lamellstøvsamler VTI, etc., samt de enkleste treghetsstøvoppsamlere (støvpose, støvsamler på en rett del av gasskanalen, silstøvsamler , etc.).

Treghetsstøvsamlere fanger opp grovt støv - 20 - 30 mikron i størrelse eller mer, deres effektivitet er vanligvis i området 60 - 95%. Den nøyaktige verdien avhenger av mange faktorer: støvspredning og dets andre egenskaper, strømningshastighet, apparatdesign osv. Av denne grunn brukes treghetsapparater vanligvis i det første trinnet av rengjøringen, etterfulgt av støvfjerning av gass (luft) i mer avanserte apparater. Fordelen med alle treghetsstøvsamlere er enhetens enkelhet og den lave kostnaden for enheten. Dette forklarer deres utbredelse.

F iner =m*g+g/3

2.3 Statikk av absorpsjonsprosessen

Absorpsjon av gasser (lat. Absorptio, fra absorbeo - absorb), volumetrisk absorpsjon av gasser og damper av en væske (absorberende) med dannelse av en løsning. Bruken av absorpsjon i teknologi for separering og rensing av gasser og separering av damper fra damp-gassblandinger er basert på forskjellen i løselighet av gasser og damper i væsker.

Under absorpsjon avhenger gassinnholdet i løsningen av egenskapene til gassen og væsken, av totaltrykket, temperaturen og partialtrykket til den distribuerte komponenten.

Absorpsjonsstatikken, dvs. likevekten mellom væske- og gassfasen, bestemmer tilstanden som etableres under svært lang kontakt mellom fasene. Likevekten mellom fasene bestemmes av de termodynamiske egenskapene til komponenten og absorberen og avhenger av sammensetningen av en av fasene, temperatur og trykk.

For tilfellet med en binær gassblanding bestående av distribuert komponent A og bæregass B, samhandler to faser og tre komponenter. Derfor vil antallet frihetsgrader ifølge faseregelen være lik

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

Dette betyr at for et gitt gass-væske system er variablene temperatur, trykk og konsentrasjoner i begge faser.

Følgelig vil ved konstant temperatur og totaltrykk forholdet mellom konsentrasjoner i væske- og gassfasen være entydig. Denne avhengigheten er uttrykt av Henrys lov: partialtrykket til en gass over en løsning er proporsjonal med molfraksjonen av denne gassen i løsningen.

De numeriske verdiene til Henry-koeffisienten for en gitt gass avhenger av arten av gassen og absorberen og av temperaturen, men avhenger ikke av det totale trykket. En viktig betingelse for valg av absorbent er den gunstige fordelingen av gassformige komponenter mellom gass- og væskefasen ved likevekt.

Grensesnittfordelingen av komponenter avhenger av det fysiske kjemiske egenskaper faser og komponenter, samt på temperatur, trykk og startkonsentrasjon av komponenter. Alle komponenter som er tilstede i gassfasen danner en gassløsning der det kun er svak interaksjon mellom molekylene i komponenten. En gassløsning er preget av kaotisk bevegelse av molekyler og fravær av en bestemt struktur.

Derfor, ved vanlige trykk, bør en gassløsning betraktes som en fysisk blanding der hver komponent viser sine individuelle fysiske og kjemiske egenskaper. Det totale trykket som utøves av en gassblanding er summen av trykket til komponentene i blandingen, kalt partialtrykk.

Innholdet av komponenter i en gassformig blanding uttrykkes ofte i form av partialtrykk. Partialtrykk er trykket som en gitt komponent ville vært under hvis den, i fravær av andre komponenter, okkuperte hele volumet av blandingen ved dens temperatur. I følge Daltons lov er partialtrykket til en komponent proporsjonal med molfraksjonen av komponenten i gassblandingen:

hvor y i er molfraksjonen av komponenten i gassblandingen; P er det totale trykket til gassblandingen. I et tofaset gass-væske-system er partialtrykket til hver komponent en funksjon av dens løselighet i væsken.

I henhold til Raoults lov for et ideelt system, er partialtrykket til en komponent (pi) i en damp-gassblanding over en væske under likevektsforhold, med lav konsentrasjon og ikke-flyktighet av andre komponenter oppløst i den, proporsjonal med dampen trykk av den rene væsken:

p i =P 0 i *x i,

hvor P 0 i er det mettede damptrykket til den rene komponenten; x i er molfraksjonen av 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 avvikene forklares på den ene siden av energiinteraksjonen mellom molekylene i løsningsmidlet og det oppløste stoffet (endring i systemets entalpi - ?H), og på den annen side av det faktum at entropien ( ?S) av blanding er ikke lik entropien til blanding for et ideelt system, siden under dannelsesløsningen fikk molekylene til en komponent evnen til å være lokalisert blant molekylene til en annen komponent et stort antall måter enn blant lignende (entropi har økt, et negativt avvik observeres).

Raoults lov gjelder for løsninger av gasser hvis kritiske temperatur er høyere enn temperaturen til løsningen og som er i stand til å kondensere ved løsningens temperatur. Ved temperaturer under kritiske gjelder Henrys lov, ifølge hvilken likevektspartialtrykket (eller likevektskonsentrasjonen) til et stoff oppløst over en væskeabsorber ved en viss temperatur og i området for dens lave konsentrasjon, for ikke-ideelle systemer, er proporsjonal til konsentrasjonen av komponenten i væsken x i:

hvor m er fordelingskoeffisienten til den i-te komponenten ved faselikevekt, avhengig av egenskapene til komponenten, absorber og temperatur (Henrys isotermiske konstant).

For de fleste systemer kan vann-gasskomponent-koeffisienten m finnes i referanselitteraturen.

For de fleste gasser gjelder Henrys lov ved et totalt trykk i systemet på ikke mer enn 105 Pa. Hvis partialtrykket er større enn 105 Pa, kan m-verdien kun brukes i et smalt område av partialtrykk.

Når totaltrykket i systemet ikke overstiger 105 Pa, avhenger ikke løseligheten av gasser av totaltrykket i systemet og bestemmes av Henrys konstant og temperatur. Effekten av temperatur på løseligheten av gasser bestemmes fra uttrykket:

rensing absorpsjon ekstraksjon utfelling

hvor C er den differensielle oppløsningsvarmen til ett mol gass i uendelig store mengder løsning, er definert som verdien termisk effekt(H i - H i 0) overgang av den i-te komponenten fra gass til løsning.

I tillegg til de bemerkede tilfellene, er det i ingeniørpraksis et betydelig antall systemer der likevekts-interfasefordelingen til en komponent er beskrevet ved bruk av spesielle empiriske avhengigheter. Dette gjelder spesielt for systemer som inneholder to eller flere komponenter.

Grunnleggende forhold for absorpsjonsprosessen. Hver av komponentene i systemet skaper et trykk, hvis størrelse bestemmes av konsentrasjonen av komponenten og dens flyktighet.

Når systemet forblir i konstante forhold i lang tid, etableres en likevektsfordeling av komponenter mellom fasene. Absorpsjonsprosessen kan skje forutsatt at konsentrasjonen (deltrykket til komponenten) i gassfasen som kommer i kontakt med væsken er høyere enn likevektstrykket over absorpsjonsløsningen.

Bibliografi

1. Vetoshkin A.G. Teoretisk grunnlag for miljøvern: opplæringen. - Penza: PGASA Publishing House, 2002. 290 s.

2. Ingeniørvern overflatevann fra industriavfall: lærebok. godtgjørelse D.A. Krivoshein, P.P. Kukin, V.L. Lapin [og andre]. M.: forskerskolen, 2003. 344 s.

4. Grunnleggende om kjemisk teknologi: en lærebok for studenter ved kjemiske og tekniske universiteter / I.P. Mukhlenov, A.E. Gorshtein, E.S. Tumarkin [Red. I.P. Mukhlenova]. 4. utg., revidert. og tillegg M.: Høyere. skole, 1991. 463 s.

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

6. Ramm V.M./ Absorpsjon av gasser, 2. utg., M.: Chemistry, 1976.656 s.

Skrevet på Allbest.ru

...

Lignende dokumenter

Egenskaper av bomullsstøv. Rensing av støvete luft. Metoder for å rense gasser fra mekaniske urenheter. Miljøaspekter vannrensing Kjennetegn på avløpsvann fra en bomullsfabrikk. Bestemmelse av konsentrasjoner av blandede avrenningsforurensninger.

sammendrag, lagt til 24.07.2009


Anvendelse av fysisk-kjemiske og mekanisk metode for rensing av industrielt avløpsvann, tilberedning av uoppløste mineralske og organiske urenheter. Fjerning av fint dispergerte uorganiske urenheter ved koagulering, oksidasjon, sorpsjon og ekstraksjon.

kursarbeid, lagt til 10/03/2011


Sammensetning av avløpsvann og de viktigste metodene for behandling. Utslipp av avløpsvann til vannforekomster. Grunnleggende metoder for behandling av avløpsvann. Øke effektiviteten av miljøverntiltak. Innføring av lite avfall og avfallsfrie teknologiske prosesser.

sammendrag, lagt til 18.10.2006


Prinsipper for intensivering av teknologiske prosesser for miljøvern. Heterogen katalyse av avgassnøytralisering. Rensing av gasser ved etterbrenning i flamme. Biologisk avløpsvannbehandling. Beskyttelse av miljøet mot energipåvirkning.

sammendrag, lagt til 12.03.2012


Kjennetegn ved moderne avløpsvannbehandling for å fjerne forurensninger, urenheter og skadelige stoffer. Metoder for behandling av avløpsvann: mekanisk, kjemisk, fysisk-kjemisk og biologisk. Analyse av flotasjons- og sorpsjonsprosesser. Introduksjon til zeolitter.

sammendrag, lagt til 21.11.2011


Industrielle og biologiske katalysatorer (enzymer), deres rolle i reguleringen av teknologiske og biokjemiske prosesser: Anvendelse av adsorpsjonskatalytiske metoder for å nøytralisere giftige utslipp fra industriell produksjon og avløpsvannbehandling.

kursarbeid, lagt til 23.02.2011


Typer og kilder til luftforurensning, grunnleggende metoder og metoder for rensing. Klassifisering av gassrense- og støvoppsamlingsutstyr, drift av sykloner. Essensen av absorpsjon og adsorpsjon, luftrensesystemer fra støv, tåke og urenheter.

kursarbeid, lagt til 12.09.2011


Generelle kjennetegn ved miljøvernproblemer. Bli kjent med stadiene i utviklingen av en teknologisk ordning for behandling og demineralisering av avfallsdannelsesvann ved Dysh-feltet. Vurdering av metoder for rensing av avløpsvann fra oljeproduksjonsbedrifter.

avhandling, lagt til 21.04.2016


Regnskap og håndtering av miljørisiko for befolkningen fra miljøforurensning. Metoder for rensing og nøytralisering av avgasser fra JSC Novoroscement. Apparater og enheter som brukes til å rense aspirasjonsluft og avgasser fra støv.

avhandling, lagt til 24.02.2010


Grunnleggende begreper og klassifisering av væskekromatografimetoder. Essensen av høyytelses væskekromatografi (HPLC), dens fordeler. Sammensetning av kromatografiske komplekser, typer detektorer. Anvendelse av HPLC i analyse av miljøobjekter.

STATLIG UTDANNINGSINSTITUSJON FOR HØYERE PROFESJONELL UTDANNING

MOSKVA STATE TEKNOLOGISKE UNIVERSITET "STANKIN"

DET TEKNOLOGISKE FAKULTET

AVDELING FOR INGENIØR ØKOLOGI OG LIVSSIKKERHET

Doktor i fysikk og matematikk. vitenskap, professor

M.Yu.KHUDOSHINA

TEORETISK GRUNNLAG FOR MILJØVERN

FORelesningsnotater

MOSKVA

Introduksjon.

Miljøvernmetoder. Grønnere industriproduksjon

Metoder og midler for miljøvern.

Miljøvernstrategien er basert på objektiv kunnskap om funksjonslovene, sammenhenger og dynamikken i utviklingen av miljøets bestanddeler. De kan oppnås gjennom vitenskapelig forskning innen ulike områder kunnskap - naturvitenskap, matematisk, økonomisk, sosial, offentlig. Basert på de oppnådde mønstrene utvikles metoder for miljøvern. De kan deles inn i flere grupper:

Propagandametoder

Disse metodene er dedikert til å fremme beskyttelsen av naturen og dens individuelle elementer. Hensikten med bruken av dem er å danne et økologisk verdensbilde. Skjemaer: muntlig, trykt, visuell, radio og fjernsyn. For å oppnå effektiviteten til disse metodene, brukes vitenskapelig utvikling innen sosiologi, psykologi, pedagogikk, etc..

Lovgivningsmetoder

De grunnleggende lovene er grunnloven, som fastsetter hovedoppgaver og ansvar for en borger i forhold til miljøet, samt lov om... Rettsvern av land er sikret av jordlovgivningen (Fundamentals... Rettsvern av undergrunn (lovgivning om undergrunn, Undergrunnskode) sikrer statlig eierskap til undergrunn, ...

Organisatoriske metoder

Disse metodene inkluderer statlige og lokale organisatoriske arrangementer, rettet mot plassering på territoriet til bedrifter, industrielle og befolkede områder som er hensiktsmessig fra et miljøvernsynspunkt, samt å løse enkelt og komplekse miljø problemer og spørsmål. Organisatoriske metoder sikrer gjennomføringen av masse-, statlige eller internasjonale økonomiske og andre hendelser med sikte på å skape effektive forhold miljø. For eksempel å overføre hogst fra den europeiske delen til Sibir, erstatte tre med armert betong og spare naturressurser.

Disse metodene er basert på system analyse, kontrollteori, simuleringsmodellering, etc.

Tekniske metoder

De bestemmer graden og typene av påvirkning på beskyttelsesobjektet eller dets omgivelsesforhold for å stabilisere tilstanden til objektet, inkludert:

• Opphør av innflytelse på verneobjekter (pålegg, reservasjon, bruksforbud).

· Reduser og reduser eksponering (regulering), bruksvolum, skadelige effekter ved rensing av skadelige utslipp, miljøregulering mv.

· Reproduksjon av biologiske ressurser.

· Restaurering av utarmete eller ødelagte beskyttede objekter (naturminner, populasjoner av planter og dyr, biocenoser, landskap).

· Økende bruk (bruk i beskyttelse av raskt reproduserende kommersielle populasjoner), tynning ut populasjoner for å redusere dødeligheten fra smittsomme sykdommer.

· Endring av bruksformer i vern av skog og jord.

· Domestisering (Przewalskis hest, ærfugl, bison).

· Gjerder med gjerder og nett.

· Ulike metoder beskyttelse av jord mot erosjon.

Metodeutviklingen er basert på grunnleggende og anvendt vitenskapelig utvikling innen naturvitenskap, inkludert kjemi, fysikk, biologi, etc.

Teknoøkonomiske metoder

• Utvikling og forbedring av behandlingsanlegg.
• Innføring av avfallsfri og lavavfallsproduksjon og teknologier.
• Økonomiske metoder: obligatoriske betalinger for miljøforurensning; betaling for Naturlige ressurser; bøter for brudd på miljølovgivningen; budsjettfinansiering av staten miljøprogrammer; systemer for statlige miljømidler; miljøforsikring; sett med tiltak for økonomisk stimulering miljøvern .

Slike metoder er utviklet på grunnlag anvendte disipliner, under hensyntagen til tekniske, teknologiske og økonomiske aspekter.

Del 1. Fysiske prinsipper for industriell gassrensing.

Emne 1. Veiledning for beskyttelse av luftbassenget. Vanskeligheter med gassrensing. Funksjoner ved luftforurensning

Veibeskrivelse for beskyttelse av luftbassenget.

Sanitære og tekniske tiltak.

Installasjon av gass- og støvrenseutstyr,

Montering av ekstra høye rør.

Kriteriet for miljøkvalitet er maksimalt tillatt konsentrasjon (MPC).

2. Teknologisk retning .

Opprettelse av nye metoder for å tilberede råvarer, rense dem fra urenheter før de blir involvert i produksjonen,

Opprettelse av ny teknologi basert delvis eller fullstendig
lukkede sykluser,

Utskifting av råvarer, utskifting av tørre metoder for bearbeiding av støvproduserende materialer med våte,

Automatisering av produksjonsprosesser.

Planleggingsmetoder.

Installasjon av sanitære beskyttelsessoner, som er regulert av GOST og byggeforskrifter,

Optimal plassering av bedrifter tatt i betraktning vindrosen,
- fjerning av giftig industri utenfor bygrensene,

Rasjonell planlegging Urban utvikling,

Landskapsarbeid.

Kontroll- og forbudstiltak.

Maksimal tillatt konsentrasjon,

Maksimalt tillatte utslipp,

Automatisering av utslippskontroll,

Forbud mot visse giftige produkter.

Vanskeligheter med gassrensing

Problemet med industriell gassrensing skyldes først og fremst følgende årsaker:

· Gasser varierer i sammensetning.

Gasser har høy temperatur og en stor mengde støv.

· Konsentrasjonen av ventilasjon og prosessutslipp er variabel og lav.

· Bruken av gassrenseanlegg krever kontinuerlig forbedring

Funksjoner ved luftforurensning

Først av alt inkluderer disse konsentrasjonen og den spredte sammensetningen av støv. Typisk består 33-77 % av forurensningsvolumet av partikler med en partikkelstørrelse på opptil 1,5... Atmosfæriske inversjoner Normal temperaturstratifisering bestemmes av forhold når en høydeøkning tilsvarer en reduksjon...

Tema 2. Krav til behandlingstilbud. Struktur av industrigasser

Krav til renseanlegg. Rengjøringsprosessen er preget av flere parametere. 1. Generell rengjøringseffektivitet (n):

Struktur av industrigasser.

Industrigasser og luft som inneholder faste eller flytende partikler er tofasesystemer som består av et kontinuerlig (kontinuerlig) medium - gasser og en dispergert fase (faste partikler og væskedråper), slike systemer kalles aerodisperse eller aerosoler. Aerosoler er delt inn i tre klasser : støv, røyk, tåke.

Støv.

Består av faste partikler dispergert i et gassformig medium. Dannet som et resultat av mekanisk oppmaling av faste stoffer til pulver. Disse inkluderer: aspirasjonsluft fra knusing, sliping, boreenheter, transportinnretninger, sandblåsemaskiner, maskiner for mekanisk bearbeiding av produkter, pakkeavdelinger for pulveriserte materialer. Dette er polydisperse og lavstabile systemer med partikkelstørrelser på 5-50 mikron.

Røyker.

Dette er aerodisperse systemer som består av partikler med lavt damptrykk og lav sedimentasjonshastighet.De dannes under sublimering og kondensering av damper som følge av kjemiske og fotokjemiske reaksjoner. Partikkelstørrelsen i dem varierer fra 0,1 til 5 mikron og mindre.

Tåker.

Består av væskedråper dispergert i et gassformig medium, som kan inneholde oppløste stoffer eller suspenderte faste partikler. De dannes som et resultat av kondensering av damper og under sprøyting av væske i et gassformet miljø.

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

Grunnleggende prinsipper for gassstrømhydrodynamikk.

La oss vurdere virkningen av hovedkreftene på et elementært volum av gass (fig. 1).

Ris. 1. Virkningen av krefter på et elementært volum av gass.

Teorien om gassstrømningsbevegelse er basert på to grunnleggende 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 tettheten til mediet (gassene) [kg/m3]; V - gass (middels) hastighet [m/s]; V x , V y , V z – komponenthastighetsvektorer langs koordinataksene X, Y, Z.

Denne ligningen representerer loven om bevaring av energi, ifølge hvilken en endring i massen til et visst elementært volum av gass kompenseres av en endring i tetthet (∂ρ/∂τ).

Hvis ∂ρ/∂τ = 0 - jevn bevegelse.

Navier-Stokes ligning.

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

Grenseforhold

. Fig.2 Gassstrøm rundt en sylinder.

Innledende forhold

For å karakterisere tilstanden til systemet ved det innledende tidspunktet, settes initiale betingelser.

Grensebetingelser

Grense- og startbetingelser utgjør grensebetingelser. De fremhever rom-tid-regionen og sikrer enhet i løsningen.

Emne 4. Kriterieligning. Turbulent flyt av væske (gass). Grense lag

Ligningene (1) og (2) danner et system med to ukjente – V r (gasshastighet) og P (trykk). Å løse dette systemet er veldig vanskelig, så forenklinger er introdusert. En slik forenkling er bruken av likhetsteori. Dette lar deg erstatte system (2) med én kriterieligning.

Kriterieligning.

f(Fr, Eu, Re r) = 0

Disse kriteriene Fr, Eu, Re r er basert på eksperimenter. Typen funksjonell forbindelse etableres eksperimentelt.

Froude-kriterium

Det karakteriserer forholdet mellom treghetskraften og tyngdekraften:

Fr = Vg 2 /(gℓ)

hvor Vg 2 er treghetskraften; gℓ - gravitasjon; ℓ - definerer lineær parameter, bestemmer skalaen for gassbevegelse [m].

Froude-kriteriet spiller en viktig rolle når et bevegelig strømningssystem er betydelig påvirket av gravitasjonskrefter. Når man løser mange praktiske problemer, degenererer Froude-kriteriet, siden tyngdekraften tas i betraktning.

Euler-kriterium(sekundær):

Eu = Δp/(ρ g V g 2)

hvor Δр - trykkfall [Pa]

Eulers kriterium karakteriserer forholdet mellom trykkkraften og treghetskraften. Den er ikke avgjørende og anses som sekundær. Formen finner man ved å løse ligning (3).

Reynolds kriterium

Den er den viktigste og karakteriserer forholdet mellom treghetskrefter og friksjonskraft, turbulent og lineær bevegelse.

Re r = V g ρ g ℓ / μ g

hvor μ – ​​dynamisk viskositet til gass [Pa s]

Reynolds-kriteriet er den viktigste egenskapen til bevegelsen av en gasstrøm:

• ved lave verdier av Reynolds-kriteriet Re, dominerer friksjonskrefter, og en stabil lineær (laminær) gasstrøm observeres. Gassen beveger seg langs veggene, som bestemmer strømningsretningen.
• Når Reynolds-kriteriet øker, mister den laminære strømningen stabilitet og, ved en viss kritisk verdi av kriteriet, forvandles til et turbulent regime. I den beveger turbulente gassmasser seg i alle retninger, inkludert i retning av veggen og kroppen strømlinjeformet av strømmen.

Turbulent væskestrøm.

Automatisk modus.

Turbulente pulsasjoner bestemmes av hastigheten og bevegelsens skala. Bevegelsesskala: 1. De raskeste pulseringene har størst skala 2. Ved bevegelse i et rør faller skalaen til de største pulseringene sammen med diameteren på røret. krusningsverdiene bestemmes...

Ripple hastighet

Vλ = (εnλ / ρг)1/3 2. En reduksjon i hastigheten og pulseringsskalaen tilsvarer en reduksjon i antallet... Reλ = Vλλ / νг = Reг(λ/ℓ)1/3

Selvlignende modus

ξ = A Reg-n hvor A, n er konstanter. Med en økning i treghetskrefter avtar eksponenten n. Jo mer intens turbulensen er, jo mindre n...

Grense lag.

1. I følge Prandtl–Taylor-hypotesen er bevegelsen i grenselaget laminær. På grunn av fravær av turbulent bevegelse, overføring av materie... 2. I grenselaget avtar turbulente pulsasjoner gradvis, nærmer seg... I det diffuse underlaget z<δ0, у стенки молекулярная диффузия полностью преобла­дает над турбулентной.

Emne 5. Egenskaper til partikler.

Grunnleggende egenskaper til suspenderte partikler.

I. Partikkeltetthet.

Partikkeltetthet kan være sann, bulk eller tilsynelatende. Bulkdensitet tar hensyn til luftgapet mellom støvpartikler. Når kaking oppstår, øker den med 1,2-1,5 ganger. Tilsynelatende tetthet er forholdet mellom en partikkels masse og dens okkuperte volum, inkludert porer, hulrom og uregelmessigheter. En reduksjon i tilsynelatende tetthet i forhold til den sanne er observert i støv som er utsatt for koagulering eller sintring av primære partikler (sot, ikke-jernholdige metalloksider). For glatte monolittiske eller primære partikler faller den tilsynelatende tettheten sammen med den sanne.

II. Partikkelspredning.

Partikkelstørrelse bestemmes på flere måter: 1. Klar størrelse - den minste størrelsen på silhullene gjennom hvilke flere... 2. Diameteren til sfæriske partikler eller den største lineære størrelsen på uregelmessig formede partikler. Den brukes når…

Typer distribusjoner

Ulike verksteder har ulik sammensetning av emitterte gasser og ulik sammensetning av forurensninger. Gassen skal undersøkes for støvinnhold, bestående av partikler av ulik størrelse. For å karakterisere den dispergerte sammensetningen brukes fordelingen av partikler i prosent per volumenhet etter tall f(r) og etter masse g(r) - henholdsvis telling og massefordeling. Grafisk er de preget av to grupper av kurver - differensielle og integrerte kurver.

1. Differensialfordelingskurver

A) Tellefordeling

Fraksjonene av partikler hvis radier er i intervallet (r, r+dr) og følger funksjonen f(r) kan representeres som:

f(r)dr=1

Fordelingskurven som kan brukes til å beskrive denne funksjonen f(r) kalles differensialfordelingskurven for partikler i henhold til deres størrelser i henhold til antall partikler (fig. 4).

Ris. 4. Differensialkurve for aerosolpartikkelstørrelsesfordeling i henhold til antall.

B) Massefordeling.

På samme måte kan vi representere pag(r):g(r)dr=1

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

0 2 50 80 µm

Ris. 5. Differensialfordelingskurve for aerosolpartikler etter størrelse i henhold til deres masse.

Kumulative distribusjonskurver.

D(%) 0 10 100 µm Figur 6. Integrert kurve for passeringer

Effekt av dispersjon på partikkelegenskaper

Partikkelspredning påvirker dannelsen av fri overflateenergi og graden av stabilitet til aerosoler.

Fri energi på overflaten.

onsdag

Overflatespenning.

På grunn av deres store overflate, skiller aerosolpartikler seg fra kildematerialet i noen egenskaper som er viktige for praksis for støvfjerning.

Overflatespenningen for væsker i grensesnittet med luft er nå nøyaktig kjent for ulike væsker. Det er for eksempel for:

Vann -72,5 N cm 10 -5.

For faste stoffer er det betydelig og numerisk lik det maksimale arbeidet som brukes på dannelsen av støv.

Det er ubetydelig lite av gasser.

Hvis molekylene til en væske interagerer sterkere med molekylene til et fast stoff enn med hverandre, sprer væsken seg over overflaten av det faste stoffet og fukter det. Ellers samler væsken seg til en dråpe, som ville ha en rund form hvis tyngdekraften ikke virket.

Diagram over fuktbarheten til rektangulære partikler.

Diagrammet (fig. 11) viser:

a) nedsenking av en fuktet partikkel i vann:

b) nedsenking av en ikke-fuktbar partikkel i vann:

Fig. 11. Fuktingsplan

Fuktingsomkretsen til partikler er grensen for interaksjon mellom tre medier: vann (1), luft (2), fast legeme (3).

Disse tre miljøene har avgrensende overflater:

Væske-luft overflate med overflatespenning δ 1,2

Luftfast overflate med overflatespenning δ 2,3

Væske-fast overflate med overflatespenning δ 1,3

Kreftene δ 1,3 og δ 2,3 virker i planet til det faste legeme per lengdeenhet av fukteomkretsen. De er rettet tangentielt til grensesnittet og vinkelrett på fuktomkretsen. Kraften δ 1,2 er rettet mot en vinkel Ө, kalt kontaktvinkelen (fuktingsvinkel). Hvis vi neglisjerer tyngdekraften og løftekraften til vannet, så balanseres alle tre kreftene når likevektsvinkelen Ө dannes.

Likevektstilstanden 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 partiklene dårlig fuktet. Fullstendig ikke-fukting (Ө = 180°) observeres ikke.

Fuktbare (Ө >0°) partikler er kvarts, talkum (Ө =70°), glass, kalsitt (Ө =0°). Ikke-fuktbare partikler (Ө = 105°) er parafin.

Fuktbare (hydrofile) partikler trekkes inn i vann av kraften fra overflatespenningen som virker på vann-luft-grensesnittet. Hvis partikkeltettheten mindre tetthet vann tilføres tyngdekraften til denne kraften, og partiklene synker. Hvis tettheten til partikkelen er mindre enn tettheten til vannet, reduseres den vertikale komponenten av overflatespenningskreftene av vannets løftekraft.

Ikke-fuktbare (hydrofobe) partikler støttes på overflaten av overflatespenningskrefter, hvor den vertikale komponenten legges til løftekraften. Hvis summen av disse kreftene overstiger tyngdekraften, forblir partikkelen på overflaten av vannet.

Vannfuktbarhet påvirker ytelsen til våtstøvsamlere, spesielt når du arbeider med resirkulering - glatte partikler fuktes bedre enn partikler med ujevn overflate, siden de er i større grad dekket med et absorbert gassskall, noe som gjør fukting vanskelig.

Basert på naturen til fukting skilles tre grupper av faste stoffer:

1. hydrofile materialer som er godt fuktet av vann - kalsium,
de fleste silikater, kvarts, oksiderbare mineraler, alkalihalogenider
metaller

2. hydrofobe materialer som er dårlig fuktet av vann - grafitt, svovelkull.

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

IV. Adhesive egenskaper til partikler.

Fad = 2δd hvor δ er overflatespenningen ved grensen til et fast legeme og luft. Adhesjonskraften er direkte proporsjonal med den første potensen til diameteren, og kraften som bryter aggregatet, for eksempel tyngdekraften eller...

V. Slipeevne

Slipeevne– intensiteten av metallslitasje, ved samme gasshastigheter og støvkonsentrasjoner.

Slipeevnen til partikkelegenskaper avhenger av:

1. hardheten til støvpartikler

2. former for støvpartikler

3. støvpartikkelstørrelse

4. Støvpartikkeltetthet

Slipeegenskapene til partikler tas i betraktning når du velger:

1. hastighet på støvete gasser

2. veggtykkelse på apparater og gassavfall

3. frontmaterialer

VI. Hygroskopisitet og løselighet av partikler.

Kommer an på:

1. kjemisk sammensetning av støv

2. støvpartikkelkammer

3. former av støvpartikler

4. grad av overflateruhet av støvpartikler

Disse egenskapene brukes til å samle støv i enheter av våt type.

VII. Elektriske egenskaper til støv.

Elektrisk forurensning av partikler.

Atferd i avgasser Oppsamlingseffektivitet i gassrenseanordninger (elektrisk filter) ... Eksplosjonsfare

IX. Støvets evne til å antennes spontant og danne eksplosive blandinger med luft.

Det er tre grupper av stoffer basert på brannårsakene: 1. Stoffer som selvantenner når de utsettes for luft. Årsaken til brannen er oksidasjon under påvirkning av atmosfærisk oksygen (varme frigjøres ved lav...

Mekanisme for spontan forbrenning.

Brennbart støv på grunn av den høyt utviklede overflaten av kontakt med partikler med oksygen, er den i stand til spontan forbrenning og dannelse av eksplosive blandinger med luft. Intensiteten til en støveksplosjon avhenger av:

Termiske og kjemiske egenskaper til støv

Størrelse og form på støvpartikler

Støvpartikkelkonsentrasjoner

Sammensetning av gasser

Størrelse og temperatur på tennkilder

Relativt innhold av inert støv.

Når temperaturen stiger, kan antennelse oppstå spontant. Produktivitet og forbrenningsintensitet kan variere.

Intensitet og varighet av forbrenningen.

Tette støvmasser brenner langsommere, siden oksygentilgang til dem er vanskelig. Løse og små støvmasser antennes gjennom hele volumet. Når oksygenkonsentrasjonen i luften er mindre enn 16 %, eksploderer ikke støvskyen. Jo mer oksygen, jo mer sannsynlig er en eksplosjon og jo større er dens styrke (i en bedrift under sveising, ved skjæring av metall). Minste eksplosive konsentrasjoner av støv suspendert i luften er 20-500 g/m 3, maksimum er 700-800 g/m 3

Emne 6. Grunnleggende mekanismer for partikkelavsetning

Driften av ethvert støvoppsamlingsapparat er basert på bruken av en eller flere mekanismer for avsetning av partikler suspendert i gasser. 1. Gravitasjonssedimentasjon (sedimentering) skjer som følge av... 2. Sedimentering under påvirkning av sentrifugalkraft. Observert under den krumlinjede bevegelsen til en aerodisperse strømning (strøm...

Gravitasjonssedimentering (sedimentering)

F= Sch, hvor er motstandskoeffisienten til partikkelen; S h - tverrsnittsareal av partikkelen, vinkelrett på bevegelsen; Vh –…

Sentrifugal partikkelsedimentering

F=mch, V= t m – partikkelmasse; V - hastighet; r - rotasjonsradius; t-relaksasjonstid Tiden for sedimentering av suspenderte partikler i sentrifugale støvsamlere er direkte proporsjonal med kvadratet på partikkeldiameteren.…

Innflytelsen av Reynolds-kriteriet på treghetsavsetning.

2. Med en økning i Reynolds-kriteriet under overgangen til turbulent bevegelse, Grense lag. Ettersom... 3. Ved verdier av kriteriet større enn det kritiske (500), er strømlinjene sterkere... 4. Med utviklet turbulens som nærmer seg det selvliknende regimet, kan Reynolds-kriteriet ignoreres. I…

Engasjement.

Dermed er avsetningseffektiviteten til denne mekanismen over 0, og når det ikke er noen treghetsavsetning, er inngrepseffekten karakterisert ved... R=dch/d

Diffusjonsavsetning.

hvor D er diffusjonskoeffisienten, karakteriserer effektiviteten til Brownsk... Forholdet mellom indre friksjonskrefter og diffusjonskrefter er karakterisert av Schmidt-kriteriet:

Avsetning under påvirkning av elementære ladninger

Elementær ladning av partikler kan utføres på tre måter: 1. Under generering av aerosoler 2. På grunn av diffusjon av frie ioner

Termoforese

Dette er frastøting av partikler av oppvarmede legemer. Forårsaket av krefter som virker fra gassfasen på ujevnt oppvarmede partikler som befinner seg i den... Hvis partikkelstørrelsen er større enn 1 mikron, vil forholdet endelig hastighet prosess til... Merk: en negativ bivirkning oppstår når faste partikler legger seg fra varme gasser til kalde...

Diffusjonsforese.

Denne bevegelsen av partikler er forårsaket av konsentrasjonsgradienten til komponentene i gassblandingen. Manifesterer seg i prosessene med fordampning og kondensering. Når du fordamper fra...

Partikkelsedimentering i en turbulent strømning.

Hastighetene til turbulent pulsering øker, diametrene til virvlene avtar, og småskala pulsasjoner vinkelrett på veggen vises allerede på...

Bruke et elektromagnetisk felt for å sette opp suspenderte partikler.

Når gasser beveger seg i et magnetfelt, virker en kraft på en partikkel rettet i rett vinkel og i retning av feltet. Som et resultat av slik eksponering... Den totale partikkelfangsteffektiviteten til ulike avsetningsmekanismer.

Emne 7. Koagulering av suspenderte partikler

Konvergensen av partikler kan oppstå på grunn av Brownsk bevegelse (termisk koagulasjon), hydrodynamisk, elektrisk, gravitasjons- og andre ... Hastigheten av reduksjon i den tellbare konsentrasjonen av partikler

§ 3. Mekanismer for spredning av forurensning i miljøet

Tema 8. Masseoverføring

Spredning av forurensning i miljøet (Fig. 13) skjer hovedsakelig pga naturlige prosesser og avhenger av de fysiske og kjemiske egenskapene til stoffer, fysiske prosesser knyttet til deres overføring, biologiske prosesser som deltar i globale prosesser for stoffsirkulasjon, sykliske prosesser i individuelle økosystemer. Spredningstendensen til stoffer er årsaken til ukontrollert regional opphopning av stoffer.

A - atmosfære

G - hydrosfære

L - litosfære

F - dyr

H - mann

P - planter

Ris. 13. Plan for masseoverføring i biosfæren.

I økosfæren spiller de fysisk-kjemiske egenskapene til molekyler, damptrykk og løselighet i vann først og fremst en rolle i overføringsprosessen.

Masseoverføringsmekanismer

Diffusjon er karakterisert ved en diffusjonskoeffisient [m2/s] og avhenger av de molekylære egenskapene til det oppløste stoffet (relativ diffusjon) og... Konveksjon er den tvungne bevegelsen av oppløste stoffer ved en strøm av vann.... Dispersjon er omfordelingen av oppløste stoffer forårsaket av heterogeniteten til strømningshastighetsfeltet.

Jord - vann

Spredning av forurensning i jorda skjer hovedsakelig på grunn av naturlige prosesser. Avhenger av de fysisk-kjemiske egenskapene til stoffer, fysiske... Jord-vann-grensesnittet spiller en viktig rolle i overføringsprosessen. Grunnleggende …

Langmuir ligning

x/m er forholdet mellom massen av det adsorberte stoffet og massen av adsorbenten; og er konstanter som karakteriserer systemet under vurdering; - likevektskonsentrasjon av et stoff i løsning.

Freundlich isotermisk adsorpsjonsligning

K - adsorpsjonskoeffisient; 1/n - karakteristisk for graden av adsorpsjon Den andre ligningen brukes hovedsakelig for å beskrive fordelingen ...

Tema 9. Mottak og akkumulering av stoffer i levende organismer. Andre typer overføringer

Ethvert stoff blir absorbert og assimilert av levende organismer. Steady-state-konsentrasjonen er metningskonsentrasjonen. Hvis det er høyere enn i... Prosesser for akkumulering av stoffer i kroppen: 1. Biokonsentrasjon - anrikning kjemiske forbindelser kroppen som et resultat av direkte påfyll fra miljøet...

Emne 10. Modeller for distribusjon av urenheter i media

Modeller for fordeling av urenheter i vannmiljøet

Spredning av forurensning i atmosfæren.

Beregning av spredning av skadelige stoffer inneholdt i utslipp til atmosfæren... Kriterier for vurdering av luftforurensning.

Metoder for rensing av industrielle utslipp fra gassformig forurensning.

Følgende hovedmetoder skilles ut:

1. Absorpsjon- vask av utslipp av urenheter med løsemidler.

2. Kjemisorpsjon- vask av utslipp med løsninger av reagenser som binder
elt kjemisk.

3. Adsorpsjon- absorpsjon av gassformige urenheter av faste aktive stoffer.

Termisk nøytralisering av avgasser.

Biokjemiske metoder.

I gassrenseteknologi kalles adsorpsjonsprosesser scrubberprosesser. Metoden består i å bryte ned gass-luftblandinger til deres komponentdeler ved... Organisering av kontakten av en gasstrøm med et flytende løsningsmiddel utføres: ... · Ved å føre gassen gjennom en pakket kolonne.

Fysisk adsorpsjon.

Mekanismen er som følger:

Gassmolekyler fester seg til overflaten av faste stoffer under påvirkning av intermolekylære krefter av gjensidig tiltrekning. Varmen som frigjøres i dette tilfellet avhenger av tiltrekningskraften og faller sammen med varmen fra dampkondensering (når opp til 20 kJ/m3). I dette tilfellet kalles gassen et adsorbat, og overflaten er en adsorbent.

Fordeler Denne metoden er reversibel: når temperaturen øker, desorberes den absorberte gassen lett uten å endre den kjemiske sammensetningen (dette skjer også når trykket synker).

Kjemisk adsorpsjon (kjemisorpsjon).

Ulempen med kjemisorpsjon er at det i dette tilfellet det er irreversibelt, den kjemiske sammensetningen av adsorbatet endres. Adsorbatet som er valgt... Adsorbenter kan være både enkle og komplekse oksider (aktiverte...

Seksjon 4. Teoretisk grunnlag for beskyttelse av hydrosfæren og jordsmonnet

Emne 11. Teoretisk grunnlag for hydrosfærebeskyttelse

Industriell avløpsvann

Industrielt avløpsvann, i henhold til forurensningens natur, er delt inn i syre-base, som inneholder ioner tungmetaller, krom-, fluor- og cyanidholdig. Surt-alkalisk avløpsvann dannes fra prosessene med avfetting, kjemisk etsing og påføring av forskjellige belegg.

Reagensmetode

På stadiet med forbehandling av avløpsvann brukes ulike oksidasjonsmidler, reduksjonsmidler, syrer og alkaliske reagenser, både ferske og... Etterbehandling av avløpsvann kan gjøres ved hjelp av mekaniske og karbonfiltre. ...

Elektrodialyse.

I denne metoden behandles avløpsvann elektrokjemisk ved bruk av kjemiske reagenser. Kvaliteten på renset vann etter elektrodialyse kan være nær destillert vann. Det er mulig å rense vann med en rekke kjemisk forurensning: fluorid, krom, cyanider, etc. Elektrodialyse kan brukes før ionebytte for å opprettholde et konstant saltinnhold i vann, ved regenerering av avfallsløsninger og elektrolytter. Ulempen er betydelig energiforbruk. Kommersielt tilgjengelige elektrodialyseenheter som EDU, ECHO, AE osv. brukes. (med produktivitet fra 1 til 25 m 3 / t).

Vannrensing fra oljeprodukter

Internasjonal konvensjon av 1954 (som endret 1962, 1969, 1971) for å forhindre havforurensning med olje, har etablert et forbud mot utslipp over bord av lense- og ballastvann som inneholder oljeprodukter innenfor kystsonen (inntil 100-150 mil) med en konsentrasjon på mer enn 100 mg/l). I Russland er følgende maksimalt tillatte konsentrasjoner (MPC) av petroleumsprodukter i vann etablert: petroleumsprodukter med høyt svovelinnhold - 0,1 mg/l, ikke-svovelholdige petroleumsprodukter - 0,3 mg/l. I denne forbindelse er utvikling og forbedring av metoder og midler for å rense vann fra petroleumsproduktene det inneholder av stor betydning for miljøvern.

Metoder for rensing av oljeholdig vann.

_Koalescens. Dette er prosessen med partikkelforstørrelse på grunn av deres fusjon. Forgrovning av petroleumsproduktpartikler kan oppstå spontant når de... Noen økninger i koalescenshastigheten kan oppnås ved oppvarming... Koagulering. I denne prosessen blir partikler av petroleumsprodukter større når ulike...

Tema 12. Teoretisk grunnlag for jordvern

Det teoretiske grunnlaget for jordvern inkluderer blant annet spørsmål om bevegelse av forurensninger i jorda for regioner med forskjellig... modell for fordeling av forurensninger i jorda

Ris. 14. Typer avfallshåndtering

EN - dumptype begravelse; b - begravelse i bakkene; V - begravelse i groper; G - begravelse i underjordisk bunker; 1 - Avfall; 2 - vanntetting; 3 - betong

Ulemper med begravelser av dumptype: vanskeligheter med å vurdere stabiliteten til skråninger; høye skjærspenninger ved bunnen av bakkene; behovet for å bruke spesielle bygningskonstruksjoner for å øke stabiliteten ved avhending; estetisk belastning på landskapet. Begravelser i bakkene I motsetning til begravelsene av dumptypen som er vurdert ovenfor, krever de ekstra beskyttelse av gravlegemet fra å skli og fra å bli vasket bort av vann som strømmer ned skråningen.
Begravelse i groper har mindre innvirkning på landskapet og utgjør ikke bærekraftsfarer. Imidlertid krever det drenering av vann ved hjelp av pumper, siden basen er plassert under jordens overflate. Slik nedgraving skaper ytterligere vanskeligheter for vanntetting av sideskråningene og bunnen av avfallshåndteringen, og krever også konstant overvåking av dreneringssystemer.
Begravelser i underjordiske bunkere på alle måter er de mer praktiske og miljøvennlige, men på grunn av de store kapitalkostnadene ved konstruksjonen deres, kan de bare brukes til å fjerne små mengder avfall. Underjordisk begravelse er mye brukt til isolasjon radioaktivt avfall, siden den tillater, under visse forhold, å sikre radioøkologisk sikkerhet for hele den nødvendige perioden og er den mest økonomiske effektiv måte håndtere dem. Avfallsplassering på deponiet bør utføres i lag som ikke er mer enn 2 m tykke med obligatorisk komprimering, for å sikre størst kompakthet og fravær av tomrom, noe som er spesielt viktig ved graving av større avfall.
Komprimering av avfall under avhending er ikke bare nødvendig for maksimal utnyttelse ledig plass, men også for å redusere påfølgende innsynkning av gravlegemet. I tillegg kompliserer et løst gravlegeme med en tetthet under 0,6 t/m kontrollen av filtratet, siden mange kanaler uunngåelig dukker opp i kroppen, noe som gjør oppsamling og fjerning vanskelig.
Men noen ganger, først og fremst av økonomiske årsaker, fylles lageret seksjon for seksjon. Hovedårsakene til seksjonsfylling er behovet for å skille ulike typer avfall innenfor ett deponi, samt ønsket om å redusere arealene der sigevann dannes.
Ved vurdering av stabiliteten til et gravlegeme bør man skille mellom ytre og indre stabilitet. Intern stabilitet forstås som tilstanden til selve gravlegemet (stabilitet på sidene, motstand mot hevelse); Ytre stabilitet refererer til stabiliteten til gravfeltet (senkning, knusing). Utilstrekkelig stabilitet kan skade dreneringssystemet. Kontrollobjektene ved deponier er luft og biogass, grunnvann og sigevann, jord og gravlegeme. Omfanget av overvåking avhenger av type avfall og utforming av deponiet.

Krav til deponier: forebygging av innvirkning på kvaliteten på grunn- og overflatevann, på kvaliteten på luftmiljøet; forhindre den negative virkningen forbundet med migrering av forurensninger til det underjordiske rommet. I samsvar med disse kravene er det nødvendig å sørge for: ugjennomtrengelige dekker av jord og avfall, lekkasjekontrollsystemer, sørge for vedlikehold og kontroll av deponiet etter stenging og andre passende tiltak.

Grunnleggende elementer i et trygt deponi: lag av overflatejord med vegetasjon; dreneringssystem langs kantene av deponiet; et lett permeabelt lag med sand eller grus; et isolerende lag av leire eller plast; avfall i avdelinger; fin jord som grunnlag for et isolerende ord; ventilasjonssystem for å fjerne metan og karbondioksid; dreneringslag for drenering av væske; bunnisolasjonslag for å hindre at forurensninger siver ned i grunnvannet.

Bibliografi.

1. Eremkin A.I., Kvashnin I.M., Yunkerov Yu.I. Standardisering av utslipp av miljøgifter til atmosfæren: lærebok - M., utgitt av ASV, 2000 - 176 s.

2. Hygieniske standarder "Maksimal tillatte konsentrasjoner (MAC) av forurensninger i den atmosfæriske luften i befolkede områder" (GN2.1.6.1338-03), med tillegg nr. 1 (GN 2s.1.6.1765-03), tillegg og endringer nr. 2 (GN 2.1.6.1983-05). Sett i kraft ved resolusjoner fra sjefssanitærlegen i den russiske føderasjonen datert 30. mai 2003 nr. 116, datert 17. oktober 2003 nr. 151, datert 3. november 2005 nr. 24 (registrert av Russlands justisdepartementet den 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 kurs i 2 bind. Under generell utg.. M.I. Mazura. - M.: Higher School, 1996. – bd. 2, 678 s.

4. Metodikk for beregning av konsentrasjoner i atmosfærisk luft av skadelige stoffer i utslipp fra virksomheter (OND-86). Resolusjon fra Statens komité for hydrometeorologi i USSR datert 4. august 1986 nr. 192.

5. SN 245-71. Sanitære standarder for design av industribedrifter.

6. Uzhov V.I., Valdberg A.Yu., Myagkov B.I., Reshidov I.K. Rensing av industrigasser fra støv. –M.: Kjemi, 1981 – 302 s.

7. Føderal lov "On the Protection of Atmospheric Air" (som endret 31. desember 2005) datert 4. mai 1999 nr. 96-FZ

8. Føderal lov "On Environmental Protection" av 10. januar 2002. Nr. 7 – Føderal lov (som endret 18. desember 2006)

9. Khudoshina M.Yu. Økologi. Laboratorieverksted UMU GOU MSTU "STANKIN", 2005. Elektronisk utgave.

Hva skal vi gjøre med det mottatte materialet:

Hvis dette materialet var nyttig for deg, kan du lagre det på siden din på sosiale nettverk: