9. Оценка эффективности устройств для очистки газовых выбросов

Экологическое совершенство очистного оборудования определяется отношением достигаемого уровня обезвреживания и экологически приемлемого уровня загрязнения биосферы. Объективным критерием последнего служит темп естественного изменения качества атмосферы, характеризуемый параметром изменчивости R:

R = dC/(C₀ dτ) , (9.1)

где C₀ и τ - начальная концентрация вещества и время наблюдения за ее изменением.

Оценка эффективности работы очистных устройств по ПДК удобна, но экологически малоинформативная. Однако не это препятствует распространению санитарно-гигиенического метода оценки эффективности очистных устройств, основанного на сравнении достигаемого уровня обезвреживания с ПДК. Неувязка в том, что обработка выбросов современными методами позволяет уменьшить концентрации вредных примесей более чем на 95%, и все же их значения остаются на 4...5 и более порядков выше нормативов ПДК.

Дальнейшее понижение концентраций загрязнителей до уровня, сопоставимого с ПДК, обошлось бы слишком дорого.

Так, например, минимальное количество энергии, необходимое для конденсации единицы массы (1 кг) гомогенной примеси, численно равно работе процесса изотермического обратимого сжатия ее объема от парциального давления р_п до давления насыщения p_нас:

A = 2,303 R T lg(p_нас/p_п), (9.2)

где А - работа сжатия, Дж/кг; R - газовая постоянная, Дж/(кг^.К); Т - абсолютная температура смеси, К.

Приняв по порядку величины давления газовых выбросов и p_нас близкими к атмосферному, а ПДК_cc загрязнителя порядка 10^-5 % об. (10^-7 об.долей), вычислим соотношение затрат энергии K на компрессию примеси с концентрацией, сравнимой с ПДК_сс, например, 10 ^-4 % об. (10 ^-6 об.долей) и с обычной для промышленных гомогенных загрязнителей концентрацией 10^-1 % об. (10^-3 об.долей). Парциальные давления примеси в рассматриваемых случаях составят: р₁ = 101325^.10^-6 = 0,1013 Па и р₂ = 101325^.10^-3 = 101,325 Па, а соотношение затрат энергии будет равно:

.

Таким образом, энергетические затраты на удаление одинакового количества загрязнителя посредством конденсации логарифмически возрастают с понижением его концентрации. Аналогичная зависимость характерна и для сорбционных методов очистки, основой которых также является конденсация примесей.

Химические (в том числе и термоокислительные) методы обработки выбросов характеризуются ростом затрат энергии с понижением начальных концентраций загрязнителей как на единицу обрабатываемой массы, так и на процесс в целом вследствие уменьшения скорости реакции:

w = k A^α B^β , (9.3)

где α и β - стехиометрические коэффициенты уравнения реакции с исходными реагентами А и В; w, k - скорость и константа скорости прямой реакции.

Для обеспечения прежней степени завершенности при замедлении превращения веществ необходимо повысить температурный уровень процесса, компенсируя коэффициент проскока загрязнителя через n-ый аппарат; понижение концентрации увеличением константы скорости реакции или интенсифицировать процесс за счет подвода механической энергии.

В ряде случаев для очистки пылегазовых выбросов применяют термохимические, термокаталитические, хемосорбционные и другие способы обработки, которые по сути являются скомбинированными из рассмотренных выше. Процессы, происходящие при этом, будут иметь еще более сложный характер, однако принцип возрастания затрат энергии с увеличением глубины очистки справедлив и для них.

По этой причине уровень обезвреживания пылегазовых выбросов устанавливается исходя из экономических соображений, а не по экологическим или санитарно-гигиеническим требованиям.

В экономически допустимых пределах совершенство современных пылегазоочистных устройств принято оценивать по степени (коэффициенту) очистки:

η = , (9.4)

где M_н, С_н, V_н - масса, средняя концентрация загрязнителя и расход газовых выбросов до очистки; M_к, С_к, V_к - то же, после очистки.

В ряде конкретных случаев можно принять с достаточной для практических расчетов точностью V_н = V_к; тогда

η = . (9.5)

Если отбросные газы последовательно обрабатываются в нескольких аппаратах, то коэффициент очистки определяют из выражения:

η = 100 - ε_n, %, (9.6)

где ε_n = 100 – η_n - коэффициент проскока загрязнителя через n-ый аппарат; _n - коэффициент очистки в n-ом аппарате; N - количество аппаратов.

Соотношения (9.4-9.6) справедливы для выбросов, содержащих один гомогенный загрязнитель, при обработке которого не образуется новых токсичных соединений. Для многокомпонентных смесей эти формулы можно применять, если способ обезвреживания имеет одинаковые коэффициенты очистки по всем ингредиентам. Однако на практике приходится иметь дело с селективностью очистных устройств по загрязнителям.

Возможность использования того или иного типа устройства для обезвреживания выбросов определенного состава устанавливается по полному коэффициенту очистки, для подсчета которого необходимы данные о селективных коэффициентах очистки рассматриваемого аппарата.

Применительно к гомогенным газовым выбросам выражение для определения селективных (парциальных) коэффициентов очистки представляется несколько в ином виде, чем для пылегазовых выбросов, так как состав гомогенных загрязнителей в отличие от дисперсных удобнее относить ко всему количеству отбросных газов:

η_с = , (9.7)

Если исходные и конечные расходы газовых выбросов можно принять одинаковыми, то

η_с = . (9.8)

Здесь – M_iн, ΔM_i - исходное и уловленное количество i-того загрязнителя; C_iн, C_iк - исходная и конечная концентрации i-того загрязнителя в составе газовых выбросов.

После решения вопроса о селективных коэффициентах очистки можно подсчитать полный коэффициент очистки η_Σ (состав загрязнителей должен быть задан или определен заранее):

η_Σ = . (9.9)

Менее всего разработана проблема оценки совершенства способов обработки, связанных с химическими превращениями загрязнителей. Практикуемое в таких случаях формальное применение формулы (9.5) может привести к грубым ошибкам. Игнорирование конкретных свойств исходных реагентов и термодинамически возможного набора конечных продуктов может обернуться тяжелыми последствиями, поскольку зачастую продукты реакции не безвредны, а иногда и более токсичны, чем исходные компоненты.

Такие ошибки типичны при оценке метода термического обезвреживания, который часто рассматривается в качестве универсального средства. Если термообезвреживанию подвергаются токсичные органические вещества - альдегиды, кетоны, органические кислоты, ароматические соединения, молекулы которых содержат только атомы С, Н и О, то при правильной организации процесса сжигания они почти полностью окисляются до практически безвредных СO₂ и H₂O. Вместе с тем в процессе горения образуются оксиды азота NO и NO₂, которые сами по себе менее токсичны, чем исходные соединения, но по воздействию на биосферу сравнимы с формальдегидом, акролеином, оксидами серы и другими соединениями, участвующими в образовании сульфатных и фотохимических смогов. Формальный расчет степени обезвреживания по исходным загрязнителям может показать картину глубокой очистки вредных выбросов, в то время как учет в формуле (9.5) образовавшихся оксидов азота поможет выявить реальную ситуацию. Если степень очистки выбросов окажется при этом недостаточной (например, при высоких концентрациях оксидов азота, характерных для энергетических парогенераторов и высокотемпературных печей), то может возникнуть вопрос о двухступенчатой очистке и, следовательно, о дополнительных затратах средств. При таком варианте решения задачи полный коэффициент очистки можно подсчитать по формуле (9.6), учитывающей результаты обеих ступеней обезвреживания.

Коэффициент очистки служит прежде всего показателем интенсивности процессов, протекающих в очистном устройстве. Показателей экологического или санитарно-гигиенического совершенства аппаратов обезвреживания в настоящее время нет, а их разработка сопряжена с затруднениями принципиального характера, которые отмечались ранее. Сомнительно также, что такого рода показатели окажутся более полезными, поскольку применять некомпетентно можно как простые, так и самые сложные методики расчетов.